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REVISTA MEXICANA DE CIENCIAS FORESTALESISSN: 2007-1132

M.C. Carlos Mallén Rivera EDITOR EN JEFE

Dr. Victor Javier Arriola Padilla SECRETARIO TÉCNICO

Dra. Cecilia Nieto de Pascual Pola M.C. Marisela C. Zamora MartínezCOORDINADORA EDITORIAL CURADORA DE PUBLICACIÓN

CONSEJO CONSULTIVO INTERNACIONAL

Dr. Celedonio Aguirre Bravo.- Forest Service, United States Department of Agriculture. Estados Unidos de NorteaméricaDra. Amelia Capote Rodríguez.- Instituto de Investigaciones Fundamentales en Agricultura Tropical. La Habana, Cuba

Dr. Carlos Rodriguez Franco.- US Forest Service Research and Development. Estados Unidos de NorteaméricaIng. Martín Sánchez Acosta.- Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria. Argentina

Dra. Laura K. Snook.- International Plant Genetic Resources Institute. Roma, Italia Dr. Santiago Vignote Peña.- E.T.S.I. de Montes, Universidad Politécnica de Madrid. España

CONSEJO CONSULTIVO NACIONAL

Dr. Salvador Fernández Rivera.- Coordinación de Investigación, Innovación y Vinculación, INIFAPDr. Miguel Caballero Deloya.- Fundador de la Revista Ciencia Forestal en México

Dr. Oscar Alberto Aguirre Calderón.- Facultad de Ciencias Forestales, Universidad Autónoma de Nuevo LeónDr. Carlos Héctor Ávila Bello.- Vicerrectoría, Universidad Veracruzana

Dr. Francisco Becerra Luna, Centro de Investigación Regional – Centro, INIFAPDr. Robert Bye Boetler.- Jardín Botánico, Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México

Dra. Amparo Borja de la Rosa.- División de Ciencias Forestales, Universidad Autónoma ChapingoDra. Patricia Koleff Osorio.- Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad

Ing. Francisco Javier Musálem López.- Academia Nacional de Ciencias ForestalesDr. Juan Bautista Rentería Ánima.- Dirección de Soporte Forestal, INIFAP

Dra. María Valdés Ramírez.- Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, Instituto Politécnico NacionalDr. Alejandro Velázquez Martínez.- Especialidad Forestal, Colegio de Postgraduados

La Revista Mexicana de Ciencias Forestales (antes Ciencia Forestal en México) es una publicación científica del sector forestal del Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP), Centro Público de Investigación y Organismo Público Descentralizado de la Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación (SAGARPA). Tiene como objetivo difundir los resultados de la investigación que realiza el propio Instituto, así como la comunidad científica nacional e internacional en el ámbito de los recursos forestales. El contenido de las contribuciones que conforman cada número es responsabilidad de los autores y su aceptación quedará a criterio del Comité Editorial, con base en los arbitrajes técnicos y de acuerdo a las normas editoriales. Se autoriza la reproducción de los trabajos si se otorga el debido crédito tanto a los autores como a la revista. Los nombres comerciales citados en las contribuciones, no implican patrocinio o recomendación a las empresas referidas, ni crítica a otros productos, herramientas o instrumentos similares.

La Revista Mexicana de Ciencias Forestales está inscrita en el Índice de Revistas Mexicanas de Investigación Científica y Tecnológica, del Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT). Es referida en el servicio de CABI Publishing (Forestry Abstracts y Forest Products Abstracts) de CAB International, así como en el Catálogo de Revistas

del Sistema Regional de Información en Línea para Revistas Científicas de América y El Caribe, España y Portugal (LATINDEX); en el Índice de Revistas Latinoamericanas en Ciencias (PERIÓDICA); en el Catálogo Hemerográfico de Revistas Latinoamericanas, Sección de Ciencias Exactas y Naturales (HELA) y en la Scientific Electronic Library Online (SciELO-México).

La Revista Mexicana de Ciencias Forestales Volumen 3, Número 11, mayo-junio 2012, es una publicación bimestral editada por el Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP). Av. Progreso No. 5, Barrio de Santa Catarina, Delegación Coyoacán, C. P. 04010, México D. F. www.inifap.gob.mx, [email protected]. Distribuida por el Centro Nacional de Investigación Disciplinaria en Conservación y Mejoramiento de Ecosistemas Forestales (CENID-COMEF). Editor Responsable. Carlos Mallén Rivera. Reservas de Derechos al Uso Exclusivo No. 04-2010-012512434400-102. ISSN: 2007-1132, otorgados por el Instituto Nacional del Derecho de Autor (INDAUTOR). Certificado de Licitud de Título y Licitud de Contenido: En trámite por la Comisión Calificadora de Publicaciones y Revistas Ilustradas de la Secretaría de Gobernación. Impreso por: URBIMPRESOS, Ingenieros Mecánicos Mz. 14, Lt. 27, Col. Nueva Rosita, Delegación Iztapalapa C.P. 09420 México, D.F. Este número se terminó de imprimir el 17 de junio de 2012, con un tiraje de 1,000 ejemplares.

Portada: Elionor Ostrom. Premio Nobel de Economía 2009.

REVISTA MEXICANA DE CIENCIAS FORESTALESConocimiento de los bosques para la gente

Knowledge of forest for the people

Vol. 3 Núm. 11 mayo - junio 2012

CONTENIDO

Página

EDITORIAL HOMENAJE A LA GOBERNANZA DE LOS BIENES COMUNES

ARTÍCULOS EFECTO DE LA FRAGMENTACIÓN SOBRE LA REGENERACIÓN NATURAL ENLA SIERRA DE QUILA, JALISCOFRAGMENTATION EFFECT UPON NATURAL REGENERATION IN SIERRA DE QUILA, JALISCO STATERaymundo Villavicencio García, Ana Luisa Santiago Pérez, José de Jesús Godínez Herrera, José María Chávez Anaya y Sandra Luz Toledo González

APLICACIÓN DEL ÍNDICE METEOROLÓGICO DE INCENDIOS CANADIENSE EN UNPARQUE NACIONAL DEL CENTRO DE MÉXICOAPPLICATION OF THE CANADIAN FIRE WEATHER INDEX IN A NATIONAL PARK OF CENTRAL MEXICOLourdes Villers-Ruiz, Emilio Chuvieco e Inmaculada Aguado

RENTA DE LA TIERRA Y PAGO DE SERVICIOS AMBIENTALES EN LA SIERRA NORTE DE PUEBLALAND RENTING AND PAYMENT OF ENVIRONMENTAL SERVICES IN THE SIERRA NORTE OF PUEBLAOdilia Rojas-López, Manuel de Jesús González-Guillen, Armando Gómez- Guerrero y José Luis Romo-Lozano

EVALUACIÓN DE UNA PLANTACIÓN DE Pinus greggii Engelm. CON DOS ESPACIAMIENTOSASSESSMENT OF A Pinus greggii Engelm. PLANTATION WITH TWO DIFFERENT SPACINGSH. Jesús Muñoz Flores , Víctor Manuel Coria Avalos, J. Jesús García Sánchez, Efraín Velasco Bautista y Gabriel Martínez Molina

MODELO PARA DETERMINAR CALIDAD DE SITIO A EDADES TEMPRANAS DE CUATROESPECIES TROPICALESA MODEL TO DETERMINE SITE QUALITY AT EARLY STAGES OF FOUR TROPICAL SPECIESJesús Gustavo Salazar García, Olga Santiago Trinidad, Vicente Sánchez Monsalvo, Carlos Monroy Rivera y Edgar Couttolenc Brenis

EXTRACCIÓN DE MADERA EN EL PARQUE NACIONAL NEVADO DE TOLUCAWOOD HARVESTING IN NEVADO DE TOLUCA NATIONAL PARKAngel Rolando Endara Agramont, Gabino Nava Bernal, Sergio Franco Maass, Alejandra Espinoza Maya, José Antonio Benjamín Ordóñez Díaz y Carlos Mallén Rivera

TECNOLOGÍA PARA LA PRESERVACIÓN DE Juniperus comitana Mart. y J. deppeanavar. gamboana (Mart.) R. P. Adams PRESERVATION TECHNOLOGY FOR Juniperus comitana Mart. and J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. AdamsCrisóforo Zamora Serrano, Francisco Javier Cruz Chávez y Jaime López Martínez

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Dominio público.

“La preocupación por la biodiversidad es la preocupación por la sustentabilidad de sistemas complejos en múltiples escalas de espacio y de tiempo. Buena parte de la literatura sobre biodiversidad reconoce la naturaleza global del acervo genético, y la consecuente necesidad de acuerdos institucionales internacionales para articular las preocupaciones que existen en todo el mundo sobre la preservación de la biodiversidad para las generaciones futuras”.

Elionor Ostrom.

Editorial

Elinor Ostrom

Homenaje a la gobernanza de los bienes comunes

El último viaje internacional de la Dra. Elinor Ostrom, premio nobel de economía, fue a México, en cuya capital desplegó una extraordinaria e intensa agenda, y en donde cientos de investigadores, catedráticos, analistas, periodistas, pero sobre todo, miles de universitarios tuvieron el privilegio de encontrarse con la Catedrática Emérita, Titular del Taller de Teoría y Análisis de Políticas, Jefa del Departamento de Ciencias Políticas y Directora del Centro para el Estudio de Instituciones, Población y Cambio Ambiental de la Universidad de Indiana, Bloomington, IN, USA. La comunidad de sus seguidores mexicanos a nombre de sus asiduos y fieles estudiantes, colaboradores y colegas de Noruega, Suecia, Nepal, Nigeria, Kenia, Australia, Bolivia, India, Indonesia, Filipinas, Polonia, Zimbabwe, Nepal, Pakistán, Bangladesh, Alemania, Polonia y Estados Unidos de América le dieron el ultimo adiós a esta mujer que fallecería escasas semanas después, el 12 de junio, víctima de cáncer. Un día antes había dictado una conferencia a la prensa en su querida Universidad de Indiana.

La Doctora honoris causa por las Universidades de Nueva Delhi, Montpellier, Michigan, Trondheim, Humboldt, Uppsala, Tecnológica de Luleå, McGill de Montreal y Noruega de Ciencia y Tecnología, entre otras abordó en su labor de investigación una de las cuestiones más perdurables y polémicas de la economía política clásica: ¿Es posible organizar el estudio de los recursos de uso común para evitar, tanto el consumo excesivo como los costos administrativos? Al respecto, se sostenía que cuando muchos poseen un recurso en común –sin derechos individuales y de propiedad bien definida- la sobreexplotación se resuelve mediante la privatización o la imposición de reglas, generalmente a través de una fuerza externa. Ostrom contra-argumenta que es posible crear instituciones estables de autogestión que solucionen problemas de provisión, credibilidad y supervisión. Para probar su tesis trabajó en Ecuador, Guatemala, Honduras, Bolivia, Chile, Colombia y España. Resalta el caso de México, donde más del 80% de los bosques los poseen miles de ejidos y comunidades agrarias, para el cual Ostrom señala que las organizaciones de propiedad común desempeñan un papel importante de gestión de recursos.

Elinor C. Awan, su nombre de soltera, nació el 7 de agosto de 1933, en Los Ángeles, California, a menudo reflexionó sobre su condición de ser una hija de la Gran Depresión, y recordaba que su familia cosechaba alimentos en su jardín y tejía bufandas para los soldados, durante la Segunda Guerra Mundial. Se describía a sí misma como “una chica pobre en un colegio para chicos ricos” en el Beverly Hills High School. Posteriormente, se abrió camino en la Universidad de California (UCLA), graduándose en tres años y se unió a la fuerza laboral antes de aplicar a programas de posgrado. “Pese a la resistencia a admitir a mujeres en programas de doctorado”, en esa época obtuvo una maestría y un doctorado en dicha universidad.

Se integró a la Universidad de Indiana en 1965. Su investigación abarcaba el manejo de las cuencas de aguas subterráneas, los sistemas de irrigación, las tierras de pastizales, los bosques y la pesca. Pese a que le diagnosticaron cáncer en el páncreas, a fines del 2011, continuó viajando y trabajando, preparando publicaciones, asesorando y dictando un seminario de posgrado.

A partir de la publicación Governing the Commons en 1990, el estudio de las instituciones y los recursos de propiedad común ha florecido, hasta la creación de una vibrante organización interdisciplinaria: Asociación Internacional para el Estudio de los Bienes Comunes (IASC). La teoría convencional sobre los recursos de propiedad colectiva -que se critica en esta obra- era aceptada por muchos académicos y se empleaba como fundamento de políticas públicas. Esta supone que cuando los individuos se enfrentan a un dilema, debido a externalidades creadas por las acciones de otros, realizarán solo cálculos estrechos, de corto plazo y de conveniencia individual. Ostrom desafía la generalidad de la teoría convencional e identifica las condiciones bajo las cuales los individuos cooperan en la apropiación de un recurso de pertenencia colectiva:

1. Al bloquear la comunicación entre los usufructuarios, estos tienden a explotar el recurso como grupos, de manera muy cercana a la teoría convencional.

2. Al permitirse la relación entre los agentes se consiguen ganancias más altas.3. Si las inversiones son relativamente bajas, la comunicación cara a cara permite lograr y sostener acuerdos que se acercan

a la apropiación óptima.

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4. Cuando las inversiones son más altas, algunos participantes están tentados a incumplir acuerdos, y las ganancias son menores que en los escenarios de inversiones bajas.

5. El castigar a otros, cuando estos sobre-utilizan el recurso, conduce a una reducción en la cosecha, pero no en los beneficios netos, puesto que hay una tendencia a ejercer represalias.

6. La discusión y acuerdos abiertos sobre los propios niveles de apropiación y sistemas de sanciones, mantienen a la baja las violaciones y se llega a resultados cercanos a los óptimos.

Elinor Ostrom advierte los tiempos difíciles, la pérdida de la biodiversidad, bosques y el incremento de las emisiones de efecto invernadero, y resalta la necesidad de reflexionar sobre el futuro y de aquello que es factible para el sustento de las sociedades a través del mundo y del tiempo; empero, sobre todo, de las ideas. Durante 1988 -en Bielefeld, Alemania- estudió la razón por la cual algunos sistemas auto-organizados sobrevivían durante largas épocas; mientras que, otros se colapsaban apenas iniciados. Finalmente, se percató de que no era una regla única sino principios generales que subyacen a las pautas particulares que hacen la diferencia básica en la sustentabilidad de largo plazo. Por sí mismas, ninguna de las reglas definitorias de límites de pertenencias usadas en la práctica se asocia con un sistema de regulación que haya sobrevivido largos periodos. Un grupo organizado de usuarios de un recurso con disposiciones sobre los límites de pertenencia, comprendidas por todos, tiene mayores posibilidades de mantenerse a través del tiempo. De igual manera, es importante que sus integrantes acuerden la definición de los límites, los mecanismos de resolución de conflictos, los planes de monitoreo y las sanciones correspondientes. El análisis de casi un centenar de estudios le permitió, a Orstrom, evidenciar que los sistemas autogobernados y vigorosos tienden a ser gestionados de manera consistente, y aquellos que fracasan, lo son de forma inconsistente.

El Comité del Premio Nobel reconoció su trabajo, con una mención especial a la teoría de los bienes comunes, con la presea Sveriges Riksbank en Ciencias Económicas a la memoria de Alfredo Nobel, en diciembre de 2009. Ya que esta teoría demuestra que los humanos son capaces de organizarse y crear iniciativas de cooperación que perduran durante periodos extensos. Es necesario entender la factibilidad, pero no la inevitabilidad de los sistemas vigorosos auto-organizados, en lugar de confiar por completo en los gobiernos o en la propiedad privada para proteger los recursos. Así mismo, se requiere abrir espacios para que los usuarios locales se gobiernen a sí mismos. Además, es primordial promover entornos donde los sistemas auto-organizados puedan aprender unos de otros.

De hecho, para Antoni Domènech, catedrático de la Facultad de Ciencias Económicas de la Universidad de Barcelona, el Nobel constituyó una agradable sorpresa para

politólogos, sociólogos, historiadores, juristas y filósofos, porque la galardonada pertenecía a una corriente alejada de la teoría económica neoclásica: Tan es así, que Elinor Ostrom era profesora del departamento de Ciencia Política. Asombro porque sus ideas científico-sociales, no solo estaban alejadas de los dogmas de la teoría neoclásica sino también del rational choicers et minoresque alii. El economista Paul Romer escribió que era un Premio contra el imperialismo de la ciencia económica en la sociología y la politología: Ostrom polemiza contra los dogmas, tanto metodológica como sustantivamente, armada de una batería de argumentos adquiridos en todo el orbe.

El trabajo de Ostrom es una demolición empírica y analítica del mito acuñado por Garret Hardin, en 1960, en el ensayo sobre la tragedia de los comunes, según la cual el proceso de desposesión por privatización de los bienes comunales, en la Inglaterra del siglo XVIII, se explica por la ineficiencia económica de los mismos.

Elinor Ostrom trabajó con el matemático alemán, y también premio nobel de economía, Reinhard Selten, uno de los últimos grandes innovadores de la teoría de juegos. Quien en sus diseños experimentales, se percató de que esta teoría matemática carecía de poder predictivo y explicativo en las ciencias sociales, entre otras razones, porque como en prácticamente toda la teoría estándar de la elección racional, la de juegos no puede enfrentarse al problema de la información subjetiva de los agentes económicos. La formación científica cognitiva de Ostrom y su vinculación académica, le ayudaron a comprender este problema técnico y contribuyó a su crítica empírico-analítica del rational choice. Su formación histórico-institucional le ayudó a construir hipótesis y modelos sobre importantes dilemas sociales reales y a diseñar experimentos socioeconómicos, cuando se percató de que las instituciones proporcionan a los agentes información que es susceptible de descifrarse y conceptualmente independiente de las teorías que ayudan a construirlos. Su

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visión de la evolución y de la eficiencia de las instituciones sociales que gobiernan bienes comunes, en relación con la información, además de ser uno de los logros más importantes de su carrera científica, le permitió dar luz sobre el tratamiento que los economistas neoliberales dispensan al problema de los derechos de propiedad, así como hacer aportaciones decisivas a la economía ecológica y a la comprensión histórica de la vida económica.

Al entregarle el Premio Nobel le preguntaron: “Lo suyo, profesora Ostrom, ¿es teoría económica, es teoría política o es teoría social?”. Su devastadora respuesta fue más que elocuente: “lo que yo hago podría llamarse economía política”. Había transcurrido un largo siglo desde que el discurso político comenzó a desaparecer de las facultades de economía de todo el mundo, y la unificada ciencia social clásica inició su fragmentación, tan innecesaria como infértil.

Para el Dr. José Sarukhán, las investigaciones de Ostrom han tratado de establecer por qué una serie de fuerzas, más allá de las del mercado, pueden aportar una cooperación organizada de grupos que utilizan recursos colectivos. Sus estudios sostienen que es necesario llegar a soluciones alternas a las planteadas por los teóricos del Estado o de la privatización, pues estas soluciones no son las únicas para resolver los problemas que enfrentan quienes se apropian de recursos de uso común.

Así a la luz de los problemas ambientales actuales y sus muy probables soluciones, como la reducción de gases de efecto invernadero por medio de la disminución de la deforestación y la degradación de los bosques, y gracias precisamente a las teorías de Ostrom, se redimensionan la cohesión social en las comunidades y en los sistemas de gobernanza; así como en las oportunidades y apoyos que reciben para establecer o consolidar sus empresas forestales.

Para Leticia Merino de Governing the Commons. The Evolution of the Institutions for Collective Action fue un texto que se convirtió en un clásico en el campo de las ciencias sociales, ya que marcó un parteaguas al cuestionar paradigmas como la dicotomía mercado-estado, considerada como panacea de la política pública; la vigencia

universal de la elección racional basada en la concepción de los individuos como meros optimizadores económicos, ajenos en todos los casos al bien común; la consecuente preeminencia de la economía sobre el resto de las ciencias sociales; y la -no menos generalizada- oposición irreductible entre la sociedad y la naturaleza. “La vigencia y potencia de la propuesta ostromiana deriva, en gran medida, de una sólida relación entre teoría y realidad empírica, interacción que es a la vez metodológica y política. La teoría se desarrolla a partir de un extenso y permanente esfuerzo de investigación empírica, y se orienta en función de la búsqueda de elementos de comprensión útiles al manejo y al gobierno de bienes comunes de distinta naturaleza y escala: los bosques, las praderas, los lagos, los océanos, la atmósfera, el clima, el conocimiento y el espacio cibernético”.

En su Reflexiones sobre los Bienes Comunes, la doctora Ostrom escribe que la cuestión de cómo administrar mejor los recursos naturales utilizados por muchos individuos, no está más resuelta en la academia, que en el mundo de la política. Algunos artículos eruditos sobre la tragedia de los comunes recomiendan que el Estado controle la mayoría de los recursos naturales para evitar su destrucción, otros sugieren que su privatización resolvería el problema. Sin embargo, ni el Estado, ni el mercado han tenido éxito en que los individuos mantengan un uso productivo, en el largo plazo. Aún no se dispone de las herramientas o modelos necesarios para comprender los problemas asociados con la regulación y la administración de sistemas de recursos naturales, ni las razones por las cuales algunas instituciones funcionan en ciertos medios y no en otros.

Para Ostrom, a partir del artículo de Garrett Hardin (1968),

la expresión “la tragedia de los comunes” ha llegado a simbolizar la degradación del ambiente que puede esperarse cuando muchos individuos utilizan, simultáneamente, un recurso escaso. Hardin concluye: “Ahí está la tragedia. Cada hombre está atrapado en un sistema que lo compele a aumentar su ganado sin ningún límite, en un mundo que es limitado. La ruina es el destino hacia el cual todos los hombres se precipitan en la persecución de su propio interés, en una sociedad que cree en la libertad de los bienes comunes”. Así, los análisis convencionales en la economía moderna de recursos indican que ahí donde muchos usuarios tienen acceso a un recurso para uso común, el total de las unidades extraídas será mayor que el nivel económico óptimo de extracción. “La tragedia de los comunes ha sido utilizada para describir problemas tan distintos como la hambruna del Subsahara en los años setenta, la crisis de incendios forestales en el tercer mundo, la lluvia ácida y el crimen urbano”. Gran parte del mundo depende de los recursos que están sujetos a una posible tragedia de este tipo.

Ostrom, también se refiere al modelo de Hardin, en el cual quedó formalizado el bien conocido dilema del prisionero. Este se conceptualiza como un juego no cooperativo, en el que todos los jugadores tienen información completa. En esta clase de juegos, la comunicación entre los competidores está prohibida,


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es imposible, o bien carece de importancia, en tanto no se haya establecido explícitamente como parte del juego. A su vez, cada participante tiene una postura dominante, en el sentido de que siempre le irá mejor, si elige desertar sin importar lo que seleccione el otro jugador. Para los académicos resulta fascinante la paradoja de que las estrategias individualmente racionales conduzcan a resultados, desde el punto de vista colectivo, irracionales, ya que parece plantear un reto a la creencia fundamental de que los seres humanos pueden alcanzar resultados racionales.

La profunda atracción del dilema queda mejor ilustrada por la cantidad de escritos existentes sobre el tema. Hace 15 años, más de dos mil artículos lo referían. Es por ello, que Elinor invoca a la lógica de la acción colectiva, la cual fue propuesta por Mancur Olson (1965), quien desarrolló un punto de vista afín sobre la dificultad de lograr que los individuos persigan el bienestar común, en contraste con el individual. Además surgió de cuestionar, de manera específica, el enorme optimismo y la teoría de conjuntos, cuando se expresa que individuos con intereses comunes actuarían de manera voluntaria para intentar promoverlos. Olson lo resume de la siguiente manera: “Se supone que la idea de que los grupos tienden a actuar para apoyar sus intereses de grupo deriva de la premisa ampliamente aceptada sobre su comportamiento racional y egoísta….”. Ostrom cuestionaba el supuesto de que la posibilidad de beneficio para un grupo eficiente está en la generación de una acción colectiva para la consecución de ese beneficio. Su argumento descansa en la premisa de que alguien no puede ser excluido de la obtención de los beneficios de un bien colectivo, pero una vez que este se ha producido, tiene pocos incentivos para contribuir, de manera voluntaria, al suministro del mismo.

La tragedia de los comunes, el dilema del prisionero y la lógica de la acción colectiva son conceptos estrechamente relacionados a los modelos que definen la manera en que la perspectiva de uso general enfoca muchos de los problemas que los individuos enfrentan, cuando intentan lograr beneficios colectivos. Lo que hace interesantes y poderosos estos modelos es que captan importantes aspectos de diversos problemas que ocurren en distintos escenarios en el mundo. Sin embargo, Ostrom advierte sobre su peligro -cuando se les usa metafóricamente como fundamentos de una política-, en tanto que las restricciones que se asumen como inmutables para los fines del análisis se consideren como realmente fijas en ámbitos empíricos, a menos que autoridades externas los modifiquen. No todos los usuarios de recursos naturales son incapaces de cambiar las restricciones que enfrentan; mientras que los individuos sean vistos como prisioneros, las prescripciones políticas tomarán como referencia esta metáfora. Por ello, Ostrom prefiere abordar la cuestión de cómo incrementar las capacidades de los participantes para cambiar las reglas coercitivas del juego, a fin de alcanzar resultados distintos a las despiadadas tragedias.

Para Elinor estos tres modelos y sus variantes son interpretaciones de una teoría más amplia de la acción colectiva. Las conclusiones de esta teoría han cedido su lugar a un cuerpo de conocimientos más calificado que involucra un número mayor de variables y condiciones de bases explícitas. No obstante, los resultados de trabajos recientes, en particular los que se centran en los aspectos dinámicos de escenarios empíricos relevantes, han empezado a generar predicciones optimistas. Para Ostrom se trata de una de las áreas más apasionantes de las ciencias sociales porque, si bien, ha dado lugar a una acumulación de conocimientos considerable, ciertas cuestiones determinantes continúan sin respuesta. Algunos de estos enigmas son clave para comprender cómo los individuos que utilizan un recurso de uso común pueden llegar a dirigirse y administrase de manera efectiva.

La aceptación acrítica de los primeros modelos y el supuesto de una tragedia despiadada ha permitido prescribir políticas públicas apoyadas, en gran medida, en uno de estos tres modelos originales, pero quienes han intentado utilizarlas como base de políticas públicas, solo han logrado un uso metafórico de los mismos. No obstante, estos tres modelos también se han usado con frecuencia de manera metamórfica con otra finalidad. El modelo ha sido empleado para transmitir la sensación de que las semejanzas son mayores, con frecuencia, el observador al referirse a los ámbitos naturales como tragedias de los comunes, problemas de acción colectiva, dilemas del prisionero, recursos de acceso abierto o incluso recursos de propiedad común busca invocar la imagen de individuos indefensos atrapados en un proceso inexorable de destrucción de sus propios recursos (Ostrom, 2011).

Otros analistas políticos, influidos por los mismos modelos, han exigido la imposición de los derechos de propiedad privada siempre que los recursos sean de pertenencia común. Tanto el análisis económico de los recursos de uso público como el tratamiento de Hardin condujo a Robert J. Smith (1981) a sugerir que la única vía para evitar la tragedia de los comunes en el uso de los recursos naturales es poner fin al régimen de propiedad común. Para Ostrum resulta difícil saber con exactitud qué quieren decir los que se refieren a la necesidad de desarrollar derechos privados sobre ciertos recursos de uso común. Es claro que, al referirse a la tierra significa dividirla en parcelas y asignar derechos individuales. Respecto a los recursos no estacionarios, como el agua o las pesquerías, no es claro el significado del establecimiento de derechos privados. Pero, incluso cuando los derechos particulares son unificables, cuantificables y vendibles es muy probable que la propiedad del sistema de recursos sea más común, que individual.

Ostrom reclama que frente al dilema de los bienes comunes, los analistas con frecuencia exigen que un actor externo imponga una solución: la vía única. Un conjunto de defensores supone que una autoridad central debe asumir una

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responsabilidad continua para tomar decisiones unitarias sobre un recurso particular; el otro supone que una autoridad central debe parcelar los derechos de propiedad sobre el recurso y permitir que los individuos persigan sus propios intereses dentro de un conjunto de derechos de propiedad bien definidos. Ambos, sin embargo, tienen como principio que el cambio institucional debe ser externo e imponerse a los individuos. A pesar de que comparten la confianza de la eficacia del Estado y la necesidad de su intervención, los cambios institucionales que recomiendan difícilmente podrían ser más divergentes. Ostrom sostiene que las posiciones contradictorias no pueden ser correctas al mismo tiempo y, agrega, que en lugar de una solución única, debieran de existir varias para problemas diferentes. También, argumenta que el proceso de corregir a las instituciones es una acción larga y que acarrea conflictos; además de, que se requiere información confiable sobre variables de lugar y tiempo, así como un amplio repertorio de reglas culturalmente aceptables. Los nuevos planes institucionales no funcionan de la misma manera que los modelos abstractos, a menos que estos se especifiquen, sean válidos y que los participantes en un contexto determinado sepan cómo hacer funcionar las reglas.

En lugar de suponer que los individuos que comparten un bien común están atrapados, la investigadora asevera que su capacidad para evadirse de varios tipos de dilemas varía en función de la situación. Se debe aprender más de la experiencia de las personas en contextos específicos y no basar las políticas en el supuesto de que los participantes son incapaces; por ejemplo, por qué algunos esfuerzos por resolver problemas de los bienes comunes fracasaron, mientras que otros tuvieron éxito; qué podemos aprender de la experiencia que nos ayude a estimular el desarrollo y uso de una mejor teoría de la acción colectiva.

Los analistas políticos que recomiendan una sola prescripción para los problemas de los bienes comunes han prestado poca atención a las diversas maneras en que operan los arreglos institucionales en la práctica. Los que apoyan el enfoque de la propiedad privada suponen que los patrones de uso más eficientes para los recursos de uso común (RUC) se obtienen al dividir los derechos de acceso y control de tales recursos. Dice Ostrom: “Nos interesan los tipos de instituciones que son más eficientes para gestionar y manejar distintos RUC, de los que no pueden excluirse al menos algunos beneficiarios potenciales. Privatizar la propiedad de los RUC no tiene necesariamente los mismos resultados positivos, que privatizar la propiedad de una aerolínea. Además, la privatización no necesariamente significa dividir, también puede implicar asignar a una sola empresa o a un solo individuo el derecho exclusivo de explotar un sistema de recursos”.

Un reto importante para los politólogos es el desarrollo de teorías de la organización humana basadas en una evaluación realista de sus capacidades y limitaciones, para manejar una

variedad de situaciones que al principio comparten algunos o todos los aspectos trágicos de los bienes comunes. Estas teorías, una vez validadas, serán ingredientes esenciales de una ciencia política capaz de informar las decisiones sobre las probables consecuencias de una multiplicidad de modos de organizar las actividades. La investigación teórica conlleva a la búsqueda de regularidades y la abstracción de la complejidad de una situación concreta, seguida por el planteamiento de las variables teóricas que subyacen a la complejidad observada. Los modelos específicos de una teoría implican mayor abstracción y simplificación, con el fin de contar con un análisis aún más fino de las relaciones lógicas entre las variables en un sistema cerrado. “Como teórica, y en ocasiones como autora de modelos, veo estos esfuerzos en el núcleo de una ciencia de las políticas públicas”: Ostrom.

Sin embargo, uno puede quedar atrapado en su propia red intelectual. Cuando han pasado años en el desarrollo de una teoría con un poder y una elegancia considerables, resulta evidente que los analistas buscarán aplicar esta herramienta a tantas situaciones como sea posible. El poder de una teoría es directamente proporcional a la diversidad de hechos que puede explicar. A pesar de que, todas las teorías tienen límites, sus modelos son aún más acotados porque en un modelo deben quedar fijos muchos parámetros. La confusión de


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un modelo-como el de un mercado perfectamente competitivo con la teoría de la cual forma parte, es solo una representación que puede limitar aún más su aplicabilidad.

El conocimiento científico es tanto la comprensión de la diversidad de situaciones para los que una teoría o sus modelos son relevantes, como la comprensión de sus límites. Lo que falta en la caja de herramientas de los analistas políticos -y en el conjunto de teorías aceptadas y bien desarrolladas sobre la organización humana- es una teoría de la acción colectiva especificada de manera adecuada y en la cual un grupo de notables podrían organizarse de manera voluntaria para retener los excedentes de sus esfuerzos. Pero, mientras no se desarrolle y se acepte una explicación teórica basada en la elección humana de las iniciativas de auto-organización y autogestión, las principales decisiones políticas continuarán tomándose con base en el supuesto de que los individuos son incapaces de organizarse a sí mismos y que siempre requieren la intervención de autoridades externas.

Sin una teoría adecuada de la acción colectiva auto-organizada no es posible predecir ni explicar cuándo los individuos serán incapaces de resolver un problema de gestión de los bienes comunes únicamente mediante la organización propia; como tampoco es factible predecir cuál de las muchas intervenciones estratégicas puede ser efectiva para apoyar la solución de problemas particulares. Si las teorías utilizadas en la ciencia de las políticas públicas no incluyen la posibilidad de acciones colectivas auto-organizadas, no se reconocerá la importancia de un sistema de tribunales que atienda a grupos auto-organizados para supervisar y hacer cumplir sus contratos.

Como institucionalista que estudia fenómenos empíricos, Ostrom parte del hecho de que los individuos tratan de resolver problemas de la manera más efectiva posible. Este supuesto le impone una premisa: “en lugar de creer que algunos individuos son incompetentes, malos o irracionales y otros omniscientes, supongo que tienen capacidades similares y limitadas para razonar y comprender la estructura de ambientes complejos. Como científica, mi responsabilidad es determinar cuáles son los problemas que los individuos están tratando de resolver y qué factores apoyan o entorpecen sus esfuerzos. Cuando los problemas que analizo conllevan falta de predictibilidad, información y confianza, así como altos niveles de complejidad y dificultades de transacción, debo asumir abiertamente estos problemas en lugar de desecharlos”.

Así mismo recomienda: “Los biólogos también se enfrentan al problema de estudiar procesos complejos, comprendidos de manera muy pobre. Su estrategia científica con frecuencia implica la identificación, para la observación empírica, del organismo más simple en el que tiene lugar un proceso de manera clara o incluso exagerada. El organismo no es elegido porque sea representativo de todos los organismos, sino porque con él es factible estudiar procesos particulares de manera más efectiva que con cualquier otro”.

A partir del examen y del análisis de cientos de casos, Ostrom intentó desarrollar conjeturas razonadas sobre las causas que hacen posible que algunos individuos se auto-organicen para gobernar y administrar los RUC; mientras que, otros no lo hacen. Trató de identificar los principios de diseño subyacentes de las instituciones utilizadas por aquellos que han administrado de manera exitosa sus propios RUC durante extensos periodos, y las razones por los que estos pueden afectar los incentivos de los participantes para mantener la inversión de tiempo y esfuerzo en el gobierno y en la administración de sus RUC. Comparó las instituciones utilizadas en casos exitosos y aquellos que han fracasado, y buscó reconocer los factores internos y externos que impiden o aumentan las aptitudes de los individuos para usar y administrar los recursos de uso común.

Para Hiram Angel Lara la contribución de Elinor Ostrom no busca ser omnisciente, pero si es omnicomprensiva, y con un dejo de humildad sugiere: “espero que estas conjeturas contribuyan al desarrollo de una teoría empíricamente válida de la autoorganización y el autogobierno de al menos un universo bien definido de situaciones problemáticas. Dicho universo incluye una proporción importante de recursos renovables muy utilizados por los seres humanos en diferentes regiones del planeta”.

Carlos Mallén RiveraEditor en Jefe

Fuente: Elionor Ostrom. 2011. El gobierno de los bienes comunes. La evolución de las instituciones de acción colectiva. Fondo de Cultura Económica, UNAM, IIS, 2da. ed. México, D. F. México. 403 p.

EFECTO DE LA FRAGMENTACIÓN SOBRE LA REGENERACIÓN NATURAL

EN LA SIERRA DE QUILA, JALISCO

FRAGMENTATION EFFECT UPON NATURAL REGENERATION IN

SIERRA DE QUILA, JALISCO STATE

Raymundo Villavicencio García 1, Ana Luisa Santiago Pérez 1, José de Jesús Godínez Herrera 1, José María Chávez Anaya 1 y Sandra Luz Toledo González 1

RESUMEN

Con el objeto de evaluar la composición, abundancia y riqueza de la regeneración natural, en función de diferentes tamaños de fragmentos de bosque abierto y cerrado de pino-encino, se delimitaron parches forestales con el uso de una carta digital de vegetación y de sistemas de información geográfica. En el área protegida Sierra de Quila (141 km2) se establecieron 85 sitios concéntricos de muestreo de 500 y 100 m2 para el inventario del arbolado adulto y la regeneración natural. En el bosque abierto se registraron entre siete y 14 especies, según el tamaño del fragmento, con un número promedio de plántulas por hectárea de 855 en superficies de 10 a 50 ha y de 3,065 en mayores a 50 ha; mientras que en el bosque cerrado se identificaron de 14 a 18 taxa y 4,060 renuevos en parcelas de 10 a 50 ha y 1,229 en el superior a 50 ha, en los que se registraron los valores más altos de diversidad. Así, se observa que la riqueza de especies disminuye en ambos tipos y tamaños de fragmentos. Como acción prioritaria en el programa de conservación y manejo del área protegida se sugiere aumentar la conectividad entre los fragmentos, a través de un plan de propagación de taxa nativos y acciones de reforestación u otras obras relativas a la preservación y restauración de la cobertura forestal.

Palabras clave: Composición, diversidad, fragmentación, Pinus, Quercus, regeneración natural.

ABSTRACT

In order to assess the composition, abundance and richness of natural regeneration in relation to open and closed pine-oak forest in regard to fragments of different sizes of open and closed canopy pine--oak forests, forest patches were defined using a digital vegetation map and a geographic information system. Upon Sierra de Quila protected area (141 km2), 85 concentric sampling plots of 500 and 100 m2 were established for the inventory of adult trees and natural regeneration. According to fragment size, in the open forest were found from 7 to 14 species, and 855 as average number of seedlings per hectare in fragments from 10 to 50 ha and 3,065 trees in fragments over the last size; whereas, in closed forest, from 14 to 18 taxa were found and 4,060 young trees in 10 to 50 ha plots and 1,229 fragments in the area over 50 ha, which showed the highest diversity numbers. Richness of species diminishes in both types and fragment sizes. It is suggested to include in the conservation and management program for the protected area, as a priority action, to increases the connectivity between the fragments through propagation programs with native species and reforestation or other activities in regard to the conservation and restoration of forest cover.

Key words: Composition, diversity, fragmentation, Pinus, Quercus, natural regeneration.

Fecha de recepción: 20 de septiembre de 2010Fecha de aceptación: 27 de abril de 2012

1Departamento de Producción Forestal. Centro Universitario de Ciencias Biológicas y Agropecuarias (CUCBA), Universidad de Guadalajara.Correo-e: [email protected]


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INTRODUCTION

Habitat fragmentation is the outcome of the break-up of a complex ecosystem process continuum. Biotic and abiotic relations of communities could also be altered in their size and form of fragments, since, as resource spatial distribution is modified, its availability changes. The degree of fragment interrelation determines species viability in the middle and long term, as without it isolation processes might emerge, endogamy might be favored or even local extinction of some of them could occur (Dirzo and García, 1992).

Basic effects of fragmentation over an ecosystem are loss, reduction and partial or total habitat isolation for organisms (Bennet, 1998) such as insects, birds and mammals (Dirzo y García 1992). It can also transform interspecific biologic interactions such as mutualism, depredation and competence or afect the abiotic onditions of fragments over specie composition and abundance associated to them (Bustamante and Grez, 1995; Bresciano and Simonetti, 2008). Other impacts are produced upon vectors of polen transference and, consequently, of genic flow, which reflects in the reproductive success of trees, in seed dispersal and in the genetic structure of progenies of the remaining populations, as well as other ecosystemic effects (Bennet, 1998; Herrerías and Benítez, 2007).

Natural regeneration is one of the main factors that assure forest stand continuity, in productive management as in the encouragement of forest in protected areas (Quesada, 2001; Hernández et al., 2004). Therefore, the purpose of this project was to assess composition, abundance and richness of species at a seedling and young tree levels, in terms of different sizes of pine-oak forest fragments and two canopy openings: open and closed or continuous. With this basic information will be obtained to strengthen the strategies as well as management and conservation actions as one of the main ecosystems of the study area.

MATERIALS AND METHODS

The research study was carried out in Sierra de Quila Flora and Fauna Protection Area (APFFSQ), Jalisco State, which is located 100 km southeast of Guadalajara city, between 20° 14 ́and 20° 22 ́N, 103° 56 ́and 104° 08 ́W (SARH, 1993) (Figure 1). This mountain range has six vegetation types: pine-oak forest, oak forest, low deciduous forest, thorn forest, galery forest and mist forest (Guerreo and López, 1997). According to their abundance, the tree stratum of the pine oak forest is represented by Pinus lumholtzii Rob. & Fern., P. douglasiana Martínez, P. oocarpa Schiede var. oocarpa, P. devoniana Lindl. and P. herrerae Martínez; the Quercus genus, by Quercus resinosa Liebm., Q. coccolobifolia Trel., Q. obtusata Humb. et Bonpl., Q. castanea Née, Q. candicans Née, Q. laeta Liemb., Q. eduardii Trel. and Q. magnoliifolia Née (Villavicencio, 2004).

INTRODUCCIÓN

La fragmentación de hábitats es el resultado de la interrupción de una compleja continuidad de procesos ecosistémicos. Las relaciones bióticas y abióticas de las comunidades también podrían ser alteradas en función del tamaño y la forma de los fragmentos, pues al modificarse la distribución espacial de los recursos varía su disponibilidad. El grado de interrelación de los fragmentos determina la viabilidad de las especies en el mediano y largo plazos, ya que sin esta pueden surgir procesos de aislamiento, favorecerse los endogámicas o llegar a la extinción local de algunas de ellas (Dirzo y García, 1992).

Los efectos básicos atribuidos a la fragmentación sobre un ecosistema son la pérdida, la reducción y el aislamiento parcial o total del hábitat para organismos (Bennet, 1998) como los insectos, aves y mamíferos (Dirzo y García, 1992). Además, puede transformar interacciones biológicas interespecíficas como el mutualismo, la depredación y la competencia o afectar las condiciones abióticas de los fragmentos sobre la composición y abundancia de las especies asociadas a ellos (Bustamante y Grez, 1995; Bresciano y Simonetti, 2008). Otros impactos son producidos en los vectores de transferencia de polen y, en consecuencia, de flujo génico, lo que a su vez repercute en el éxito reproductivo de las poblaciones de árboles, en la dispersión de semillas y en la estructura genética de las progenies de las poblaciones remanentes, además de otros efectos ecosistémicos (Bennet, 1998; Herrerías y Benítez, 2007).

La regeneración natural es uno de los principales factores que garantizan la continuidad de los rodales forestales, tanto en el manejo productivo como en las actividades de fomento de los bosques en áreas protegidas (Quesada, 2001; Hernández et al., 2004). Por lo anterior, el presente trabajo tuvo como objetivo evaluar la composición, abundancia y riqueza de especies a nivel de plántulas y brinzales, en función de diferentes tamaños de fragmentos del bosque de pino-encino y bajo dos condiciones de cobertura de dosel: abierta o continua y cerrada; con ello se generará información básica para fortalecer las estrategias y acciones de manejo y conservación de uno de los principales ecosistemas del área estudiada.

MATERIALES Y MÉTODOS

La investigación se realizó en el Área de Protección de Flora y Fauna Sierra de Quila (APFFSQ) en el estado de Jalisco, localizada a 100 km al suroeste de la ciudad de Guadalajara, entre los 20° 14´ y 20° 22´ N, 103° 56´ y 104° 08´ W (SARH, 1993) (Figura 1). La sierra presenta seis tipos de vegetación: el bosque de pino-encino, el bosque de encino, la selva baja caducifolia, el bosque espinoso, el bosque de galería y el bosque mesófilo de montaña (Guerrero y López, 1997). De acuerdo con su abundancia, el estrato arbóreo del bosque de pino-encino está representado por las especies Pinus lumholtzii Rob. & Fern., P. douglasiana Martínez, P. oocarpa Schiede var. oocarpa,

Villavicencio et al., Efecto de la fragmentación sobre la regeneración natural...

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P. devoniana Lindl. y P. herrerae Martínez; para el género Quercus destacan Quercus resinosa Liebm., Q. coccolobifoliaTrel., Q. obtusata Humb. et Bonpl., Q. castanea Née, Q. candicans Née, Q. laeta Liemb., Q. eduardii Trel. y Q. magnoliifolia Née (Villavicencio, 2004)

En la zona de estudio prevalecen dos tipos de clima: el templado húmedo con lluvias en verano y el cálido húmedo con temporada seca (García, 1988), con una precipitación anual que oscila entre 700 y 1,000 mm (Guerrero y López, 1997). Con base en la clasificación FAO/UNESCO, el área natural posee los siguientes subtipos de suelos Cambisol eútrico, Cambisol húmico, Feozem háplico, Feozem lúvico, Litosol, Luvisol crómico, Regosol eútrico y Vertisol pélico (INEGI, 1972).

Los fragmentos por tamaño y tipo de cobertura se delimitaron a partir de una carta digital de vegetación y uso del suelo que corresponde a la clasificación supervisada de una imagen Landsat 7ETM+ elaborada por Villavicencio (2004). Las clases de cobertura fueron bosque de pino-encino, bosque abierto de pino-encino, bosque de encino-pino, bosque de encino, selva baja caducifolia, pastizal, agricultura y área sin vegetación aparente. El mosaico de elementos o parches forestales se definieron con el uso de la extensión análisis de parches (Patch Analyst) para el programa ArcView (Rempel y Carr, 2003). Se identificaron los fragmentos del hábitat de bosque abierto (cobertura de

Figura 1. Ubicación del Área de Protección de Flora y Fauna Sierra de Quila en el estado de Jalisco.Figure 1. Location of the Flora and Fauna Protection Area Sierra de Quila, Jalisco State.

Two kinds of weather prevail in the study area: humid temperate with summer rains and humid warm with a dry season (García, 1988), with an anual precipitation from 700 to 1,000 mm (Guerrero and López, 1977). Based upon the FAO/UNESCO, the natural area has the following soil subtypes: eutric cambisol, humic cambisol, haplic feozem, luvic feozem, lithosol, chromic luvisol, eutric regosol and pelic vertisol (INEGI, 1972).

Fragments by size and type of cover were delimited from a digital vegetation and land use map from the revised classification of a Landsat 7ETM+ image made by Villavicencio (2004). Cover classes were pine-oak forest, open pine-oak forest, oak-pine forest, oak forest, low deciduous forest, grassland, agriculture and area without apparent vegetation. The mosaic of elements of forest patches were defines by using the patch analysis extention (Patch Analyst) for the ArcView program (Rempel and Carr, 2003). Fragments of the pine-oak open forest habitat (canopy cover <10%) were identified and closed or continuous forest habitat (canopy cover >10%) in the APFFSQ were identified, and from the size, patches by cover were determined as 1 to 10 ha, from 10 to 50 ha and over 50 ha.


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copa <40%) y bosque cerrado o continuo (cobertura de copa >40%) de pino-encino presentes en el APFFSQ, y a partir del tamaño, se determinaron parches por cobertura: de 1 a 10, de 10 a 50 y mayores a 50 ha.

Por cada tipo y tamaño de fragmento se establecieron círculos concéntricos de 500 m2 para el inventario del arbolado adulto y de 100 m2 para el registro de la regeneración natural (enero-marzo de 2007). En total se definieron 85 sitios, los cuales se distribuyeron de manera sistemática y equidistante a 200 ó 400 m, según la cobertura forestal y el tamaño del fragmento. De esta manera, se establecieron en el bosque abierto de 1–10, 10–50 y >50 ha: 9, 11 y 20 sitios, respectivamente, y en el cerrado se localizaron 10 (10–50ha) y 35 (>50 ha). La ubicación de las zonas se realizó en gabinete con apoyo de ortofotografías, cartografía y Sistemas de Información Geográfica (SIG), una vez en campo, cada coordenada del centro del sitio se encontró con un aparato Navegador-GPS Garmin 60CSx.

En los círculos de 100 m2 se midieron todas las plántulas y árboles menores a 7 cm de diámetro a la altura del pecho (DAP); se consideraron tres etapas de desarrollo, excepto árboles maduros. Los datos de registro incluyeron el género botánico,

For each kind and size of fragment 500 m2 concentric circles for the adult tree inventory and of 100 m2 for natural regeneration (January-March, 2007) were established. A total of 85 sites were defined and systematically ordered in an equidistant way at 200 or400 m, according to forest cover and size of the fragment. In this way in the open forest were distributed from1–10, 10–50 and >50 ha, 9, 11 and 20 sites, respectively; and in the closed forest, 10 in the 10–50 ha and 35 in the >50 ha fragments. The location of the zones was made at the office with support of ortophotographies, cartography and Geographic Information Systems (GIS); once in the field, each coordinate of the centre of the site was found with a GPS Garmin 60CSx Navigator.

All the seedlings and trees under 7 cm BHD were measured in the 100 m2 circles; three development stages were considered, except for mature trees. Registration data included botanic genus, height category and number of sprouts. In regard to the estimation of diversity, species richness and affinity, equity, and dominance were determined by Shannon, Margalef, Evenness, Simpson and Sörensen indexes, according to Magurran (1988) and Del Río et al. (2003) (Table 1). In order to assess diversity-abundance between type and size of fragments, difference tests were applied with the Hutcheson method (Zar, 1999).

Cuadro 1. Índices de diversidad, riqueza y afinidad de especies.Table 1. Indexes of diversity, species richness, affinity of species.

Índice Fórmula Significado

Shannon (H’)

S : número de especies presentes

Pi : proporción de las especies P

i = n

i / N

ni : número de individuos de la especie

i

N : número total de individuos

ln (x) : logaritmo natural

Evenness (E)

H´: índice de Shannon

S : número de especies


Simpson (D)

ni : número de individuos


Margalef (Dmg

)

S : número de especies



Sörensen (CN)

CN: coeficiente de afinidad de especies

JN: número de especies encontradas en

ambas localidades

aN: número de especies del fragmento 1

bN: número de especies del fragmento 2

i=1H'= - Σ P

i • 1n(P

i)

S

E=ln(S)H'

D= - Σ(n

i(n

i-1))

(N(N-1))

D Mg

= (S-1)/1nN

C N= 2

JN/(aN+bN) •100


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la categoría de altura y el número de renuevos. Respecto a la estimación de la diversidad, riqueza, equidad, dominancia y afinidad de especies se utilizaron los índices de Shannon, Margalef, Evenness, Simpson y Sörensen, de acuerdo a Magurran (1988) y Del Río et al. (2003) (Cuadro 1). Por otra parte, en la evaluación de la diversidad-abundancia entre tipo y tamaño de fragmentos se efectuaron pruebas de diferencia con el método de Hutcheson (Zar, 1999).

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En el estudio se delimitaron 293 (7,144 ha) parches o elementos de bosque cerrado de pino-encino y 474 (1,240 ha) de bosque abierto, independientemente de la proporción de los fragmentos. El bosque cerrado constituyó 51% de la cobertura forestal del APFFSQ y presentó de 14 a 18 especies en función al tamaño del fragmento, en tanto que el abierto ocupó 9% y se registraron de siete a 14 taxa.

RESULTS AND DISCUSION

In this study 293 (7,144 ha) patches or elements in the pine-oak closed forest and 474 (1,240 ha) in the open forest were established, with no regard on the size of the fragments. Closed forest were 51% of the forest cover of APFFSQ and included a range from 14 to 18 species, in terms of the size of the fragment, while the open forest covered 9% and from 7 to 14 taxa were recorded.

Tables 2 and 3 show the descriptive characteristics of adult trees per species for open and closed forest, according to the size of the fragment. Quercus resinosa reached the highest number of individuals and of ecologic importance values in both covers and in every size of fragments, while Pinus douglasiana took the second place in both types of forest with fragments over 50 ha. Floristic composition gets lower as the size of the patch does; in this sense, an interval from 10 to 17 species in the open forest, and from 16 to 24 in the closed forest were recorded; on the other hand, tree density by forest type and

Cuadro 2. Datos descriptivos del arbolado adulto por especie del bosque abierto por tamaño de fragmento.Table 2. Descriptive adult tree data per species of the open forest by fragment size.

Especie / tamaño de fragmento1-10 ha 10-50 ha >50 ha

N h dg

G N h dg

G N h dg

G

Acacia pennatula (Schlecht. et Cham.) Benth.

- - - - 32 4.9 14.6 0.59 2 6.3 11 0.02

Arbutus glandulosa Mart. & Gal. 6 7.1 18.4 0.23 - - - - 2 7.5 14.7 0.04

Arbutus xalapensis HBK. 6 5.1 9 0.04 - - - - 12 4.8 16.3 0.59

Clethra rosei Britton - - - - - - - - 2 12.1 29.8 0.14

Pinus devoniana Lindl. 36 6.5 15.3 0.78 2 3.7 8.5 0.01 51 6.9 13.3 0.91

Pinus douglasiana Martínez 134 5.0 12.0 1.99 40 10.9 24.3 2.42 90 7.9 12.7 1.50

Pinus lumholtzii Rob. et Fern. 100 12.5 15.1 2.08 60 9.5 17.4 1.72 58 8.2 16.9 1.62

Pinus oocarpa var. oocarpa Schiede 44 13.3 20.7 1.85 6 6.6 18.7 0.19 18 9.9 14.5 0.36

Prunus serotina ssp. capuli (Cav.) McVaugh - - - - - - - - 1 4 7.3 0.01

Quercus castanea Née - - - - - - - - 4 6.2 10 0.03

Quercus coccolobifolia Trel. 52 9.9 7.9 0.98 34 7.5 15.4 0.79 18 7.6 19.5 0.77

Quercus crassifolia Humb. et Bonpl. - - - - 2 18.6 68.5 0.74 - - - -

Quercus eduardii Trel. 2 15.9 57.7 0.52 - - - - 12 10.2 18.3 0.49

Quercus laeta Liebm. - - - - 16 10.6 24.8 1.06 - - - -

Quercus magnoliifolia Née - - - - 34 6.3 10.5 0.31 70 8.7 18.7 2.65

Quercus obtusata Humb. et Bonpl. 2 15.0 25.7 0.10 24 14.6 27.4 1.48 11 6.3 11.9 0.14

Quercus resinosa Liebm. 142 7.9 15.1 3.08 130 9.2 15.9 3.29 59 9.0 15.6 1.41

Quercus rugosa Née - - - - - - - - 71 6.5 11.9 1.06

Quercus subspathulata Trel. - - - - - - - - 18 7.4 10.0 0.14

N = Número de árboles por hectárea; = Altura promedio (m); dg = Diámetro cuadrático (cm); G = Área basal por hectárea N = Number of trees per hectare; h = average height (m); d

g = quadratic diameter (cm); G = Basal area per hectare

h


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ize of the fragment varied; in the open condition, for the 1 to 10 ha and 10 to 50 ha, 524 and 380 trees ha-1- were counted and 499 in that over 50 ha; nevertheless, these communities kept a constant basal area (11.7 to 12.6 m2 ha-1). In the closed forest, the number of trees per hectare were 324, with a basal area of 14.9 for the 10-50 ha fragment, and of 650 with a basal area of 24.3 m2 ha-1 for that over 50 ha.

Los cuadros 2 y 3 muestran las características descriptivas del arbolado adulto por especie para el bosque abierto y el cerrado de acuerdo al tamaño de fragmento. Quercus resinosa alcanzó el mayor número de individuos y los valores más altos de importancia ecológica en las dos coberturas y en cada tamaño de fragmento; mientras que, Pinus douglasiana se colocó en segundo orden en ambos tipos de bosque y con fragmentos

Cuadro 3. Datos descriptivos del arbolado adulto por especie del bosque cerrado por tamaño de fragmentoTable 3. Descriptive adult tree data per species of the closed forest by fragment size.

Especie / tamaño de fragmento10-50 ha >50 ha

N h dg

G N h dg

G


- - - - 2 6.4 13.5 0.03

Alnus acuminata ssp. arguta (Schlecht.) Furlow

16 15.2 33.2 1.90 2 18.7 33.4 0.25

Arbutus glandulosa Mart. et Gal. - - - - 8 7.6 14.6 0.17

Arbutus xalapensis HBK. - - - - 6 6.3 14.2 0.11

Clethra hartwegii Britton - - - - 2 7.4 18.5 0.08

Clethra rosei Britton 2 8.4 22.2 0.08 7 8.5 15.2 0.14

Pinus devoniana Lindl. 2 23.8 72.8 0.83 49 9.7 16.5 1.29

Pinus douglasiana Martínez 46 6.3 11.1 0.47 122 11.8 21.1 6.09

Pinus herrerae Martínez - - - - 2 13.7 18.9 0.05

Pinus lumholtzii Rob. et Fern. 6 12.3 27.7 0.46 67 13.2 21.8 3.33

Pinus oocarpa var. oocarpa Schiede 8 23.7 52.7 1.80 41 17.1 30.9 3.85

Prunus serotina ssp. capuli (Cav.) McVaugh

4 10.5 26.6 0.29 1 19.5 35.0 0.05

Quercus candicans Née 8 11.4 16.0 0.26 6 8.9 13.8 0.13

Quercus castanea Née - - - - 11 13.8 25.9 0.77

Quercus coccolobifolia Trel. 4 10.5 31.5 0.34 24 7.8 15.4 0.57

Quercus crassifolia Humb. et Bonpl. - - - - 3 15.3 23.0 0.15

Quercus eduardii Trel. 6 20.9 44.0 0.91 15 9.2 17.9 0.54

Quercus excelsa Liebm. - - - - 1 17.3 28.1 0.03

Quercus laeta Liebm. 2 27.8 39.6 0.25 1 15.0 44.0 0.09

Quercus magnoliifolia Née 48 6.0 12.5 0.91 35 10.8 15.2 0.81

Quercus obtusata Humb. et Bonpl. 16 9.1 13.3 0.26 12 11.3 22.7 0.61

Quercus resinosa Liebm. 146 10.4 18.0 5.53 192 8.8 13.8 3.87

Quercus rugosa Née 8 11.0 26.2 0.61 38 8.6 16.9 1.10

Quercus subspathulata Trel. - - - - 4 8.2 16.0 0.10

Tilia mexicana Schltdl. 2 8.6 9.0 0.01 - - - - N = Número de árboles por hectárea; h = Altura promedio (m); d

g = Diámetro cuadrático (cm); G = Área basal por hectárea

N = Number of trees per hectare; h = average height (m); dg = quadratic diameter (cm); G = Basal area per hectare


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In regard to natural regeneration and average number of seedlings of different taxa per hectare, according to the type and size of fragments, the following values were obtained: for the 1 to 10 ha fragments of open forest, 1,222 seedlings; from 10 to 50 ha, 855 and over 50 ha, 3065. In the first and last fragment size, Pinus is outstanding with 50 and 65 per cent of species, respectively, which are heliophylus and have some other morphological and physiological properties that favor their prevalence for colonization of the open canopy forest. On the opposite, Quercus dominated the upper canopy of the open forest in the 10 to 50 ha fragment, but in terms of new sprouts, 62% were counted. Seedling density was higher in the 10 to 50 ha closed forest with 4,060 seedling ha-1, where Pinus species were present with 62%, compared with the 1,229 trees ha-1 for the areas over 50 ha in which Quercus spp. were outstanding as well other broad-leaves, that make up 75% of natural regeneration. The high density of new sprouts in closed forest from 10 to 50 ha is mainly due to the small forest cover (number of trees per hectare) of this size of fragment, compared to those over 50 ha, which explains the existence of more clearings that favor the development of new trees (Figure 2).

In Table 4 the basic statistic values of abundance refering to natural regeneration, in which a higher dispersal per cent was observed (±30) in the open forest of 10 to 50 ha, in regard to closed forest of the same size of fragment; however, in the latter, the records that concentrated around the average value are lower (±7). The difference of the average of seedlings between fragment size per type of forest in both cases was significant (p 0.05).

mayores a 50 ha. La composición florística disminuye conforme se reduce el tamaño del parche; en ese sentido, se registró un intervalo de 10 a 17 especies en el bosque abierto y de 16 a 24 en el cerrado; por otro lado, la densidad del arbolado por tipo de bosque y tamaño de fragmento fue variable: en el abierto, para los de 1 a 10 y 10 a 50 ha se cuantificaron 524 y 380 árboles ha-1 y en el mayor a 50 ha 499; no obstante, estas comunidades mantuvieron un área basal constante (11.7 a 12.6 m2 ha-1). El número de árboles por hectárea en el bosque cerrado fue de 324 con un área basal de 14.9 para el tamaño de fragmento de 10 a 50 ha y de 650 con un área basal de 24.3 m2 ha-1 para el mayor a 50 ha.

En lo que concierne a la regeneración natural y al número promedio de plántulas de distintos taxa por hectárea, según el tipo y tamaño de fragmento, se obtuvieron los siguientes valores: para el bosque abierto de 1 a 10 ha 1,222 renuevos; de 10 a 50 ha, 855 y mayor a 50 ha, 3 065. En el primer y último tamaño de fragmento, sobresalen las especies del género Pinus: 50 y 65%, respectivamente, taxón que se caracteriza por ser heliófilo y tener otras propiedades morfológicas y fisiológicas que favorecen su primacía para la colonización del bosque de dosel abierto. Por el contrario, Quercus predominó no solo en el dosel superior del fragmento de bosque abierto de 10 a 50 ha, sino también en el renuevo, con 62%. La densidad de plántulas resultó mayor en el bosque cerrado de 10 a 50 ha con 4,060 plántulas ha-1, donde prevalecieron las especies de Pinus con 62%, en comparación con los 1,229 árboles ha-1 para la superficie mayor a 50 ha, en la cual destacaron Quercus spp. y otras hojosas, que constituyeron 75% de la regeneración natural. La alta densidad de renuevos registrados en el bosque cerrado de 10 a 50 ha, en gran parte se debe a la disminuida cobertura forestal (número de árboles por hectárea), presente en este tamaño de fragmento, con respecto al mayor a 50 ha, lo que explica la existencia de un más claros, que propician el desarrollo del renuevo de las especies (Figura 2).

El Cuadro 4 muestra los valores estadísticos básicos de la abundancia referentes a la regeneración natural, en ellos se observa un porcentaje superior de dispersión (±30) en el bosque abierto de 10 a 50 ha, respecto al bosque cerrado de igual tamaño de fragmento; sin embargo, en este último, la concentración de los registros alrededor del valor promedio es menor (±7). La diferencia del promedio de las plántulas entre tamaño de fragmentos por tipo de bosque resultó, en ambos casos, significativo (p≤0.05).

De acuerdo con los intervalos de densidad entre renuevos para la regeneración natural por distancia (Moreno, 2004), durante el período de estudio, las coberturas de bosque abierto de 1 a 10 y 10 a 50 ha, así como la de bosque cerrado mayor a 50 ha tuvieron una cantidad satisfactoria de plántulas y brinzales, la cual varió entre 1,283 y 2,890 individuos por hectárea. Para las coberturas de bosque abierto mayor a 50 ha y bosque cerrado de 10 a 50 ha la densidad resultó excesiva: 2,891 a 11,547 plántulas ha-1.

Figura 2. Número de plántulas promedio por hectárea estimado por tipo y tamaño de fragmento.

Figure 2. Number of average seedlings per hectare estimated by fragment type and size.

According to the density intervals among new sprouts for natural regeneration by distance (Moreno, 2004) during the study period, the open forest cover from 1 to 10 and from 10 to 50 ha, as well as those of closed forest over 50 ha had a satisfactory amount of seedlings and saplings, which


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La caracterización de la estructura vertical fue catalogada en tres tipos de altura: piso 1 con plántulas de 1 a 50 cm, piso 2 con brinzales de 50 a 100 cm y piso 3 con brinzales mayores

varied from 1,282 to 2,890 per hectare. For open forest covers over 50 ha and closed forest from 10 to 50 ha, density was excesive, from2,891 to 11,547 seedling ha-1.

Cuadro 4. Estadísticos básicos del inventario de la regeneración natural por tipo y tamaño de fragmento.Table 4. Basic statistics of the natural regeneration inventory by fragment type and size.

EstadísticoBA

(1 – 10 ha)

BA

(10 – 50 ha)

BA

(> 50 ha)

BC

(10 – 50 ha)

BC

(>50 ha)

Sumatoria de árboles 110 94 613 406 430

Número de sitios 9 11 20 10 35

Promedio aritmético 12 9 31 41 12

Varianza 12 7 18 54 7

Desviación estándar ±3 ±3 ±4 ±7 ±3

Coeficiente de variación ±28.1% ±30.0% ±13.7% ±18.2% ±21.2%

Error estándar ±1.1 ±0.8 ±0.9 ±2.3 ±0.4

Error estándar porcentual ±9.4% ±8.1% ±3.2% ±5.7 ±3.6%

BA = Bosque abierto; BC = Bosque cerradoBA = Open forest; BC = Closed forest

a un metro y menores a 7 cm de diámetro normal (1.3 m). En el Cuadro 5 se presenta la distribución porcentual correspondiente a la estructura vertical de la repoblación natural extrapolada a una hectárea. Destaca que más de 50% de la regeneración en las coberturas de bosque cerrado está en la etapa inicial de desarrollo (plántula) y, de manera probable, entre 25 y 30% en un estado de brinzal; caso contrario a lo que sucedió, principalmente, en los fragmentos inferiores a 50 ha del bosque abierto. De manera específica, en aquellos de 1 a 10 ha los cuales se conformaron por diferentes especies de pinos (50%), encinos (32%) y otras hojosas (18%), entre ellas sobresale el alto número de brinzales de Arbutus xalapensis HBK. La regeneración natural en la superficie de 10 a 50 ha de este mismo bosque estaba integrada por distintos taxa de encinos (68%), en particular por Quercus resinosa Liebm, notorio porque alrededor del 70% estaba en la etapa de brinzal.

A diferencia del bosque cerrado, el bosque abierto superior a 50 ha y cerrado de 10 a 50 ha concentraron, con más de 60%, su regeneración natural con plántulas de pino no mayor a 50 cm, muchos de ellos en estado de crecimiento inicial; en contraste, con una mayor diversidad de especies, el renuevo en el bosque cerrado mayor a 50 ha se integró con encinos y otras hojosas (75%), entre los que predominaron Quercus resinosa, Clethra rosei Britton y Quercus rugosa Née; así mismo, la regeneración se acentuó en la primera etapa de desarrollo (plántula), como en un estado próximo al latizal bajo.

En la figura 3 se observa el acomodo, por tipo y tamaño de fragmento, de la posición vertical ocupada por la regeneración natural. Ambos tipos de bosque muestran, en sus respectivos

Vertical structure description was classified in three hight kinds: Level 1: with seedlings 1 to 50 cm tall; Level 2: with saplings 50 to 100 cm and Level 3: with saplings over 1 m and smaller than 7 cm of DBH (1.30 m) In Table 5 is shown the per cent distribution that refers to vertical structure of natural re-population extrapolated to 1 hectare. It is worth noticing that more than 50’% of regeneration in the cover of closed forest are in the initial stage of development (seedling) and probably, between 25 and 30% in the sapling stage; on the opposite to what happened in the fragments under 50 ha of open forest. Specifically, in those from 1 to 10 ha, which were made-up by different pine especies (50%), oaks (32%) and other broadleaves (18%), from which Arbutus xalapensis HBK. saplings are outstanding. In regard to the 10 to 50 ha areas of this same forest, its natural regeneration was made up by different oak taxa (68%);Quercus resinosa Liebm.; in particular, was outstanding as more than 70% was in the sapling stage.

In contrast to the closed forest, the open forest over 50 ha and closed from 10 to 50 ha concentrated their natural regeneration (over 60%) on pine seedlings shorter than 50 cm, many of them in the initial growth stage; compared to a greater diversity of species, the new trees of the closed forest under 50 ha were oaks and other broad-leaves (75%), among which prevailed Quercus resinosa, Clethra rosei Britton and Quercus rugosa Née; also, regeneration was more intense during the first stage of development (seedling), as a near stage to the low pole.


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Cuadro 5. Distribución vertical de la regeneración natural por tipo yg tamaño de fragmento.Table 5. Vertical distribution of natural regeneration by fragment type and size.

FragmentoPiso 1 Piso 2 Piso 3 Total

N ha-1 % N ha-1 % N ha-1 % N ha-1 %

Bosque abierto (1 – 10 ha) 477 39 118 10 627 51 1222 100

Bosque abierto (10 – 50 ha) 264 31 236 28 355 42 855 100

Bosque abierto (> 50 ha) 1460 48 730 24 875 29 3065 100

Bosque cerrado (10 – 50 ha) 2530 62 520 13 1010 25 4060 100

Bosque cerrado (>50 ha) 689 56 166 14 371 30 1226 100N ha-1 = Número de plántulas por hectáreaN ha-1 = Number of seedlings per hectare

In figure 3 is observed the arrangement, by fragment type and size, of the vertical position covered by natural regeneration. Both types of forest show, in their correspondent fragment sizes, the same population dynamics, that is, the existence of a broader number of individuals in the establishment stage and initial growth, a sapling reduction from 50 to 100 cm tall (Level 2) and an increment of saplings over 1 m high (Level 3). The reduction and increment in the number of seedlings among the different height levels is explained, greatly, by a negative effect of the competence that, as Oliver and Larson quote (in González and Bravo, 1999), takes place during the initial stage of the stand. In this way, the new plants compete for soil, nutriments, moisture, light or shadow (intraspecific competence), among other environmental factors, biotic and antropic, that also limit their growth.

tamaños de fragmentos, la misma dinámica poblacional, es decir, la existencia de un mayor número de individuos en la etapa del establecimiento y crecimiento inicial, una reducción de brinzales de 50 a 100 cm de altura (piso 2) y un incremento de brinzales mayores a un metro de altura (piso 3). La disminución y el aumento en el número de plántulas entre los diferentes pisos de altura se explica, en gran medida, por un efecto negativo de la competencia que, tal como lo señalan Oliver y Larson (citado por González y Bravo, 1999), sucede durante la fase inicial del rodal. De esta forma, los renuevos compiten por su supervivencia con especies herbáceas y arbustivas (competencia interespecífica); así como por el suelo, nutrimentos, humedad, luz o sombreado (competencia intraespecífica), entre otros factores ambientales, bióticos y antrópicos que también llegan a limitar su crecimiento.

Figura 3. Estructura vertical de la regeneración natural por tipo y tamaño de fragmento.Figure 3. Vertical structure of natural regeneration by fragment type and size.

Respecto a la riqueza de especies (índice de Margalef), los valores más altos (2.16 y 2.80) se determinaron en la cobertura de bosque cerrado con fragmentos de 10 a 50 y mayor a 50 ha;

The highest values of species richness (Margalef index), 2.16 and 2.80, were determined in the closed forest cover with 10 to 50 ha and over 50 ha fragments; while Shannon index increases


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mientras que, el de Shannon se incrementa si hay un número mayor de especies, a la vez que la riqueza específica y equitatividad es más homogénea, como sucedió en el tamaño de mayores a 50 ha en los dos tipos de bosques; en particular, el bosque cerrado tuvo el registró más alto (2.89). No obstante, la dominancia de especies, reflejada con el índice de Simpson, demuestra no ser el más grande en abundancia (7.66), es decir, sugiere que en esta comunidad existe un taxón dominante (Cuadro 6).

Los valores menores en los índices de Shannon (1.95) y de Margalef (1.32) se presentaron en los fragmentos de bosque abierto de 10 a 50 ha, en comparación con el bosque cerrado de igual número de hectáreas, cuya diversidad de especies fue superior y una diferencia significativa (P = 0.013), de acuerdo a la prueba de Hutcheson. Para ambas coberturas, el reparto de las especies, sin influir el número de las mismas, sugiere una tendencia a ser más homogénea (Índice de uniformidad) (Cuadro 6).

if there is a higher number of species, which, at the same time, specific richness and equitativity, is more homogeneous, as it happened in the size over 50 ha en both types of forests; the closed forest, in particular, had the highest records, as it happened in those over 50 ha in both types of forests; closed forest in particular, had the highest record (2.89) Nevertheless, species dominance, revealed by the Simpson index, proves that it is not the highest in abundance (7.66) which suggests that in this community exists a dominant taxon (Table 6).

The lowest values of Shannon index (1.95) and of Margalef index (1.32) were found in the open forest of 10 a 50 ha, which had a higher diversity of species and a significant difference (P=0.013), according to Hutcheson’s test. For both covers the display of species, when the number of them is not influential, suggests a tendency to be more homogeneous (Uniformity index) (Table 6).

Cuadro 6. Diversidad y riqueza de especies de la regeneración natural por tipo y tamaño de fragmento.Table 6. Species diversity and richness of natural regeneration by fragment type and size.

Fragmento \ Índice Número de especies H´ E S M

Bosque abierto (1 – 10 ha) 8 2.08 0.82 3.82 1.49

Bosque abierto (10 – 50 ha) 7 1.95 0.74 3.96 1.32

Bosque abierto (> 50 ha) 14 2.64 0.73 5.19 2.03

Bosque cerrado (10 – 50 ha) 14 2.64 0.75 5.0 2.16

Bosque cerrado (>50 ha) 18 2.89 0.80 7.66 2.80H´ = Índice de Shannon; E = I Índice de Evenness (uniformidad); S: = Índice de Simpson; M = Índice de MargalefH´ = Shannon index; E = I Evennes index (uniformity); S: = Simpson index; M = Margalef index

Based in the abundance of taxa, the 10 a 50 ha open and closed forests were compared, and a 38% of affinity in both was obtain, which explains the scarce natural regeneration observed in the open forest in contrast to the expected results for the open covers in which there would be a higher number of seedlings, saplings and poles. For the similitude of species in terms of abundance among the fragments > 50 ha, the Sörensen value was calculated over 80% (Table 7).

The number of species of the new plants diminished in regard to the adult tree composition in all the types and fragments: for the open forest of 10 to 50 ha, it was 36% and in closed forest >50 ha it was 25% (Figure 4)

Natural regeneration per tree group (conifers, oaks and other broadleaves) was conformed in the following way: in the open forest from 1 to 10 ha, 50% by Pinus, 32% by Quercus and 18% by other broadleaves; in terms of abundance, the following species were identified: Pinus oocarpa var. oocarpa, P. douglasiana, Quercus resinosa and Arbutus xalapensis. The 10 to 50 ha open forest was made-up by 68% of Quercus and 32% by Pinus; the main species were Quercus resinosa, Pinus douglasiana and Quercus magnoliifolia. Finally, the open forest over 50 ha was formed as follows: 65 by Pinus, 27% by Quercus and 7% by other broadleaves; Pinus devoniana Lindl.,

Con base en la abundancia de los taxa, se compararon el bosque abierto y cerrado de 10 a 50 ha, y se obtuvo 38% de afinidad entre ambos, con lo cual se explica la escasa regeneración natural observada en el bosque abierto de la superficie mencionada, contrario a los resultados esperados para las coberturas abiertas en los que se tendría un mayor número de renuevos, brinzales y latizales. Para la similitud de especies en abundancia entre los fragmentos mayores a 50 ha se determinó un valor de Sörensen superior a 80% (Cuadro 7).

Cuadro 7. Porcentaje de afinidad de especies entre tipo y tamaño de fragmentos.

Table 7. Affinity of species per cent between type and size of fragments.

Tipo de

fragmento

BA

1- 10 ha

BA

10 -50 ha

BA

>50ha

BC

10 -50ha

BC

>50ha

BA 1-10 ha x - - - -

BA 10-50 ha 92 x - - -

BA >50 ha 30 27 x - -

BC 10-50 ha 43 38 80 x -

BC >50 ha 41 36 82 97 x

BA = Bosque abierto; BC = Bosque cerradoBA = Open forest; BC = Closed forest


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El número de especies de los renuevos disminuyó respecto a la composición del arbolado adulto en todos los tipos y tamaños de fragmentos: para el bosque abierto de 10 a 50 ha la reducción fue de 36% y en el bosque cerrado mayor a 50 ha fue de 25% (Figura 4).

P. douglasiana, Quercus resinosa and Q. magnoliifolia were outstanding (Table 8).

Figura 4. Número de especies por tipo y tamaño de fragmento del arbolado adulto (7 cm de diámetro normal) y su regeneración natural.

Figure 4. Number of species per fragment type and size of adult trees ( 7 cm DBH) and their natural regeneration.

La regeneración natural por grupo de árboles (coníferas, encinos y otras hojosas) se conformó de la siguiente manera: el bosque abierto de 1 a 10 ha, por 50% del género Pinus, 32% de Quercus y 18% de otras hojosas: en orden de abundancia se identificaron Pinus oocarpa var. oocarpa, P. douglasiana, Quercus resinosa y Arbutus xalapensis. El bosque abierto de 10 a 50 ha se integró por 68% de Quercus y 32% de Pinus; las principales especies fueron Quercus resinosa, Pinus douglasiana y Quercus magnoliifolia. Finalmente, el bosque de dosel abierto mayor a 50 ha lo constituyeron con 65% de Pinus, 27% de Quercus y 7% de otras hojosas; en él sobresalieron Pinus devoniana Lindl., P. douglasiana, Quercus resinosa y Q. magnoliifolia (Cuadro 8).

En las coberturas de bosque cerrado se registraron 62% de Pinus, 24% de Quercus y 14% de otras hojosas para el tamaño de fragmento de 10 a 50 ha; de acuerdo a su cantidad destacaron Pinus douglasiana, P. oocarpa var. oocarpa, Quercus resinosa y Clethra rosei. Para esta misma cobertura en el fragmento mayor a 50 ha se identificó un predominio en el grupo de los encinos (49%), seguido de otras hojosas (26%) y de pinos (25%); por su abundancia resaltaron Quercus resinosa, Pinus douglasiana, Clethra rosei y Quercus rugosa (Cuadro 9).

In the closed forests, 62% were Pinus, 24% Quercus and14% were different broadleaves for the 10 to 50 ha fragments; in terms of amount, Pinus douglasiana, P. oocarpa var. oocarpa, Quercus resinosa and Clethra rosei were the most notorious. For this same cover, in the fragment over 50 ha, oaks prevailed (49%), followed by other broadleaves (26%) and pines (25%); Quercus resinosa, Pinus douglasiana, Clethra rosei and Quercus rugosa were remarkable for their abundance (Table 9).

During several years, the pine-oak forest has shown biological impacts by the attack of dwarf mistletoe (Arceuthobium vaginatum Humb. et Bonsp. ex Willd.) and of barking insects (Dendroctonus mexicanus Hopkins) on Pinus douglasiana, in particular, which produce structural, functional and successional changes in the wood, with the presence of different genus of tree species and even with overpopulation of shrubs. In addition to the previous arguments, fragmentation might favor the invasion of new taxa, due to microclimatic changes from light availability and variation in temperature, and may be, from the removal and loss of soil, herb competence or other modifying factors, through the biologic interaction with wild life and dispersion insects.


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Durante varios años el bosque de pino-encino ha presentado, en menor o mayor grado, impactos biológicos por ataques de muérdago enano (Arceuthobium vaginatum Humb. et Bonpl. ex Willd.) e insecto descortezador (Dendroctonus mexicanus Hopkins), en particular sobre Pinus douglasiana, los cuales originan un cambio estructural, funcional y sucesional del bosque, con la presencia de otros géneros de especies arbóreas e incluso con sobrepoblación de arbustivas. Aunado a lo anterior, la fragmentación puede facilitar la invasión de nuevos taxa, debido a cambios microclimáticos dados por la disponibilidad de luz y variaciones en la temperatura y, tal vez, por la remoción y pérdida de suelo, la competencia de herbáceas u otros factores de modificación, a través de la interacción biológica con la fauna silvestre e insectos dispersores.

The average number of species per sampling site remained between 1 and 2 in regeneration and 3 in adult trees, for both conditions of open forest under 50 ha (Figure 5). Closed forest from 10 to 50 ha kept in both development stages, 4 species, opposite to what happened in the >50 ha fragment, which, in average, only recorded one taxon.

Cuadro 8. Composición, abundancia y relación porcentual del arbolado adulto y regeneración natural para el bosque abierto (BA) por tamaño de fragmento.

Table 8. Composition, abundance and per cent relation of adult trees and natural regeneration for open forest (BC) according to fragment size.

Especie / Tamaño de fragmento1-10 ha 10-50 ha >50 ha

AA % R % AA % R % AA % R %


0 0 1 0.9 16 8.4 0 0 2 0.4 0 0

Arbutus glandulosa Mart. et Gal. 3 1.1 19 17.3 0 0 0 0 2 0.4 0 0

Arbutus xalapensis HBK. 3 1.1 0 0 0 0 0 0 12 2.4 16 2.6

Clethra rosei Britton 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0.4 3 0.5

Pinus devoniana Lindl. 18 6.9 2 1.8 1 0.5 1 1.1 51 10.2 201 32.8

Pinus douglasiana Martínez 67 25.6 25 22.7 20 10.5 22 23.4 90 18.0 144 23.5

Pinus lumholtzii Rob. et Fern. 50 19.1 2 1.8 30 15.8 2 2.1 58 11.6 19 3.1

Pinus oocarpa Scheide var. oocarpa 22 8.4 26 23.6 3 1.6 5 5.3 18 3.6 37 6.0

Prunus serotina ssp. capuli (Cav.) McVaugh 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0.2 21 3.4

Quercus castanea Née 0 0 0 0 0 0 0 0 4 0.8 0 0

Quercus coccolobifolia Trel. 26 9.9 10 9.1 17 8.9 6 6.4 18 3.6 11 1.8

Quercus crassifolia Humb. et Bonpl. 0 0 0 0 1 0.5 0 0 0 0 0 0

Quercus eduardii Trel. 1 0.4 0 0 0 0 0 0 12 2.4 1 0.2

Quercus laeta Liebm. 0 0 0 0 8 4.2 0 0 0 0 0 0

Quercus magnoliifolia Née 0 0 0 0 17 8.9 15 16.0 70 14.0 68 11.1

Quercus obtusata Humb. et Bonpl. 1 0.4 0 0 12 6.3 0 0 11 2.2 1 0.2

Quercus resinosa Liebm. 71 27.1 25 22.7 65 34.2 43 45.7 59 11.8 64 10.4

Quercus rugosa Née 0 0 0 0 0 0 0 0 71 14.2 23 3.8

Quercus subspathulata Trel. 0 0 0 0 0 0 0 0 18 3.6 0 0

Tilia mexicana Schltdl. 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 4 0.7

Total 262 100 110 100 190 100 94 100 499 100 613 100

AA = Arbolado adulto; R = Regeneración naturalAA = Adult trees; R = Natural regeneration


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El número de especies promedio por sitio de muestreo se mantuvo entre uno y dos en la regeneración y de tres en el arbolado adulto, para las dos condiciones de bosque abierto menores a 50 ha (Figura 5). El bosque cerrado de 10 a 50 ha mantuvo en ambos estados de desarrollo un promedio de cuatro especies,

Cuadro 9. Composición, abundancia y relación porcentual del arbolado adulto y regeneración natural para el bosque cerrado (BC) por tamaño de fragmento.

Table 9. Composition, abundance and per cent relation of adult trees and natural regeneration for closed forest (BC) according to fragment size.

Especie / Tamaño de fragmento10-50 ha >50 ha

AA % R % AA % R %

Acacia pennatula (Schlecht. et Cham.) Benth. 0 0 6 1.5 3 0.3 13 3.0

Alnus acuminata ssp. arguta (Schlecht.) Furlow 8 4.9 3 0.7 4 0.4 0 0

Arbutus glandulosa Mart. et Gal. 0 0 0 0 14 1.2 5 1.2

Arbutus xalapensis HBK. 0 0 0 0 10 0.9 3 0.7

Especie / Tamaño de fragmento10-50 ha >50 ha

AA % R % AA % R %

Clethra rosei Britton 1 0.6 42 10.3 12 1.1 0 0

Pinus devoniana Lindl. 1 0.6 17 4.2 86 7.6 14 3.3

Pinus douglasiana Martínez 23 14.2 153 37.7 213 18.7 62 14.4

Pinus herrerae Martínez 0 0 0 0 3 0.3 0 0

Pinus lumholtzii Rob. et Fern. 3 1.9 14 3.4 117 10.3 12 2.8

Pinus oocarpa Scheide var. oocarpa 4 2.5 68 16.7 72 6.3 20 4.7

Prunus serotina ssp. capuli (Cav.) McVaugh 2 1.2 4 1.0 1 0.1 5 1.2

Quercus candicans Née 4 2.5 10 2.5 10 0.9 0 0

Quercus castanea Née 0 0 0 0.0 20 1.8 20 4.7

Quercus coccolobifolia Trel. 2 1.2 8 2.0 42 3.7 4 0.9

Quercus crassifolia Humb. et Bonpl. 0 0 0 0 6 0.5 17 4.0

Quercus eduardii Trel. 3 1.9 0 0 27 2.4 1 0.2

Quercus excelsa Liebm. 0 0 0 0 1 0.1 0 0

Quercus gentryi C.H. Mull. 0 0 0 0 0 0 7 1.6

Quercus laeta Liebm. 1 0.6 0 0 1 0.1 0 0

Quercus magnoliifolia Née 24 14.8 22 5.4 62 5.4 2 0.5

Quercus obtusata Humb. et Bonpl. 8 4.9 4 1.0 21 1.8 21 4.9

Quercus resinosa Liebm. 73 45.1 47 11.6 336 29.5 98 22.8

Quercus rugosa Née 4 2.5 8 2.0 66 5.8 41 9.5

Quercus subspathulata Trel. 0 0 0 0 7 0.6 0 0

Tilia mexicana Schltdl. 1 0.6 0 0 0 0.0 0 0

Total 162 100 406 100 1138 100 430 100AA = Arbolado adulto; R = Regeneración naturalAA = Adult trees; R = Natural regeneration


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Figura 5. Número de especies promedio de la regeneración natural por tipo y tamaño de fragmento con respecto al arbolado adulto.

Figure 5. Number of average species of natural regeneration by fragment type and size in regard to adult trees.

Durante varios años el bosque de pino-encino ha presentado, en menor o mayor grado, impactos biológicos por ataques de muérdago enano (Arceuthobium vaginatum Humb. et Bonpl. ex Willd.) e insecto descortezador (Dendroctonus mexicanus Hopkins), en particular sobre Pinus douglasiana, los cuales originan un cambio estructural, funcional y sucesional del bosque, con la presencia de otros géneros de especies arbóreas e incluso con sobrepoblación de arbustivas. Aunado a lo anterior, la fragmentación puede facilitar la invasión de nuevos taxa, debido a cambios microclimáticos dados por la disponibilidad de luz y variaciones en la temperatura y, tal vez, por la remoción y pérdida de suelo, la competencia de herbáceas u otros factores de modificación, a través de la interacción biológica con la fauna silvestre e insectos dispersores.

CONCLUSIONS

Open forest cover from 1 to 10 and from 10 to 50 ha, as well as those of closed forest over 50 ha had good values from 1,280 to 2,890 seedlings ha1; while for open forest over 50 ha and for closed forest from 10 to 50 ha, excessive numbers from 2,891 to 1,1547 seedlings ha-1have been estimated.

When the process of fragmentation increases, it is related to the reduction of seedling species in terms of richness, that is, when the size of the fragment becomes smaller, it brings a change in species composition, as well.

Priority zones are identified to address actions focused upon the increment of connectivity among fragments. Some of them are propagation and reforestation with native species as well as efforts involved in soil conservation and forest cover restoration.

a) Regeneración

b) Arbolado adulto


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El número de especies promedio por sitio de muestreo se mantuvo entre uno y dos en la regeneración y de tres en el arbolado adulto, para las dos condiciones de bosque abierto menores a 50 ha (Figura 5). El bosque cerrado de 10 a 50 ha mantuvo en ambos estados de desarrollo un promedio de cuatro especies, al contrario del fragmento mayor a 50 ha, que en promedio registró un solo taxón.

CONCLUSIONES

Las coberturas de bosque abierto de 1 a 10 y 10 a 50 ha, así como la de bosque cerrado mayor a 50 ha registran valores satisfactorios que oscilan entre 1,280 y 2,890 plántulas ha-1; mientras que, para las de bosque abierto mayor a 50 ha y bosque cerrado de 10 a 50 ha se estiman cifras excesivas que varían de 2,891 a 1,1547 plántulas ha-1.

El proceso de fragmentación, al incrementarse se asocia con la disminución de las especies de plántulas en términos de riqueza, es decir, al reducir el tamaño del fragmento, lo que conlleva, también, a un cambio sobre la composición de las especies.

Se identifican zonas prioritarias para dirigir acciones centradas en aumentar la conectividad entre los fragmentos. Algunas medidas son la propagación y reforestación con especies nativas y otras obras referentes a la conservación del suelo y la restauración de las coberturas forestales.

AGRADECIMIENTOS

A SEP-Promep por el apoyo financiero al Proyecto UDG-EXB-364. Al Comité Regional de Protección, Promoción y Fomento de los Recursos Naturales de la Sierra de Quila A.C. por las facilidades brindadas en la realización de este estudio. A todos los prestadores de servicio social, tesistas y estudiantes voluntarios del Centro Universitario de Ciencias Biológicas y Agropecuarias de la Universidad de Guadalajara por su colaboración en el trabajo de campo.

REFERENCIAS

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ACKNOWLEDGEMENTSTo SEP-Promep for the finantial support provided to the UDG-EXB-364 Project. To the Comité Regional de Protección, Promoción y Fomento de los Recursos Naturales de la Sierra de Quila A.C. for the facilities to carry out this study. To all social service and thesis and voluntary students of Centro Universitario de Ciencias Biológicas y Agropecuarias de la Universidad de Guadalajara for their help in the field work stage.

End of the English version


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Dominio público.

“Las reglas de uso específicas varían notablemente de caso a caso. Dada esta gran variación en este tipo de reglas, la sustentabilidad de estos recursos y de las instituciones que los regulan no pueden ser explicada por la presencia y ausencia de ciertas reglas particulares. Parte de la explicación que puede ofrecerse para enteder la permanencia en el tiempo de estos sistemas, es el hecho de que las reglas particulares difieren de caso en caso. Al ser distintas, las reglas particulares toman en cuenta los atributos específicos de los sistemas físicos circundantes, las distintas visiones culturales del mundo, y la relaciones económicas y políticas que existen en cada región. Sin reglas diferentes, los propietarios no podrían hacer uso de las ventajas que les otorgan las características positivas de un recurso, ni serían capaces de evitar los errores potenciales que podrían ocurrir en un lugar pero no en otros”.

Elionor Ostrom.

APLICACIÓN DEL ÍNDICE METEOROLÓGICO DE INCENDIOS CANADIENSE EN UN PARQUE NACIONAL DEL CENTRO DE MÉXICO

APPLICATION OF THE CANADIAN FIRE WEATHER INDEX IN A NATIONAL PARK OF CENTRAL MEXICO

Lourdes Villers-Ruiz 1, Emilio Chuvieco 2 e Inmaculada Aguado 2

RESUMEN

Entre los sistemas de alerta temprana de incendios forestales destaca el desarrollado por el Servicio Forestal de Canadá, denominado Fire Weather Index (FWI). Con el fin de contribuir a la creación de un sistema de alerta temprana, se utilizó este índice para determinar las condiciones de peligro a incendios en el Parque Nacional Malinche a partir de una serie de datos diarios de enero 2004 a octubre 2009 de cinco estaciones meteorológicas automáticas instaladas en el parque a una altitud de 3,000 m, se hicieron los cálculos de los elementos que contiene el índice; para ello, se empleó la versión automatizada del Canadian Forest Fire Danger Rating System. Se realizaron correlaciones y se crearon cuatro categorías con los valores de los componentes, según la frecuencia de incendios y el área siniestrada. También, se señalaron, los valores de temperatura máxima y mínima, humedad relativa y lluvia por categoría. Se constituyeron los umbrales mínimos de gran peligrosidad a incendios para cada uno de los elementos. En el caso del código de humedad de los combustibles finos, el umbral se estableció en 80 puntos; de superarse este valor, el número de incendios por día se incrementa sustancialmente. El código de sequía, el Índice de dispersión inicial del fuego; así como, el Índice acumulado fueron los más significativos en relación a la frecuencia de incendios, por lo que se calculó la probabilidad de estos eventos, para ciertos intervalos de los elementos considerados.

Palabras clave: Alerta temprana de incendios, áreas naturales protegidas, códigos de humedad de combustibles, FWI, índice potencial de fuego, prevención de incendios forestales.

ABSTRACTAmong the early warning systems there is one developed by the Canadian Forest Service, called the Fire Weather Index (FWI). To contribute in the creation of an early warning system this index was used to determine the fire danger conditions in Malinche National Park. Calculations of the elements contained in the FWI system were made using the automated version of the Canadian Forest Fire Danger Rating System applied to a series of daily data from January 2004 to October 2009 in five weather stations installed in the park at an altitude of 3,000 m. Four categories were created with the values of the correlation components according to fire frequency and damaged area. Maximum and minimum temperature, relative humidity and rain were identified. Minimum high fire danger thresholds were set for each one of the elements. In the case of Fine Fuel Moisture Code the maximum threshold was set at 80 points, if this value is exceeded the number of fires per day substantially increased. The Drought Code, the Initial Spread Index and Buildup Index, were most significant in relation to fire frequency. The probability of fires was calculated according to certain ranges of values of these components.

Key words: Early warning fires; natural protected areas, fuels moisture codes, FWI, fire potential index, forest fire prevention.

Fecha de recepción: 5 de octubre de 2011Fecha de aceptación: 28 de mayo de 2012

1 Centro de Ciencias de la Atmósfera, Universidad Nacional Autónoma de México. Correo-e: [email protected] Departamento de Geografía, Universidad de Alcalá de Henares.


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INTRODUCTION

In México, most fires affect grasslands and shrubs, except when extreme climate events occur (CONAFOR, 2011), and its timing is very well defined. The northern states of the country gather a larger damaged area, but those at the center, with a higher population density, are more frequent (Villers-Ruiz and Hernández-Lozano, 2007). Human activities provoke 99% of forest fires; almost half of them result from negligence involved in agriculture and game labors where burnings are made without control on neighboring areas with forests. The rest are deliberate burnings related to problems about landownership, or well, from practices of illegal hunting and careless camp fires (CONAFOR, 2010).

In general terms, forest fires are classified as surface, crown and (under) ground, in México 90% are of the first type (Cedeño, 1999). In extended areas of the country, they take place during winter and spring of each year, that is, during th dry months from November to April (García, 2010) and they concentrate, mainly, at the end of such period: between February and April. Studies have been made about the frequency of fires and the amount of rain that is present when they occur; it has been proved that there is an inverse relationship between their number and the accumulated rainfall 15 days before the event (Villers-Ruiz, 2004).

During 1998, 849,632 ha were lost in 14,445 fires in Mexico; from then on, prevention and suppresion campaigns favored to keep damages stable during the next 12 years (1999-2010). Nevertheless, 7,952 events per year were registered, which affected an average of 27 ha per fire, which produce an impact over 216, 000 ha covered, mostly, by forests, grasslands and shrublands (CONAFOR, 2011).

The early warning systems of forest fires emerged with the aim of predicting the critical periods of extreme danger, in order to prevent and mitigate their most negative effects. They are based upon the application of a danger index, which is a prediction instrument that quantifies the risk of the event based on a series of parameters that always exist, such as the metheorological conditions as well as other changing parameters that are periodically measured or estimated such as fuel moisture. Among the available indexes, the Fire Weather Index (FWI) which was formulated by the Canadian Forest Service, is, probably, the most regulary used worldwide, since it makes it easy to obtain the variables that are necessary for its application and to the studies that have been made to prove it and adjust it for large territories (Wotton, 2009). In Europe, FWI has been used in Portugal in particular (Carvalho et al., 2008; Viegas et al., 2006), and, at present, is calculated in an opperational way in the framework of the European Forest Fire Information System (EFFIS), a program that is developed at the Joint Research Centre (JRC, 2010;

INTRODUCCIÓN

En México, la mayoría de los incendios afectan pastizales y arbustos, excepto cuando suceden fenómenos climáticos extremos (CONAFOR, 2011), y su temporalidad está muy bien acotada. Los estados del norte del país son los que reúnen mayor superficie siniestrada, pero los del centro, con una densidad de población más alta, muestran mayor frecuencia (Villers-Ruiz y Hernández-Lozano, 2007). Las actividades humanas ocasionan 99% de los incendios forestales; casi la mitad de ellos se producen por negligencia en las quemas agropecuarias no controladas en áreas colindantes con los bosques. El resto son quemas premeditadas por problemas sobre los derechos de la tierra, o bien debido a prácticas de cazadores furtivos y descuidos por fogatas mal apagadas (CONAFOR, 2010).

En general, los incendios se clasifican en superficiales, de copa y subterráneos, en México 90% corresponden al primer tipo (Cedeño, 1999). En grandes áreas del país ocurren durante el invierno y la primavera de cada año, es decir, en los meses secos de noviembre a abril (García, 2010) y se concentran, principalmente, hacia finales de este periodo: entre febrero y abril. Se han realizado estudios sobre la frecuencia de incendios y la cantidad de lluvia cuando estos se presentan, y se ha comprobado que existe una relación inversa entre su número y la precipitación acumulada durante 15 días antes del siniestro (Villers-Ruiz, 2004).

En México, durante 1998, se perdieron 849,632 ha en 14,445 incendios; a partir de entonces se promovieron campañas de prevención y supresión de incendios que permitieron mantener estable los daños durante los siguientes doce años (1999-2010). No obstante, se registraron anualmente 7,952 conflagraciones que dañaron un promedio de 27 ha por incendio, por lo que cada año se impactan por estos siniestros alrededor de 216, 000 ha cubiertas, principalmente, con bosques, pastizales y matorrales (CONAFOR, 2011).

Los sistemas de alerta temprana de incendios forestales surgieron con el fin de identificar los periodos críticos de peligro extremo, para prevenir y mitigar sus efectos más negativos. Están fundamentados en la aplicación de un índice de peligro, que es un instrumento de predicción que cuantifica el riesgo del evento con base en una serie de parámetros siempre presentes, como son las condiciones meteorológicas y de otros parámetros cambiantes que se miden o estiman periódicamente, como la humedad de los combustibles. Entre los índices disponibles, el desarrollado por el servicio forestal canadiense, denominado Fire Weather Index (FWI, por sus siglas en inglés) es quizá el más utilizado en el ámbitol internacional, debido a la fácil obtención de las variables necesarias para su aplicación y a los estudios que se han realizado para su validación y calibración sobre grandes áreas (Wotton, 2009). En Europa el FWI se ha utilizado particularmente en Portugal

Villers-Ruiz et al., Aplicación del índice meteorológico...

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Camia et al. 2006). It has also been used in Indonesia and Malaysia (de Groot et al. 2007); in Mexico, the Canadian Forest Service has designed some maps in this regard at a national scale (Carr, 2010).

FWI has six components which are related in a hierarchical way, three of which are primary and report information about fuel moisture (Figure 1): the Fine Fuel Moisture Code (FFMC), which is aimed at litter and the finest fuel material; the Duff Moisture Code (DMC), which estimates the organic matter moisture from the first 7 cm of soil depth and the Drought Code (DC), that stands for the moisture of the deep layer of organic matter at a depth of 18 cm (Wotton, 2009). The importance of these components lies in the relationship between surface fires and the degree of moisture or drought, which are defined in a lapse of two to three days for the first code, 15 days for the second and up to 53 days for the third one (Stephen, 2001).

The three described moisture codes are linked among them or to other parameters as well, to integrate the second hierarchic level: the in-between indexes. The Initial Spread Index (ISI) is built with the Fine Fuel Moisture Code (FFMC) combined with wind speed. The Buildup Index (BUI) is the result of the combination of the two moisture codes DMC and DC, and symbolizes the available fuel in a fire; this index is understood as the resident fire on the ground or as the necessary time for its extinction (Wotton, 2009).

Finally, FWI combines and synthetizes the previous indexes and codes; this index represents the intensity of the fire front as an energy rate emitted by length unit of the fire front. The six components were, originally developed and adapted with respect to the observations of the behaviour of experimental fires at a low scale of Pinus banksiana Lamb. fuels (Van Wagner, 1987).

As the threshold values of the different components were fitted to a kind of standard fuel in Canada, that belonged to the boreal and temperate forests, it is necessary to adjust them if they will be used in other places with different characteristics. Adjustments might be made through empyrical correlation analysis of the components of the system by statistics of fire occurrence and of burned area. While they were used in Canada, it was observed that fire occurrence was better related to the FFMC code and burned area with the ISI index.

Since FWI combines all the components in one single value, it became a good indicator for different types of fires; this is why the study of the six components still goes on, in particular to establish threshold and new classes or categories in which the different fires take place (Amiro et al., 2004; Carvalho et al., 2008; de Groot et al., 2007; Tian et al., 2011).

(Carvalho et al., 2008; Viegas et al., 2006), y en la actualidad se calcula de manera operativa en el marco del programa European Forest Fire Information System (EFFIS, por sus siglas en inglés) que se desarrolla en el Joint Research Centre (JRC, 2010; Camia et al. 2006). También se ha empleado en Indonesia y Malasia (de Groot et al. 2007); en la república mexicana, el servicio forestal de Canadá ha producido algunos mapas a escala nacional (Carr, 2010).

El FWI consta de seis componentes relacionados de manera jerárquica, tres de ellos primarios que aportan información sobre la humedad de los combustibles (Figura 1): el Código de Humedad de Combustibles Finos (Fine Fuel Moisture Code, FFMC por sus siglas en inglés), orientado a la hojarasca y los combustibles más finos; el Código de Humedad del Mantillo (Duff Moisture Code, DMC por sus siglas en inglés) estima la humedad de la materia orgánica en los primeros 7 cm de suelo y el Código de Sequía ó DC (Drought Code, DC por sus siglas en inglés), que representa la humedad en la capa profunda de la materia orgánica, a los 18 cm de profundidad (Wotton, 2009). La importancia de estos componentes radica en la relación que se establece entre la intensidad que presentan los fuegos superficiales y el grado de humedad o sequía, definidos entre dos a tres días para el primer código, de 15 días para el segundo y hasta de 53 días para el tercero (Stephen, 2001).

Los tres códigos de humedad descritos se ligan entre sí o bien con otros parámetros para integrar el segundo nivel jerárquico: los índices intermedios. El Índice de Dispersión Inicial del Fuego (Initial Spread Index, ISI por sus siglas en inglés) se construye con el Código de Humedad de Combustibles Finos (FFMC) combinado con la velocidad del viento. El Índice Acumulado (Buildup Index, BUI por sus siglas en inglés) resulta de la combinación de dos códigos de humedad el DMC y el DC, y simboliza el total de combustible disponible en un incendio; este índice se interpreta como el fuego residente en el suelo o como el tiempo que puede tomarse para extinguirlo (Wotton, 2009).

Por último, el FWI combina y sintetiza los índices y códigos anteriores; este índice representa la intensidad del frente de fuego como una tasa de energía emitida por unidad de longitud del frente de fuego. Los seis componentes fueron, originalmente, desarrollados y adaptados en relación a las observaciones del comportamiento del fuego en incendios experimentales a pequeña escala de combustibles de Pinus banksiana Lamb. (Van Wagner, 1987).

Puesto que los valores límite de los distintos componentes se ajustaron a un tipo de combustible estándar en Canadá, que correspondió a los bosques boreales y templados, es necesaria su calibración si se desea aplicar a otras áreas con características diferentes. El ajuste puede efectuarse a través del análisis de correlaciones empíricas de los componentes del


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sistema con estadísticas de ocurrencia de incendios y de la superficie quemada. Durante su empleo en Canadá se observó que la ocurrencia de incendios estuvo mejor relacionada con el Código FFMC y el área quemada con el índice ISI.

Debido a que el FWI combina todos los componentes en un solo valor, resultó un buen indicador para distintos tipos de incendios; es por esta razón que se continúa sobre el estudio de los seis componentes, de manera particular para establecer umbrales y nuevas clases o categorías en las que se presentan los incendios (Amiro et al., 2004; Carvalho et al., 2008; de Groot et al., 2007; Tian et al., 2011).

Los objetivos de este experimento consistieron en aplicar el FWI y calibrar sus componentes con datos empíricos de los registros de incendios en el Parque Nacional Malinche, para proponer valores y categorías de este sistema como una posible herramienta para establecer alertas tempranas en áreas naturales protegidas del centro de México.


Área de estudio

EL Cinturón Volcánico Transmexicano (CVT) es una cadena de volcanes la cual se ubica entre los 19 y 20° latitud N con dirección WNW-ESE, con más de 1,000 km de longitud y

The aims of this experiment consisted in the application of FWI and to adjust the components of the empyrical data of the fire records of Malinche National Park in order to propose values and categories of this system as a possible tool to establish early warnings in natural protected areas of central Mexico.


Study areas

The Transmexican Volcanic Belt (CVT, for its acronym in Spanish) is a chain of volcanoes that lies between 19 and 20° N with a WNW-ESE orientation, with more than 1,000 km long and 200 km wide (Figure 2). This chain includes some of the highest picks of the country (between 2,000 and 5,000 m asl), 17 belong to Natural Protected Areas and most are National Parks, mainly, due as they hold an exceptional variety of plantas and endemic animal species (Alcántara and Paniagua, 2007). All of them have a common geologic and biological origin, as well as equivalent bioclimatic levels.

Malinche National Park is part of CVT geologic province (Gómez-Tuena et al., 2005); its volcanic structure has an almost perfect cone shape, with a diameter a little over 25 km and an altitude range from 2,300 to 4,461 m. Its geographic coordinates are 19° 06’ 49” -19° 20’ 13” N, and 97° 55’ 32”

TemperaturaHumedad RelativaVelocidad de vientoLluvia

FFMC: Fine Fuel Moisture Code

ISI: Initial Spread Index

Velocidad viento

TemperaturaHumedad RelativaLluvia

DMC: Duff Moisture Code BUI:

Buildup Index

TemperaturaLluvia

DC: Drought Code

FWI: Fire Weather Index

Fuente: Wotton, 2009.Source: Wotton, 2009.

Figura 1. Estructura del sistema FWI canadiense.Figure 1. Structure of the Canadian FWI system.


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200 km de ancho (Figura 2). En esta cadena se localizan las cimas más altas del país (entre los 2,000 y los 5,000 m), 17 corresponden a Áreas Naturales Protegidas y la mayoría son Parques Nacionales debido a que, en general, ostentan una riqueza excepcional de algunos grupos de plantas y un alto número de especies de animales endémicos (Alcántara y Paniagua, 2007). Todas ellas presentan un origen geológico y biológico común, así como pisos bioclimáticos equivalentes.

Figura 2. Localización del Parque Nacional Malinche en el Cinturón Volcánico Transmexicano.Figure 2. Location of Malinche at the Transmexican Volcanic Belt.

-98° 10’ 50” W, between the states of Puebla and Tlaxcala (Figure 2). Its total area is 46,095 ha and is surrounded by crops, livestock areas and extended housing such as Puebla and Tlaxcala cities, which make it more vulnerable to fire frequency (Wong-González and Villers-Ruiz, 2007).

El Parque Nacional Malinche es parte de la provincia geológica del CVT (Gómez-Tuena et al., 2005); su estructura volcánica tiene la forma de un cono casi perfecto, abarca poco más de 25 km de diámetro y su intervalo altitudinal es de 2,300 a 4,461 m. Sus coordenadas geográficas 19° 06’ 49” y 19° 20’ 13” latitud norte y 97° 55’ 32” y 98° 10’ 50” longitud oeste, entre los estados de Puebla y Tlaxcala (Figura 2). Comprende una superficie total de 46,095 ha y está rodeado por áreas agrícolas, ganaderas y asentamientos humanos de gran importancia, como las ciudades de Puebla y Tlaxcala que lo hacen más vulnerable a la frecuencia de incendios (Wong-González y Villers-Ruiz, 2007).

En el parque se pueden observar diferentes tipos de bosques templados, los cuales siguen una distribución altitudinal (López-Domínguez y Acosta, 2005; Villers-Ruiz et al., 2006):

a) Bosques de encino (Quercus rugosa Née, Q. crassipes Humb. et. Bonpl., Q. laurina Bonpl., Q. crassifolia Humb. et. Bonpl y Q. dysophylla Benth.); esta comunidad vegetal

Different types of temperate forests can be found at the Park in an altitudinal distribution (López-Domínguez and Acosta, 2005; Villers-Ruiz et al., 2006):

a) Oak forest (Quercus rugosa Née, Q. crassipes Humb. et. Bonpl., Q. laurina Bonpl., Q. crassifolia Humb. et. Bonpl. and Q. dysophylla Benth.); this vegetation community grows in a very limited range from 2,500 to 2,800 m and neighbors with agriculture land, which has covered most of their habitat.

b) Pine forest (Pinus montezumae Lamb., P. pseudostrobus Lindl., P. leiophylla Schiede ex Schltdl. et Cham.), which grows between 2,800 and 3,600 masl; it is moderately tall (30 m) and dense, and in it coexists with Quercus, Arbutus, Salix and Alnus species, but in low frequency.

c) Alder forest (Alnus jorullensis Kunth and Arbutus xalapensis Kunth), which grows between 3,150 and 3,500 masl and includes some pine and oak species.


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d) Fir forest (Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham.), a community that is limited to a range from 2,800 to 3,800 masl; trees might get to 40 m high.

e) High land forest (Pinus hartwegii Lindl.), which is located between 3,400 and 4,000 masl; it is a monospecific forest where the herb layer is abundant. It is the major species that acts as the border for tree vegetation.

f) High land grassland, which is formed, mainly, by Festuca tolucensis Kunth, Calamagrostis tolucensis (Kunth) Trin. ex Steud., Trisetum rosei Scribn. et. Merr. and Castilleja arvensis Schltdl. et Cham. that grow in clumps up to 1 m tall. They are located between 4,000 and 4,300 masl.

Metheorological data processing and analysis

The metheorological income from five Vantage Pro-Plus Davis authomatic stations, that were placed around the Park at the same altitude, 3,000 m, were counted on (Wong-González and Villers-Ruiz, 2007). A temporary series from January 2004 to October 2009 (2,130 days) was used. The authomatic Canadian Forest Fire Danger Rating System (CFFDRS) version (Van Wagner, 1987) was used to get the values of each of the FWI system components (Figure 3).

The meteorological variables that were taken into account and that are related to the program to create the different FWI components were daily data of maximum temperature, minimum temperature, steam pressure (calculated from relative humidity and average temperature), wind speed, accumulated precipitation in 24 h, potential evaporation and solar radiation.

To the daily results by component of the metheorological stations were applied a principal component analysis, in order to know if the values are similar and if the average daily value of each component could be used to relate them with the daily data for fire occurrence and affected area. Once the consistency of the results from the five stations was confirmed, an average number was taken from such data in order to have one single value per element for the Park.

Element calibration with FWI with fire occurrence and burned area

The elements of the FWI system define different conditions according to the variables involved in their creation. Starting from the assumption that there is a different correspondence between the number of fires and the burned area in the Park in regard to each element of the system, an analysis of correlation between the FWI elements and the two fire parameters was made (Figure 3). Data were obtained from the field recors of the fire fighting squads (CGET, 2009). This analysis was not made to determine a cause-effect depende of the variables involved, but to know in which way fire paramenters are

se presenta de manera muy reducida entre 2,500 y 2,800 m, colinda con la agricultura de temporal, misma que ha cubierto una gran parte de su hábitat.

b) Bosques de pino (Pinus montezumae Lamb., P. pseudostrobus Lindl., P. leiophylla Schiede ex Schltdl. et Cham.), se establece entre 2,800 y 3,600 msnm; es moderadamente alto (30 m) y denso, y en él coexisten, aunque con menos frecuencia, especies de Quercus, Arbutus, Salix y Alnus.

c) Bosque de aile (Alnus jorullensis Kunth y Arbutus xalapensis Kunth). Se desarrolla entre 3,150 y 3,500 msnm, con presencia de algunas especies de pino y encino.

d) Bosque de oyamel (Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham.). Esta comunidad vegetal se restringe a un intervalo altitudinal de de 2,800 hasta 3,800 m. Los árboles llegan a medir 40 m de alto.

e) Bosque de pino de alta montaña (Pinus hartwegii Lindl.), se sitúa entre 3,400 y 4,000 msnm; es un bosque monoespecífico donde el estrato herbáceo es muy abundante. Es la principal especie que forma el límite de la vegetación arbórea.

f) Zacatonal de alta montaña constituido, principalmente, por Festuca tolucensis Kunth, Calamagrostis tolucensis (Kunth) Trin. ex Steud., Trisetum rosei Scribn. et. Merr. y Castilleja arvensis Schltdl. et Cham., que forman macollos de hasta 1 m de altura. Se localiza entre 4,000 y los 4,300 msnm.

Procesamiento y análisis de datos meteorológicos

Se dispuso de los insumos meteorológicos de cinco estaciones automáticas Vantage Pro-Plus Davis que fueron instaladas alrededor del Parque a una misma altitud de 3,000 m (Wong-González y Villers-Ruiz, 2007). Se utilizó la serie temporal de enero 2004 a octubre 2009 (2 130 días). Se corrió la versión automatizada del Canadian Forest Fire Danger Rating System (CFFDRS por sus siglas en inglés) (Van Wagner, 1987) para obtener los valores de cada uno de los componentes del sistema FWI por estación meteorológica (Figura 3).

Las variables meteorológicas consideradas y que se relacionan en el programa para crear los distintos componentes del FWI fueron datos diarios de temperatura máxima, temperatura mínima, presión de vapor (calculada a partir de la humedad relativa y temperatura media), velocidad del viento, precipitación acumulada en 24 h, evaporación potencial y radiación solar.

A los resultados diarios por componente de las estaciones meteorológicas se les aplicó un análisis de componentes principales, con el fin de saber si los valores eran similares y si el valor promedio diario de cada componente podría utilizarse para relacionarlos con los datos diarios de ocurrencia de incendios y área siniestrada. Una vez comprobada la consistencia de los resultados de las cinco


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estaciones, los datos se promediaron para tener un solo valor diario por elemento para el Parque.

Calibración de los elementos del FWI con ocurrencia de incendios y área quemada

Los componentes del sistema FWI definen condiciones distintas según las variables involucradas en su creación. Bajo el supuesto de que hay correspondencia distinta entre el número de incendios y área quemada en el Parque con respecto a cada elemento del sistema, se hizo un análisis de correlación entre elementos del FWI y los dos parámetros de incendios (Figura 3). Los datos se obtuvieron de los registros de campo de las brigadas de combate a incendios (CGET, 2009). Este análisis no se hizo para determinar una dependencia causa-efecto de las variables involucradas, sino para conocer de qué forma los parámetros de incendios se relacionan de mejor manera con los componentes del FWI y cuáles son los valores que toman estos elementos en los distintos casos, a

related in a better way with the FWI elements and which are the values that these elements take in different cases, starting from the fact tha fire incidence is not understood in regard to one singel metheorological factor.

To calculate the mean of the values of the FWI elements, groups based upon the presence or absence of fires were formed. With these two groups of data, an analysis of variance was made to prove and explain that the values of the elements are different with and without fires.

With the values of the six FWI elements from the time when there were fires and about affected areas, four categories were created, as they increased. Also, the metheorological values of maximum and minimum temperature and relative humidity for each category were included.

In order to establish if the occurrence of fires is being mostly explained by one of the FWI elements, a regression analysis was

Figura 3. Diagrama sintético de procedimiento en el análisis.Figure 3. Synthetic diagram of the analysis procedure.


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made and its significance was stated. Those which were significant in the determination of fire presence were categorized and the probability that a fire took place for each declared interval was estimated (Figure 3). The fire occurrence probability was calculated from the proportion that exists between their number per day in regard to the total number of days recorded for each category.

RESULTS AND DISCUSSION

Fire frecuency

Of the total daily data that were analized from January 2004 to October 2009, 81.6 % of the days did no register any fire, but for 18.4% there was at least one in the Park.

Forest fires concentrated from January to April 2004, 2006 and 2007 and they went as far as May in 2005, 2008 and 2009. For the time that was analyzed, March and April were the months when fires occurred more frequently. Of the burned area, 73.5% took place over the herb layer, 23.2% over shrubs, while 2.7% affected reforestation areas and seedlings and 0.5% even damaged mature trees.

FWI value representativity

When the program was run, daily values of the codes and indexes of FWI were obtained for each methorological station; a principal component analysis was applied to them and it was concluded that the first two were responsible for al least 80% of the variance. In addition, it was confirmed that the five metheorological stations brought information for the buildup of both components in the same proportion, which means that the whole group of the stations explained the whole variance. From this statistical probation, it was possible to enunciate an average value that is representative of the five stations of the Park, for each code or index.

Calibration of the FWI elements

Once the average value for each FWI element was determined, correlations were made with the fire frequency parameters and burned area recorded for the Park. In Table 1 are shown the results of Pearson’s correlation between the six elements of FWI and the daily values of the parameters (N =2,130 analyzed days), correlation that revealed a greater strength with fire frequency than with the burned area, since the occurrence of those events obeys to discrete values, and the burned area tends to have a more irregular distribution.

The DC component, that refers to the moisture in the deep layer of organic matter (18 cm), is poorely correlated with the burned area and the number of fires. Wotton (2009) links this

sabiendas que la incidencia de incendio no solo se explica por el factor meteorológico.

Para hacer el cálculo de la media de los valores de los elementos del FWI, se les agrupó con base en la presencia o ausencia de incendios. Con estos dos conjuntos de datos se realizó una prueba de análisis de varianza para demostrar y explicar que los valores de los componentes son diferentes con y sin incendios.

Con los valores de los seis elementos del FWI, de cuando existieron incendios y de áreas siniestradas, se crearon cuatro categorías según se incrementaron. Así mismo, se incluyeron las variables meteorológicas de temperatura máxima, mínima y humedad relativa, correspondientes a cada categoría.

Para establecer si la ocurrencia de incendios está siendo explicada mayoritariamente por alguno de los elementos del FWI se ejecutó un análisis de regresión y se estipuló su significancia. Aquéllos que resultaron significativos en la determinación de la presencia de incendios, se les categorizó y estimó la probabilidad de que sucediera un incendio para cada intervalo declarado (Figura 3). La probabilidad de ocurrencia de incendio se calculó a partir de la proporción que existe entre su número por día, con respecto al total de días registrados para cada categoría.

RESULTADOS Y DISCUSION

Frecuencia de incendios

Del total de los datos diarios analizados de enero de 2004 a octubre de 2009, 81.6% de los días no se registró ningún incendio, pero para 18.4% existió, por lo menos uno en el Parque.

Los siniestros se concentraron de enero a abril en 2004, 2006 y 2007 y para 2005, 2008 y 2009 se prolongaron hasta mayo. Para todo el periodo analizado, marzo y abril fueron los meses en los que los fuegos se presentaron con mayor frecuencia. De la superficie quemada, 73.5% fue sobre el estrato herbáceo, 23.2% sobre arbustos; mientras que, 2.7% incidió en áreas de reforestación y renuevo y 0.5% llegó a afectar el arbolado adulto.

Representatividad de los valores del FWI

Al correr el programa se obtuvieron los valores diarios de los códigos e índices del FWI por estación meteorológica; a estos se les aplicó el análisis de componentes principales y se concluyó que los primeros dos constituían al menos 80% de la varianza. Además, se constató que las cinco estaciones meteorológicas aportaban, en la misma proporción, información para la


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construcción de los dos componentes, por lo que el conjunto de las estaciones meteorológicas explicaban la varianza total. A partir de esta comprobación estadística fue posible enunciar un valor promedio representativo de las cinco estaciones del Parque, para cada código e índice.

Calibración de los elementos del FWI

Una vez estimado el valor promedio para cada elemento del FWI se efectuaron las correlaciones con los correspondientes a los parámetros frecuencia de incendios y área quemada consignada para el Parque. En el Cuadro 1 se muestran los resultados de la correlación de Pearson entre los seis elementos del FWI y los valores diarios de los parámetros (N = 2 130 días analizados), correlación que reveló más fortaleza con la frecuencia de incendios que con el área quemada, debido a que la ocurrencia de dichos siniestros responde a valores discretos, y el área quemada tiende a tener una distribución muy desigual.

Frecuencia incendios

Área quemada

DC DMC ISI BUI FFMC FWI

Frecuencia incendios 1 0.639 0.346 0.550 0.554 0.536 0.321 0.621

Área quemada0.639 1 0.248 0.386 0.342 0.374 0.208 0.410

N2130 2130 2130 2130 2130 2130 2130 2130

El componente DC, que indica humedad en la capa profunda de la materia orgánica (18 cm), está poco correlacionado con la superficie quemada y el número de incendios. Wotton (2009) vincula este código con informes sobre la persistencia del fuego en profundidad; a dicho elemento se le denomina, también, humedad guardada o almacenada.

Los elementos DMC, ISI y BUI fueron los de más alta correlación con los parámetros superficie y número de incendios, junto con el índice general FWI. El código DMC se refiere a la humedad en el mantillo, es decir, materia orgánica en descomposición. El índice BUI representa el total de combustible disponible, por lo que incluye al DC y al DMC. El índice ISI es significativo con relación a los fuegos, ya que se compone del FFMC más el factor viento. Los índices FWI, BUI e ISI son los de más alta correlación con la frecuencia de incendios. Su coeficiente de correlación fue superior a 0.500 (Cuadro 1).

Cuadro 1. Correlación de Pearson entre frecuencia de incendios y área quemada para cada uno de los seis elementos del FWI.Table 1. Pearson’s correlation between fire frequence and burned area for each one of the six FWI elements.

DC = Drought Code; DMC = Duff Moisture Code; ISI = Initial Spread Index; BUI = Buildup Index; FFMC = Fine Fuel Moisture Code; FWI = Fire Weather Index.

code with the reports about the persistence of fire in depth; that element is known as stored moisture or humidity.

DMC, ISI and BUI had the highest correlation of the parameters of area and number of fires in addition to the FWI general index. DMC code refers to the humidity of the upper layer, that is, of decomposing organic matter. BUI is the total available fuel, and includes DC and DMC. ISI is significant in regard to fires, and it is made up by FFMC plus de wind factor. FWI, BUI and ISI indexes have the highest correlation with fire frequency. Their correlation coefficient was over 0.500 (Table 1).

In Table 2 is shown the analysis of varance for the whole data base, which proved that the values of the FWI elements and the metheorological variables of relative humidity (H-REL), maximum and minimum temperatures (T-MAX and T-MIN), as well as rainfall (LLUVIA) in mm, are significantly different in presence and absence of fires, since the value from the analysis of variance among media is very large.

Consequently, significance is equal to zero, which makes media different with or without fires, for all the tested variables. Even if this statement seems logical, it is mandatory to underline it to highlight the threshold values of these variables and to discerne between a fire event from any other in which fire is not present.

In Table 3 can be seen the values of all the components for the two assessed situations. Here are included the data of metheorological variables. In all cases, the minimum numbers of the components are substantially increased when fires appear. In regard to the drought, minimum values from 0.2 for DMC, 0.39 for BUI and 12.78 for DC when there are no fires, are contrasting with 9.5, 11.50 and 36.29 minimum values that belong to the same component at the time when a fire is taking place.

It is worth noticing that the behavior of the components and metheorological variables in so far as the number of fires increases as well as the burned area (Table 4). The minimum values of drought of DMC or BUI get to 20.4 for the first one


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En el Cuadro 2 se presenta el análisis de varianza para toda la base de datos, el cual probó que los valores de los elementos del FWI y las variables meteorológicas humedad relativa (H-REL), temperaturas máxima y mínima (T-MAX y T-MIN), así como, la precipitación (LLUVIA) en mm, son significativamente diferentes entre presencia y ausencia de incendios, ya que el valor del análisis de varianza entre medias es muy grande. En consecuencia, el nivel de significancia es cero, por lo que las medias son distintas en presencia o ausencia de incendio, para todas las variables probabas. Aunque esta aseveración parece lógica es primordial señalarlo, para marcar los valores umbral de estas variables y discernir entre un evento de incendio, de otro en el que no lo hay.

DC DMC ISI BUI FFMC FWI H-REL T-MAX T-MIN LLUVIA

Ausencia de incendio

158.1559 17.3417 4.4185219 24.1307 70.891 7.8242 70.336 17.776 5.745 2.40

Presencia de incendio 253.1077 56.9136 14.23460 69.8609 86.560 29.9908 45.605 19.827 5.230 0.43

Varianza362.264 1396.802 1085.431 1287.285 354.979 1664.743 860.834 221.935 16.715 76.764

Significancia 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000

En el Cuadro 3 se muestran los valores de todos los componentes para las dos situaciones evaluadas. Se incluyen los datos de las variables meteorológicas. En todos los casos las cifras mínimas de los componentes se incrementan sustancialmente cuando se manifiestan los incendios. Respecto a los mínimos de sequía de 0.2 para el DMC de 0.39 para BUI y de 12.78 para DC cuando no hay incendios, contrastan con los mínimos de 9.5, 11.50 y de 36.29 correspondientes a los mismos componentes en el momento en el que existe un incendio.

Resulta interesante señalar el comportamiento de los componentes y variables meteorológicas a medida que aumenta el número de incendios y la superficie quemada (Cuadro 4). Los valores mínimos de sequía de DMC o BUI ascienden a 20.4 para el primero y 23.76 para el segundo cuando ocurrieron de tres a cuatro siniestros diarios y las superficies afectadas por evento variaron entre 6 y <12 ha. Los valores de los componentes se elevan, aún más, a medida que la cantidad de incendios y la superficie quemada también aumentan.

Cuadro 2. Análisis de varianza entre los valores de los elementos del FWI y algunas variables meteorológicas en relación con la presencia o ausencia de incendios en el parque.

Table 2. Analysis of variance between the values of the FWI elements and some metheorological variables in regard to the presence or absence of fires in the Park.

DC = Drought Code, DMC = Duff Moisture Code; ISI = Initial Spread Index; BUI = Buildup Index; FFMC = Fine Fuel Moisture code; FWI = Fire Weather Index; H-REL = Humedad relativa; T-MAX = Temperatura máxima; T-MIN = Temperatura mínima.H-REL= Relative Humidity; T-MAX = Maximum temperature; T-MIN= Minimum temperature.

and 23.76 for the second when three or four events a day occurred and the damaged areas per event varied from 6 to <12 ha. The values of the components get high even more, as the amount of fires and burned area also increase.

It was observed that when the area was over 22 ha, DMC was 51.5 and BUI, 71.36. The maximum and minimum value of BUI were more in line with those of DMC than with DC. These results agree with what Van Wagner (1987) reported in reference to the values of DMC and BUI which are closer than those that refer to humidity of the deep layers of organic matter: DC is always higher, but in agreement with DMC and BUI.

The fine fuel moisture (FFMC) indicates their feasibility for ignition, from their dryness condition. When fires were absent in the Park this code had a minimum value of 12.45 (Table 3), that raised to 57 when one or two fires a day appeared, with 0.5 t 6 ha each (Table4). The greatest burned area was registered at 86 points and the area per fire extended between 22 and 90 ha. The greatest number of daily fires (7 to 14) occurred at 88 points.

Starting from the importance that fine fuel moisture has for ignition, in Figure 4 was designed the calculus of the FFMC component in regard to the total number of existing fires for each value. In this context, the number of fires per day increased greatly when FFMC was over 80 points. Studies in Indonesia mark a threshold from 81 to 83 points when the fire frequency increases dramatically (de Groot et al. 2007); thus, FFMC is a good indicator of potential ignition of fine fuels. According to Wotton (2009), the possible maximum of FFMC is 101 when litter is completely dry.

ISI is also a major index to be adjusted for Mexico. It is the result of combining FMCC with wind, which means that it represents the rate of dispersal or spread when fire starts, since


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Valores en ausencia de incendios

DC DMC ISI BUI FFMC FWI H-REL T-MAX T-MIN LLUVIA

N 1739 1739 1739 1739 1739 1739 1739 1739 1739 739Valor faltante 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0Media 158.156 17.342 4.4185 24.1307 70.8909 7.8242 70.336 17.776 5.745 2.40Moda 34.48a 2.1a 0.54a 3.65 85.27 0.00 82.3a 17.8a 5.7a 0Min 12.78 0.2 0.00 0.39 12.45 0.00 20.7 7.0 -2.7 0Max 436.22 115.0 45.06 121.82 91.76 57.46 96.0 25.8 10.4 48Valores en presencia de incendios

N 391 391 391 391 391 391 391 391 391 391Valor faltante 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0Media 253.108 56.914 14.2346 69.8609 86.5600 29.9908 45.605 19.827 5.230 0.43Moda 256.43 90.8 8.20a 65.42 85.42a 1.65a 26.1a 20.4 5.0a 0Min 36.29 9.5 0.66 11.50 57.02 1.65 14.9 6.9 -1.4 0Max 432.67 113.9 61.17 120.25 93.68 75.76 79.6 25.5 10.3 15

Incendios /Área DC DMC ISI BUI FFMC FWI H -REL T -MAX T -MIN LLUVIA1 a 2 36.29 9.5 0.66 11.50 57.02 1.65 16.1 6.9 -1.4 00.5 < 6 ha 36.29 9.5 0.66 11.50 57.02 1.65 16.1 6.9 -1.4 03 a 4 57.87 20.4 4.18 22.18 74.51 12.41 19.4 15.5 0.5 06 < 12 ha 55.14 23.8 4.18 23.76 65.49 13.62 14.9 13.5 0.2 05 a 6 67.12 30.2 5.85 30.75 84.11 16.32 14.9 16.3 1.4 012 < 22 ha 89.16 30.2 5.85 40.35 85.30 22.02 16.0 17.0 1.4 07 a 14 89.16 39.9 11.63 40.35 88.35 27.63 16.1 18.9 1.1 022 < 90 ha 240.84 51.5 8.67 71.36 86.24 24.19 21.1 18.6 1.1 0

Se detectó que cuando el área superaba 22 ha, DMC y BUI fueron del orden de 51.5 y 71.36, respectivamente. Los valores máximo y mínimo del BUI están más en conformidad con los del DMC que con el DC. Estos resultados concuerdan con lo consignado por Van Wagner (1987) respecto a que los valores de DMC y BUI son más cercanos que aquellos que representan la humedad en las capas profundas de la materia orgánica: el DC siempre es superior, aunque en concordancia con el DMC y el BUI.

Cuadro 3. Valores meteorológicos y de los componentes del FWI en ausencia y presencia de incendios.Table 3. Metodologic and component values of the FWI in regard to the presence or absence of fires.

a. Existen muchas modas. Aquí es el valor más bajo.DC = Drought Code; DCM = Duff Moisture Code; FFMC = Fine Fuel Moisture Code; ISI = Initial Spread Index; BUI = Buildup Index; FWI = Fire Weather Index; H-REL = Humedad relativa; T-MAX = Temperatura máxima; T-MIN = Temperatura mínima.a. There are many modes. Here is the lowest value.H-REL = Relative Humidity; T-MAX = Maximum temperature; T-MIN = Minimum temperature.

Cuadro 4. Agrupamiento del valor de los componentes y variables meteorológicas por número de incendios y área quemada diariamente.

Table 4. Clustering of the values of the components and the metheorological variables according to the number of fires and daily burned area.

DC = Drought Code; DCM = Duff Moisture Code; FFMC = Fine Fuel Moisture Code; ISI = Initial Spread Index; BUI = Buildup Index; FWI = Fire Weather Index; H-REL = Humedad relativa; T-MAX = Temperatura máxima; T-MIN = Temperatura mínima.H-REL = Relative Humidity; T-MAX = Maximum temperature; T-MIN = Minimum temperature.

later, in addition to wind, dispersal depends, mainly, on the amount and moisture of fuels. In the actual study it is worth noti ing that the minimal value for this index grows in regard to the burned area per fire of 0.66, when the burned area is< 6 ha to 8.67 if the area per fire is over 22 ha (Table 4).

The FWI index is the most difficult to interpret since it combines the assessed efectos on the different codes and indexes and is the results, by itself, of the interaction of differents situation


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La humedad de los combustibles finos (FFMC) indica su disponibilidad a la ignición, debido al grado de desecación de los mismos. En el caso de ausencia de fuego en el Parque este código tuvo un valor mínimo de 12.45 (Cuadro 3), que aumentó a 57 al presentarse uno o dos incendios diarios, con una superficie de 0.5 a 6 ha cada uno (Cuadro 4). La mayor área quemada se registró a los 86 puntos y la superficie por incendio se extendió entre 22 y 90 ha. El número más grande de incendios diarios (entre 7 y 14) ocurrió a los de 88 puntos.

Dada la importancia que tiene la humedad de los combustibles finos para la ignición, en la Figura 4 se graficó el cálculo del componente FFMC, con respecto al total de fuegos existentes para cada valor. En este sentido el número de incendios por día se incrementó notoriamente cuando el FFMC fue superior a 80 puntos. Estudios en Indonesia señalan un umbral de 81 a 83 puntos cuando la frecuencia de los fuegos aumenta de manera dramática (de Groot et al., 2007); por lo tanto, el FFMC es un buen indicador de ignición potencial de los combustibles finos. Según Wotton (2009), el valor máximo posible de FFMC es 101 en condiciones de hojarasca completamente seca.

Figura 4. Número de incendios para cada valor del FFMC.Figure 4. Number of fires for each FFMC value.

of atmospheric time, which mikes it difficult to relate it with any precise effect in particular. In general terms, their values raise in regard to the number of fires and the burned area. Thus, they recover 1.65 when they record a fire at 27.63 points when 7 to 14 daily fires occur (Table 4).

The metheorological data included in Table 3, particularly relative humidity and rain, confirm the tendency for fuel dehydration that is marked in the codes. When fires are absent, the minimal value of relative humidity is 20.7% and maximal rainfal was 18 mm, while, if there are fires, the minimal relative humidity lowered to 14.9% and the maximal rainfal to 15 mm. Temperatures kept constant, maximal between 6.9 and 25 °C and minimal 10 °C average,.

Since fire occurrence was the parameter with best correlation with the FWI components, this data series was used to get deeper into the equivalence it holds with this five elements.

A logistic regression between the FWI elements in regard to the nomber of fires, in order to put apart those that were not significat in the explanation of this relation and to ponder which of the six component do explain fire occurrence with greater significance.

For the first regression, R2 value was 0.372. In Table 5 are summed up the values of the parameters and the regression with their own significance levels. It can observed that for the DMC, FFMC and FWI indexes, significance is very big, provoking their exclusión, as other elements provide the ifnromation they could bring. A second regression for corroboration, only with the three resting components; in this case, R2 was 0.371, which means that significance keeps the same and that the variables that are linked to fire occurrency are DC, ISI and BUI.

El ISI también es un índice primordial de calibrar para México. Resulta de la combinación del FFMC con el factor viento, por ello representa la tasa de dispersión al inicio del fuego, ya que posteriormente además del viento, la dispersión dependerá, en gran medida, de la cantidad y humedad de los combustibles. En el presente estudio conviene resaltar que el valor mínimo para este índice crece con relación a la superficie quemada por incendio del 0.66, cuando la superficie quemada es < 6 ha a 8.67 si la superficie por incendio es superior a 22 ha (Cuadro 4).


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El índice FWI es el más complejo de interpretar, dado que combina los efectos valorados en los distintos códigos e índices y es el resultado, a su vez, de la interacción de distintas situaciones del tiempo atmosférico, por lo que es difícil relacionarlo con algún efecto preciso, en particular. En general, sus valores ascienden en función del número de incendios y de la superficie quemada. Así, estos recuperan 1.65 cuando se manifiesta un incendio a 27.63 puntos en presencia de 7 a 14 incendios diarios (Cuadro 4).

Los datos meteorológicos incluidos en el Cuadro 3, en especial la humedad relativa (H-REL) y la lluvia, confirman la tendencia de deshidratación de los combustibles que se señala en los códigos. En ausencia de incendios, el valor mínimo de humedad relativa es de 20.7% y la lluvia máxima fue de 48 mm; mientras que, si hay incendios, el valor mínimo de humedad relativa bajó a 14.9% y el máximo de lluvia a 15 mm. Las temperaturas se mantuvieron constantes, máximas entre 6.9 y 25 °C y mínimas promedio de 10 °C.

Debido a que la ocurrencia de incendios fue el parámetro que mejor correlación tuvo con los componentes del FWI, se tomó esta serie de datos para profundizar más sobre la equivalencia que guarda con estos cinco elementos

A. Variables de la primera regresión

Elemento del FWI B Sig. Exp(B)

DC -0.010 0.002 0.990

DMC -0.054 0.157 0.948

ISI 0.212 0.000 1.236

BUI 0.134 0.001 1.144

FFMC 0.019 0.242 1.019

FWI -0.055 0.144 0.946

B. Variables de la segunda regresiónDC -0.060 0.000 0.994

ISI 0.154 0.000 1.166

BUI 0.069 0.000 1.071

As they are not significant to explain fire occurrence, the general FWI index, as it includes values of the other elementos that would make it reduntant, and DMC, whose values were very related with BUI, were discarded. On the other hand, FFMC was excluded as ISI includes it, in addition to the fact that it takes the wind into account.

In order to declare the thresholds of fire occurrence probability for some values of the three selected elements (DC, ISI and BIU), in Table 6 are shown five categories by component related with the probability that a fire takes place, according to the value range that is marked in each component. In this way, if the numbers of the Drought Code (DC) during the 208 days observed are within the 351.5 and 436.2 range and make up 82%, then, 171 fires occurred. ISI was calculated in 92% of probability that a fire takes place, if the component is placed between 23.25 and 61.16. Finally, if the BUI values are in the 97.53 - 121.82 interval, there are 95% of probability that a conflagration becomes real.

Cuadro 5. Elementos significativos del FWI en la frecuencia de incendios.Table 5. Significant FWI elements in fire frequency.

coeficiente de regresión; Sig. = significancia; Exp (B) = exponencial de B.DC = Drought Code; DCM = Duff Moisture Code; FFMC = Fine Fuel Moisture Code; ISI = Initial Spread Index; BUI = Buildup Index; FWI = Fire Weather Index;B = coefficent regression; Sig. = significance; Exp (B) = B exponential.


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Intervalo de valores para DC Total días Total incendios Probabilidad ocurrencia

12.776 97.465 659 84 12.75%

97.465 182.154 614 89 14.50%182.154 266.843 620 180 29.00%

266.843 351.533 500 338 67.60%

351.533 436.222 208 171 82.21%

0.000 5.813 1,318 49 3.72%

5.813 11.626 636 279 43.87%

11.626 17.439 279 196 70.25%

17.439 23.252 199 182 91.46%23.252 61.166 169 156 92.30%0.392 24.677 1,103 25 2.27%

24.677 48.963 560 156 27.86%

48.963 73.248 407 209 51.35%

73.248 97.534 352 302 85.80%97.534 121.820 179 170 94.97%

CONCLUSIONS

With this study are confirmed the usefulness and scope of the use of the different components of FWI to form an early forest fire alert in Mexico. Based upon the frequency analysis of the number of fires and burned area related to the values of the FWI components, minimum thresholds of great danger of fires, as have been established for Canada and China.

Not all the FWI components had the same correlation index. DMC, ISI and BUI are outstanding as they had the highest correlation with burned area and number of fires. In regard to fire frequency, the most significant components were DC, ISI and BUI, thus formulating the probability of fire occurrence for the diverse values of these three components. As ISI incudes the wind factor, it has been used in Indonesia and Malaysia as an indicator of the difficulty to control fires in grasslands.

The values of fine fuel moisture estimated by FFMC and its agreement with the number of fires are basic to detect them. A threshold of 80 points was determined for this component, from which fires increase considerably. In Canada a range from 82 to 96 points was determined in the case of great events, above 2 km2.

If the metheorological data of relative humidity and rain are the ones that best related to the presence and absence of fires, and confirmed the behavior of the FWI components, these parameters were not sensible enough as to state the differences between the daily increments of fires and burned area, as indicated by the FWI elements.

Cuadro 6. Probabilidad de ocurrencia de incendio según los intervalos de valores para DC, ISI y BUI.Table 6. Fire occurrence probability according to the values for DC, ISI and BUI.

Se efectuó una regresión logística entre los elementos del FWI con respecto al número de incendios, para separar aquellos componentes que no eran significativos en la explicación de esta relación y ponderar cuáles de los seis componentes si explican con mayor significancia la ocurrencia de incendios.

Para la primera regresión, el valor de R cuadrada fue de 0.372. En el Cuadro 5 se resumen los valores de los parámetros y de la regresión con sus respectivos niveles de significancia. Se observa que para los índices DMC, FFMC y FWI las significancias son muy grandes, por lo que se excluyeron, ya que los otros elementos proporcionan la información que podrían aportar estos. Se realizó una segunda regresión de corroboración, únicamente con los tres componentes restantes; en este caso la R2 fue de 0.371, por lo que se comprueba que el nivel de significancia se mantiene y que las variables que se vinculan con la ocurrencia de incendio son DC, ISI y BUI.

Por no ser significativos para la explicación de la ocurrencia de incendios se descartan tanto el Índice general FWI, debido a que contiene los valores de los otros elementos por lo que dejarlo sería redundante, como el DMC, cuyos valores resultaron muy relacionados con el BUI. Por otro lado, se excluye el FFMC ya que el ISI lo incluye, además de que en este caso considera el factor viento.

Con el fin de indicar los umbrales de probabilidad de ocurrencia de incendios para ciertos valores de los tres elementos seleccionados (DC, ISI y BIU), en el Cuadro 6 se


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In spite of the fact that fire occurrence involves not only purely metheorologica factors, the results here described are encouraging to organize an early alamr with the indexes here assessed according to fire occurrence for mountain zones and national parks of Central Mexico, as well as for the forests of the country.

ACKNOWLEDGEMENTS

The authors would like to thank Wilfrido Gutiérrez and Manuel García for the maintenance of the metheorological stations; to Oscar Sánchez Meneses for organizing the data base. To Francisco Estrada Porrúa and Sofía Villers Gómez for their suggestions and help in statistical analyses and to the Dirección General de Asuntos del Personal Académico of the Universidad Nacional Autónoma de México for the financial support provided to the PAPIIT-IN114211 project.


muestran cinco categorías por componente relacionadas con la probabilidad de que suceda un incendio, según el intervalo de valores que se marca en cada componente. De esta manera, si las cifras del Drought Code (DC), durante los 208 días observados están en el intervalo entre 351.5 y 436.2, y corresponden al 82%, entonces existieron 171 incendios. Para el ISI se calculó en 92% la probabilidad de que ocurra un incendio, si este componente se ubica entre 23.25 y 61.16. Finalmente si los valores del BUI se ubican en el intervalo entre 97.53 y 121.82 existe 95% de probabilidades de que se presente una conflagración.

CONCLUSIONES

Con este estudio se confirma la utilidad y alcance en el uso de los distintos componentes del FWI para la realización de una alerta temprana de incendios forestales en México. Con base en el análisis de frecuencias sobre el número de incendios y superficie quemada asociada a los valores de los componentes de FWI se elaboraron los umbrales mínimos de gran peligrosidad a incendios, como los que se han establecido para Canadá y China.

No todos los componentes del FWI tuvieron el mismo índice de correlación. Destacaron en este estudio el DMC, ISI y BUI como los más altamente correlacionados con el área quemada y el número de incendios. Con respecto a la frecuencia de incendios los componentes más significativos fueron DC, ISI y BUI, por lo que se formuló la probabilidad de ocurrencia de incendios para los distintos valores de estos tres componentes. Dado que el ISI incluye el factor viento, se ha sido utilizado en Indonesia y Malasia como indicador de la dificultad de control de incendios en pastizales.

Los valores de la humedad de combustibles finos estimados en el FFMC y su concordancia con el número de incendios son básicos para detectarlos. Se calculó un umbral de 80 puntos para este componente, a partir del cual los incendios se incrementan de forma considerable. En Canadá se determinó un intervalo de 82 a 96 puntos para el caso de grandes conflagraciones, superiores a 2 km2.

Si bien los datos meteorológicos de humedad relativa y lluvia son los que mejor se relacionaron con la presencia y ausencia de incendios, y confirmaron el comportamiento de los componentes del FWI, estos parámetros no fueron lo suficientemente sensibles para marcar diferencias entre los incrementos diarios de incendios y área quemada, como lo indicaron los elementos del FWI.

A pesar de que la ocurrencia de incendios compete no solo a factores puramente meteorológicos, los resultados aquí expuestos son alentadores para elaborar una alerta temprana con los índices analizados según probabilidad de ocurrencia de


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incendios tanto para las zonas montanas y parques nacionales del centro de México, como para los bosques del país.

AGRADECIMIENTOS

Los autores desean expresar su agradecimiento a Wilfrido Gutiérrez y Manuel García por el mantenimiento de las estaciones meteorológicas; a Oscar Sánchez Meneses por la organización de las bases de datos. A Francisco Estrada Porrúa y Sofía Villers Gómez por las sugerencias y ayuda en el análisis estadístico y a la Dirección General de Asuntos del Personal Académico de la Universidad Nacional Autónoma de México por el financiamiento a través del proyecto PAPIIT-IN114211.

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RENTA DE LA TIERRA Y PAGO DE SERVICIOS AMBIENTALES EN LA SIERRA NORTE DE PUEBLA

LAND RENTING AND PAYMENT OF ENVIRONMENTAL SERVICES IN THE SIERRA NORTE OF PUEBLA

Odilia Rojas-López 1, Manuel de Jesús González-Guillen 1, Armando Gómez- Guerrero 1 y José Luis Romo-Lozano 2

RESUMEN

Con el propósito de generar estrategias que ayuden a tomar decisiones sobre el Programa de Pago de Servicios Ambientales Hidrológicos (PSAH) en los municipios de Chignahuapan y Zacatlán, Puebla se estimó, a través del Método Costo de Oportunidad, la renta de la tierra con uso agrícola, forestal y pecuario, y se determinaron las características químicas de los suelos de aptitud forestal para evaluar los impactos sobre ellas ante los cambios de uso. Los resultados indican que el PSAH no ha sido exitoso en el área de estudio; sin embargo, para que sea atractivo a los propietarios forestales se les debería compensar con al menos $1,516.50 ha-1 año-1, cantidad que representa el costo de oportunidad (CO) de los terrenos con uso potencial forestal que pueda obtenerse por el uso pecuario; mientras que el CO para los agrícola y pecuario correspondió a $1,829.50 ha-1 año-1 que pudiera obtenerse por el uso forestal. El estudio reveló que suelos bajo un uso potencial forestal presentan características de productividad superior y son más aptos para brindar mayor diversidad de servicios ambientales, en contraste con aquellos terrenos que sustentan usos agrícolas y pecuarios. Por tanto, además de la renta de la tierra forestal y de los beneficios derivados de alguna actividad que soporte, es importante que el PSAH considere los costos de los impactos ambientales que se pueden producir ante un cambio de uso potencial de la tierra.

Palabras clave: Aptitud forestal, características químicas del suelo, conflicto de uso, costo de oportunidad, servicio ambiental, uso

de la tierra.

ABSTRACT

With the purpose to generate strategies for decision making in the Payments for Hydrological Environmental Services Program (PHESP) in Chignahuapan and Zacatlan, Puebla State, this research estimated the forest land rent through the opportunity cost method. Also it was determined the chemical characteristics of soils suitable for forestry under different uses to understand the impacts generated by land use change on the chemical properties of soils. Results indicated that the PHESP has not been successful in the study area. To make this program more attractive for the forest owners, it should compensate them with MEX$1,516.50 ha-1 yr-1 at least. This amount represents the opportunity cost (OC) of forest potential land use obtained from cattle land use. In addition, the OC for the agriculture and cattle potential land uses were MEX $1,829.34 ha-1year-1 from forest land use. Moreover, this study revealed that soils under forest use are more fertile and provide more and diverse environmental services than those under different uses. Thus, in addition to the forest land rent and the net benefits got from some activity over the land, a payment program for environmental services should consider the environmental impacts costs to be produced with a land use change.

Key words: Forest aptitude, soil chemistry characteristics, conflict of use, opportunity cost, environmental service, land use.

Fecha de recepción: 23 de mayo de 2011.

Fecha de aceptación: 16 de abril de 2012.

1 Posgrado en Ciencias Forestales. Colegio de Postgraduados. Correo-e: [email protected] División de Ciencias Forestales Universidad Autónoma Chapingo.


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INTRODUCCIÓN

El Pago por Servicios Ambientales (PSA) es un esquema de conservación de los recursos naturales basado en un enfoque de mercado y realizado a través de contratos privados preestablecidos (Landell, 2002; Kelsey et al., 2008). En México, la Comisión Nacional Forestal (CONAFOR) estableció el Programa de PSA Hidrológicos (PSAH) en 2003 para otorgar a los dueños de los bosques un pago compensatorio por la conservación de los mismos (SEMARNAT, 2003). Los PSA también son una estrategia para abatir emisiones de CO

2 y contribuir a la mitigación del

cambio climático.

En 2003 el PSAH inició pagando $300 y $400 ha-1 año-1 para bosques, selvas y bosques mesófilos de montaña. Actualmente, los montos son de $382, $700, y $1,100 ha-1 año-1 con base a tres áreas de prioridad establecidas por la CONAFOR (SEMARNAT, 2011). Aun cuando los montos de apoyo del PSAH fueron justificados en su momento (Jaramillo, 2004), las evaluaciones al Programa concluyen que las cantidades otorgadas son insuficientes para los propietarios; además de no considerar un pago diferenciado por regiones económicas del país, y que persiste el riesgo de deforestación al finalizar el periodo de apoyo del Programa o, incluso, el desinterés o incertidumbre de los propietarios a pertenecer al mismo (García

et al., 2005; UACH-CONAFOR, 2006; CP-CONAFOR, 2008). A pesar de que en los municipios de Chignahuapan y Zacatlán,

localizados en la Sierra Norte de Puebla, se ha aplicado el PSAH, los apoyos se consideran bajos e insuficientes para incentivar de manera significativa la conservación de los bosques y selvas. Los suelos de ambos municipios han perdido una gran parte del horizonte superior (SEMARNAT, 2007), como resultado del cambio de uso del suelo (Bray y Merino, 2005) que los dueños han promovido por un interés racional de maximizar la renta de sus terrenos. Esta se concibe como el ingreso que el propietario está dispuesto a recibir por el alquiler de su tierra, el cual es independiente de la actividad productiva que pueda sostener la misma (Cordero et al., 2003) y sin que se empleen prácticas para su conservación o mejoramiento (Palacios y Sánchez, 2003). En consecuencia, se requieren trabajos de valoración que estimen el importe adecuado de la renta de los terrenos forestales y con ello hacer más efectivas las políticas públicas. La definición técnica de los montos de PSA es importante para garantizar la incidencia de los recursos federales en un cambio de actitud de los productores forestales.

Así, para avalar la provisión de servicios ambientales (SA) a través de un esquema de PSA, se debe compensar a los propietarios de terrenos forestales mediante un pago justo (Rosa et al., 2004). La determinación de esta cantidad es un punto crucial para que ellos consideren rentar sus terrenos con la intención de mantener un uso forestal y realizar actividades

INTRODUCTION

The Payment for Environmental Services (PSA) is a scheme for the conservation of natural resources based on a market approach and made through private predetermined agreements (Landell, 2002; Kelsey et al., 2008). In Mexico, the Comis-ión Nacional Forestal (CONAFOR) started the Payments for Hydrological Environmental Services Program (PSAH) in 2003 in order to provide forest owners a compensation for its conserva-tion (SEMARNAT, 2003). PSAs are also a strategy for reducing emissions of CO

2 and contributing to stopping climate change.

In 2003, the PSAH started paying $300 and $400 ha-1 year-1 for forests, rainforests, and cloud forests. Nowadays, the payments amount to $382, $700, and $1,100 ha-1 year-1, based on three priority areas determined by CONAFOR (SEMARNAT, 2011). Even though the amounts of the PSAH determined for financial support were justified at that time (Jaramillo, 2004), the evaluations to the Program lead to the conclusion that such amounts were insufficient for owners, that there are no differentiated payment levels for the diverse economical regions of the country, that the risk of deforestation persists after the support period of the Program ends, and that the owners may feel uninterested or uncertain about staying in the Program (García et al., 2005; UACH-CONAFOR, 2006; CP-CONAFOR, 2008).

Despite the application of the PSAH in the municipalities of Chignahuapan and Zacatlan, located in the Sierra Norte of Puebla, the financial support is considered low and insufficient for significantly encouraging the conservation of forests and rain forests. The soil in both municipalities has lost a large part of its upper horizon (SEMARNAT, 2007) due to land use changes (Bray and Merino, 2005) that owners have promoted in their rational interest for maximizing the rent of their land. This would be the income an owner is willing to receive for renting their land, regardless of the productive activity it can sustain (Cordero et al., 2003), and without including practices of conservation or improvement (Palacios and Sánchez, 2003). Therefore, valuations that estimate the adequate value of the rent of forest lands need to be carried out in order to make public policies more effective. The technical determination of the PSA amounts is fundamental for guaranteeing the impact of federal resources in the change of attitude of forest producers.

Thus, owners of forest lands should be compensated

with a fair payment in order to guarantee the provision of environmental services (SA) through a PSA scheme (Rosa et al., 2004). Determining this amount is crucial for them to consider renting their lands with the purpose of maintaining a forest use and performing conservation activities (Muñoz et al., 2008). The compensation should be an amount that is at least equivalent to the profit they would make for using their lands for the most productive activity (Scott et al., 1998; Sanjurjo and Islas, 2007).

Rojas-López et al., Renta de la tierra y Pago por Servicios Ambientales...

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de conservación (Muñoz et al., 2008). El pago compensatorio tiene que representar al menos un monto equivalente al que recibirían por el uso de la tierra bajo la actividad más productiva (Scott et al., 1998; Sanjurjo e Islas, 2007).

Kido y Kido (2007) consideran que el método adoptado por los sistemas de PSA es efectuar un pago anual a los usuarios de las tierras participantes, que no sea menor al costo de oportunidad ni mayor al valor del beneficio ofrecido. El cambio de uso del suelo se justifica solo si la nueva actividad iguala o supera el costo de oportunidad del valor generado por los recursos naturales (Castro y Barrantes, 1998). Por ejemplo, si los ingresos por el aprovechamiento de madera superan a los producidos por los SA del bosque, no se justificaría un cambio de uso a la conservación. No obstante, una hectárea de bosque se protegerá o conservará cuando el valor de dicha acción iguale o sea mayor al costo de oportunidad de la madera extraída.

Existen varios métodos para estimar la renta de la tierra de uso forestal (Munashinge, 1992; Dixon et al. 1999; Lambin et al., 2003); por ejemplo, el Método Costo de Oportunidad (MCO), que evalúa el costo de preservar un recurso a través del monto del proyecto propuesto, y se basa en traducir o transformar un beneficio no aprovechado en un costo (Dixon et al., 1999) a precios de mercado real (CONABIO, 1998). El MCO tiene como fundamento el principio de la escasa selección de una alternativa entre dos o más posibles (Azqueta, 1994). Se renuncia a una opción diferente a la elegida cuyo valor representa el costo a pagar, el cual estará en función de la primera mejor alternativa que se rechazó. En esta investigación, el MCO consistió en estimar el ingreso neto que el productor perdería por mantener el uso forestal y no destinarlo a otros que pudieran ser más rentables desde una perspectiva económica, pero que comprometerían la generación de los SA (Machín y Casas, 2006).

El MCO se ha utilizado en diversos estudios relacionados con el PSA (Torres, 2001; Gutiérrez, 2003; Jaramillo, 2004; Kido y Kido, 2007); sin embargo, a nivel regional, como la Sierra Norte de Puebla, existe un conocimiento escaso de su aplicación para estimar el costo de oportunidad de los diferentes usos de la tierra asociados a la producción de SA. Así mismo, se carece de información sobre los impactos en las propiedades químicas del suelo, cuando se cambia el uso forestal de los terrenos.

En el presente trabajo se pretendió, a través del MCO, evaluar la renta de la tierra con usos forestal, agrícola y pecuario, y realizar una comparación con los pagos otorgados a los predios beneficiados por el PSAH para reconocer su eficacia. Además de, conocer cómo las propiedades químicas de los suelos con aptitud forestal se modifican ante un cambio de uso; todo ello en Chignahuapan y Zacatlán, Puebla. Las hipótesis que se plantearon fueron:

Kido y Kido (2007) consider that the method adopted by the PSA systems is giving an annual payment to the users of participating lands that is not below the opportunity cost nor above the value of the offered benefit. The change in land use is justifiable only when the new activity equals or exceeds the opportunity cost of the value generated by the natural resources (Castro and Barrantes, 1998). For instance, if the income for timber exploitation exceeds that of forest environmental services, changing the land use for conservation would be unjustifiable. Therefore, a hectare of forest will only be protected or conserved once the value of such actions equals or exceeds the opportunity cost of the extracted timber.

There are several methods for determining the rent of forest lands (Munashinge, 1992; Dixon et al. 1999; Lambin et al., 2003); for instance, the Opportunity Cost Method (MCO) evaluates the cost of preserving a resource depending on the value of the proposed project, and is based on translating or transforming an unexploited benefit into a cost (Dixon et al., 1999) at real market prices (CONABIO, 1998). The MCO is based on the principle of the scarce selection of an alternative when there are two or more possibilities (Azqueta, 1994). The option that is not selected is given up, and its value represents the cost to be paid, which will depend on the first best rejected alternative. For the purposes of this research, the MCO consisted in estimating the net income that the producer would lose if he maintained the forest use and did not change it for other more profitable uses that would compromise the generation of SAs (Machín and Casas, 2006).

The MCO has been used in several studies related to the PSA (Torres, 2001; Gutiérrez, 2003; Jaramillo, 2004; Kido and Kido, 2007). However, at a regional level, as in the Sierra Norte of Puebla, there is little knowledge about how it is applied in order to estimate the opportunity cost of the different land uses related to SA production. Moreover, there is not enough information about the impact on the chemical qualities of the soil when forest land uses are changed.

The present research pretended to value the rent of forest, agricultural and livestock lands through the MCO, and carry out a comparison with the payments granted to the pieces of land benefited by the PSAH to acknowledge its efficiency. It also intended to find out how the chemical qualities of the soil change when the land use is changed. It was carried out in Chignahuapan and Zacatlan, Puebla. The following hypotheses were defined:

H1: The compensation granted by the PSAH to the benefited

pieces of land covers the equivalent rent of land use in the area of study.

H2: The forest lands of the studied area maintain their fertility

qualities when the land use is changed.


44

H1: La compensación económica que brinda el PSAH a los

predios beneficiados cubre la renta del uso del suelo en el área de estudio.

H2: Los suelos de uso forestal en el área estudiada conservan

sus propiedades de fertilidad ante un cambio de uso del suelo.


La investigación incluyó tres fases: a) generación de un mapa de conflictos de uso de la tierra; b) estimación de la renta de la tierra con usos agrícola, forestal y pecuario y c) identificación de las características químicas de los suelos de aptitud forestal bajo diferentes usos.

Generación de un mapa de conflictos de uso de la tierra

Se obtuvo información del uso actual del suelo de las cartas F14-11 (Pachuca), F14-12 (Poza Rica), E14-2 (Cd. de México) y E14-3 (Veracruz) del conjunto vectorial de la Carta de Uso de la Tierra y Vegetación Serie III del Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática. Después, con el programa ArcGis® 9-ArcMapTM Versión 9.2 se hizo el corte de la capa de uso de la tierra correspondiente a los dos municipios de interés. A continuación, se categorizaron de nueva cuenta los tipos de vegetación y uso de la tierra actual en los grupos agrícola, forestal y pecuario.

Los mapas potenciales forestal, agrícola y pecuario del área de estudio se obtuvieron del Gobierno del Estado de Puebla en formato imagen (JPG). Estos se georreferenciaron y digitalizaron para crear tres capas vectoriales, una para cada uso, que se unieron para generar una sola carta de uso potencial.

Por último, con la sobreposición de ambos mapas (uso potencial y uso actual) se generó el de conflictos de uso, que muestra de forma espacial las áreas con un uso actual correcto e incorrecto, de acuerdo a su potencialidad.

Estimación de la renta de la tierra con usos agrícola, forestal y pecuario

Diseño, construcción, calibración y aplicación de encuestas. Para recolectar datos y estimar la renta de la tierra en los diferentes usos se diseñaron, construyeron, validaron y aplicaron siete tipos de encuestas: productores agrícolas (1); forestales, propiedad privada y social, (2); pecuarios (1); beneficiarios del PSAH, comunidades y particulares, (2); y prestadores de servicios técnicos forestales (1). El Cuadro 1 presenta la estructura general de los cuestionarios aplicados. Las preguntas fueron de opción múltiple y de complementación, y su número varió por encuesta de 22 a 66.


The research included three phases: 1) generating a conflict map of land use; 2) estimating the rent of forest, agricultural and livestock lands; and c) identifying the chemical qualities of the soil in forest lands exposed to different uses.

Generating a conflict map of land use

Information about the current land use was obtained from charts F14-11 (Pachuca), F14-12 (Poza Rica), E14-2 (Mexico City), and E14-3 (Veracruz) of the vectorial group in the Land Use and Vegetation map Series III of INEGI. Afterwards, the software ArcGis® 9-ArcMapTM v. 9.2 was used to cut the layer of land use that corresponds to the previously selected municipalities. Then, the types of vegetation and current land use were divided into categories: forest, agricultural or livestock.

The potential maps of the forest, agricultural and livestock lands of the studied area were obtained from the Government of the State of Puebla in JPG format. They were geo-referenced and digitalized in order to create three vectorial layers, one for each land use, that were put together for generating a single chart of potential uses.

Finally, by overlapping both maps (potential use and current use), a conflict map was generated. It spatially shows the areas with both correct and incorrect current land uses, depending on their potential.

Estimating the rent of forest, agricultural and livestock lands

Designing, structuring, calibrating and carrying out surveys. In order to collect data and estimate the rent of the land, depending on the different uses, seven types of surveys were designed, structured, validated and carried out: agricultural producers (1); forest producers, private and social property (2); livestock producers (1); PSAH beneficiaries, communities and individuals (2); providers of technical forest services (1). Table 1 presents the general structure of the questionnaires. They included multiple choice and complementation questions, and had from 22 to 26 questions.

Estimating simple size. The number of questionnaires for each group was calculated using Equation (1) (Gutiérrez, 2009):

(1)

Where: n = Sample sizeN = Population sizet2

(α,n) = Value of t distribution with a 95% reliability level

n = Nt 2

(α,n) pq

(N -1)B2 + t 2(α,n)

pq


45

Estimación del tamaño de muestra. El número de cuestionarios para cada grupo se calculó con la Ecuación (1) (Gutiérrez, 2009):

(1) n = Nt 2

(α,n) pq

(N -1)B2 + t 2(α,n)

pq

p = Proportion of the population of interest q = Complementary proportion (1-p)B= Maximum desirable error (precision)

Cuadro 1. Contenido de los cuestionarios aplicados a cada grupo de encuestados.Sección Descripción Grupo social de interésDatos generales del encuestado

Preguntas referentes al perfil socioeconómico: edad, estado civil, escolaridad, actividad económica y fuentes de ingresos anuales.

Todos los grupos encuestados

Actividades productivas

Preguntas para estimar los costos de oportunidad y de la renta del uso de la tierra de acuerdo a la actividad, costos de producción, precios de mercado, ingresos, productos, perspectivas futuras de la actividad, montos de renta anual, valor a aceptar y precio regional del valor de una hectárea.

Productores forestales, agrícolas y pecuarios

Cambio de uso de la tierra

Datos para inferir la percepción sobre el cambio de uso de la tierra en sus localidades y municipios, así como las acciones para conservar los bosques.

Todos los grupos encuestados

Servicios ambientales

Determinar la percepción de los propietarios forestales sobre los servicios ambientales que brindan los bosques.

Propietarios forestales y beneficiarios del PSAH

Programa PSAH Preguntas a los propietarios forestales para determinar el conocimiento y percepción sobre el PSAH; a los beneficiarios para conocer su experiencia, los impactos del Programa en sus ingresos y en el grado de conservación de los predios; PSTF* para identificar su experiencia al otorgar asesoría a beneficiarios sobre el PSAH.

Propietarios forestales y beneficiarios del PSAH y PSTF*

*Prestadores de servicios técnicos forestales.

Table 1. Contents of the questionnaires applied to each surveyed group.

Section Description Social group of interest

General data of the interviewee

Questions regarding their socio-economic profile: age, marital status, education, economic activity and source of annual income.

All surveyed groups

Productive activities Questions for stimulating the opportunity costs and the rent of land use depending on activity, production costs, market prices, incomes, products, future activity perspectives, amounts of annual rent, value to be accepted and regional value of an hectare.

Forest, agricultural and livestock producers

Change of land use Data for inferring the perception on the change of land use on their populations and municipalities, as well as the actions for forest conservation.

All surveyed groups

Environmental services

Determine the perception of forest owners on the environmental services provided by forests.

Forest owners and PSAH beneficiaries

PSAH Program

Questions for forest owners for determining their knowledge and perception on the PSAH; for beneficiaries in order to know their experience, the impacts of the Program on their income and the degree of conservation of their lands; for PSTF* for identifying their experience when assessing the beneficiaries about the PSAH.

Forest owners and PSAH and PSTF beneficiaries*

*Providers of technical forest services.


46

Donde: n = Tamaño de la muestraN = Tamaño de la poblaciónt2

(α,n) = Valor de la distribución t con nivel de

confiabilidad del 95%p = Proporción de la población de interésq = Proporción complementaria (1-p)B= Error máximo deseado (precisión)

El total de encuestas aplicadas fue de 156, de las cuales 58 correspondieron a agricultores, 45 a productores pecuarios, 29 a productores forestales, 9 a PSTF y 15 a beneficiarios del PSAH. De estas últimas, 73% se asignaron a ejidos y comunidades (incluido el Presidente del Comisariado) y 27% a propietarios privados apoyados por el PSAH en los años 2004 (80%) y 2005 (20%). La selección de los encuestados se definió con base en la distribución espacial de los terrenos en el mapa de conflictos y con el apoyo de los Padrones de Productores de la región.

Estimación de la renta del uso de la tierra. Los datos derivados de las encuestas se capturaron y ordenaron en una base de datos en Microsoft Office Excel®, por tipo de productor, y se incluyeron los datos referentes a ingresos y costos de los procesos productivos. Con esta información se estimó la renta de la tierra para los usos forestal, agrícola y pecuario.

Identificación de las características químicas de los suelos de aptitud forestal bajo diferentes usos

Se recolectaron muestras de suelo, con base en el mapa de conflictos, en un transecto por cada condición: 1) sin cambio (mismo uso forestal actual que el potencial); 2) cambio de uso de potencial forestal a uso agrícola; y 3) cambio de uso de potencial forestal a pecuario. Lo anterior se realizó para validar de manera estadística las similitudes o diferencias de las propiedades del suelo bajo diferentes usos y mostrar datos comparativos.

El transecto se estableció con una separación de 50 m entre sitios y se repitieron cuatro de ellos para la toma de muestras. En cada uno, se midió la profundidad de la capa de materia orgánica (horizonte “O”) compuesta por hojarasca, del material orgánico fresco (Oi) y del material en estado de descomposición (Oa). En el suelo mineral se tomaron dos muestras inalteradas con un muestreador de núcleos de suelo (AMS® con martillo deslizable) para estimar la densidad aparente en profundidades de 0 a 15 cm y de 15 a 30 cm (O’Neill, 2005). De forma adicional, se extrajeron dos muestras en las mismas profundidades para determinar las características químicas del suelo; estas se guardaron en bolsas de plástico y se etiquetaron.

El material recolectado se pesó con una balanza de precisión (Citizen® CY 720, 0.001g) y se secaron en una estufa (Novatech®, HS60) a una temperatura constante de 105 °C para aquellas en las que se determinó la densidad aparente

One hundred and fifty six surveys were carried out, 58 of which corresponded to agricultural producers, 45 to livestock producers, 29 to forest producers, 9 to PSTF, and 15 to PSAH beneficiaries. Seventy three percent of the latter were assigned to ejidos and communities (including the President of the Comisariado), and 27% to private owners who were supported by the PSAH in 2004 (80%) and 2005 (20%). The interviewees were selected based on the spatial distribution of the lands in the conflict map and with the assistance of the regional producers’ registers.

Estimating the rent of land uses. The data extracted from the surveys were captured and ordered in a database using Microsoft Office Excel®, by type of producer, and the data concerning income and costs were included in the productive processes. This information was used for estimating the rent of forest, agricultural, and livestock land uses.

Identifying the chemical qualities of the soil in forest lands exposed to different uses

Soil samples were collected based on the conflict map, taken in a single transect for each condition: 1) unchanged (same current forest use as the potential); 2) change of potential forest use to agricultural use; and 3) change of potential forest use to livestock use. This was done to statistically validate the similarities and differences of the soil qualities when it has been exposed to different uses, and to show comparative data.

The transect for sample taking was established with a distance of 50 m between sites, and repeated four times. In each one, the depth of the organic material layer (“O” horizon) –composed of dead leaves, fresh organic materials (Oi) and decomposing materials (Oa)– was measured. Two unaltered samples were taken from the mineral soil using a soil core sampler (AMS® with slide hammer) in order to estimate the apparent density in depths that range from 0 to 15 cm, and from 15 to 30 cm (O’Neill, 2005). Additionally, to samples were extracted at the equal depths in order to determine the chemical qualities of the soil; they were put in plastic bags and labeled.

The collected material was weighed on a precision balance (Citizen® CY 720, 0.001g) and dried with a dryer (Novatech®, HS60) at a regular temperature of 105°C for the ones in which the apparent density was determined, and of 70°C for the ones sent to the hydroscience laboratory of the Colegio de Postgraduados, after having been sifted at 2 mm. From the latter, the pH, the organic material, the nitrates, ammonium, phosphorus, cation exchange capacity, exchangeable cations (calcium, magnesium and potassium), and electric conductivity were obtained. In the case of the samples for measuring apparent density, the dry weigh of the soil was calculated, and the apparent density was calculated in Mgm-3 using the volume of the sampler cylinder.


47

y de 70 °C para las enviadas al laboratorio de Hidrociencias del Colegio de Postgraduados, previamente tamizadas a 2 mm. En estas últimas se obtuvo el pH, materia orgánica, nitratos, amonio, fósforo, capacidad de intercambio catiónico, cationes intercambiables (calcio, magnesio y potasio) y conductividad eléctrica. En las muestras para densidad aparente se estimó el peso seco del suelo y con el volumen del cilindro del muestreador se calculó la densidad aparente en Mgm-3.

RESULTADOS

Conflictos de uso de la tierra

El uso actual de la tierra en Chignahuapan (aproximadamente 51,000 ha) corresponde 70.3% al agrícola, 27.8% forestal, 1.3% pecuario, 0.3% urbano y 0.3% son cuerpos de agua. A pesar

RESULTS

Conflicts regarding land use

The current land use in Chignahuapan (approximately 51,000 ha) is distributed as follows: 70.3% of agricultural land, 27.8% of forest land, 1.3% of livestock land, 0.3% of urbanized areas, and 0.3% of waterbodies. Despite the fact that the total surface of Zacatlan (26,184.18 ha) is 1.95 times smaller in comparison to that of Chignahuapan, the percentages of current land use are similar (Table 2). In relation to the potential land uses in Chignahuapan, the agricultural land use predominates, since it takes 55% of the total surface, followed by the forest land use (27%) and the livestock land use (18%). In Zacatlan, the order of importance is similar, being 51% of agricultural land use, 43% of forest land use, and 6% of livestock use (Table 3).

Cuadro 2. Superficie y porcentaje por tipo de uso actual de la tierra en el área de estudio.Table 2. Surface and percentage of current land use in the studied area.

Uso actual de la tierraChignahuapan Zacatlán

(ha) (%) (ha) (%)

Agrícola 35,915.00 70.28 18,688.00 71.37

Forestal 14,192.00 27.77 6,938.30 26.50

Pecuario 650.30 1.28 326.21 1.25

Zona urbana 177.02 0.35 231.67 0.88

Cuerpos de agua 164.80 0.32 ---- ----

Total 51,099.12 100.00 26,184.18 100.00Fuente: INEGI, 2003. Serie III. Conjunto vectorial de uso de la tierra y vegetación.Source: INEGI, 2003. Serie III. Vector set of land use and vegetation.

The overlapping of the current land use and vegetation layer with the potential land use layer generated the conflict map, which shows the conditions: without conflict and conflicted due to agricultural, forest and livestock uses (Figure 1).

de que la superficie total de Zacatlán (26,184.18 ha) es 1.95 veces menor respecto a la de Chignahuapan, los porcentajes del uso actual de la tierra son similares (Cuadro 2). En relación a los usos potenciales en este último municipio predomina el agrícola, que ocupa 55% de su superficie, seguido por el forestal (27%) y el pecuario (18%); para el caso de Zacatlán, se mantiene el orden de importancia con 51%, 43% forestal y 6%, respectivamente (Cuadro 3).

Cuadro 3. Superficie y porcentaje por tipo de uso potencial de la tierra en los municipios bajo estudio.Table 3. Surface and percentage of potential land use in the studied municipalities.

Uso potencial de la tierraChignahuapan Zacatlán

(ha) (%) (ha) (%)

Agrícola 28,044.90 55.25 13,138.40 50.62Forestal 13,761.70 27.12 11,202.90 43.17

Pecuario 8,950.70 17.63 1,611.21 6.21

Total 50,757.30 100.00 25,952.51 100.00


48

The zones of Chignahuapan without conflict amount to 32,573.70 ha (64.18%), and the conflicted ones to 18,183.60 ha (35.82%). The latter are distributed as follows: 23.24% is agricultural land, 11.94% is forest land, and 0.64% is livestock

La sobreposición de las capas del uso actual de la tierra y vegetación con las potenciales generó el mapa de conflictos, que muestran las condiciones: sin conflicto y con conflicto por uso agrícola, forestal y pecuario (Figura 1).

Figura 1. Mapa de conflicto de uso de la tierra en los municipios de Chignahuapan y Zacatlán, Puebla.Figure 1. Conflict map of land use in the municipalities of Chignahuapan and Zacatlan, Puebla.

Las áreas de Chignahuapan sin conflicto son de 32,573.70 ha (64.18%) y aquellas con conflicto de 18,183.60 ha (35.82%), de estas 23.24% es agrícola, 11.94% forestal y 0.64% pecuario. En contraste, las áreas sin conflicto de Zacatlán ascienden a 17,581.91 ha (67.75%); mientras que, las de conflicto abarcan 8,370.60 ha (32.25%), cuya distribución es de 26.12% para uso agrícola, 5.14% forestal y 1.00% pecuario (Cuadro 4).

De las 13,761.60 ha de superficie de uso potencial forestal para Chignahuapan, (Cuadro 3), 8,133.00 ha (59%) están bajo un uso actual correcto (forestal); sin embargo, 5,474.00 ha (40%) se han convertido a un aprovechamiento agrícola y 154.70 ha (1%) a uno pecuario (Cuadro 4). En cambio, 3,750 ha de uso agrícola y 2,309 ha pecuarias han pasado a ser forestales (Figura 2).

land. In contrast, the zones of Zacatlan without conflict amount to 17,581.91 ha (67.75%), whereas the conflicted areas cover 8,370.60 ha (32.25%), distributed as follows: 26.12% is agricultural land, 5.14% is forest land, and 1.00% is livestock land (Table 4).

Out of the surface of 13,761.60 ha of potential forest land use in Chignahuapan (Table 3), 8,133.00 ha (59%) currently have a correct land use (forest); however, 5,474.00 ha (40%) have been converted for agricultural exploitation, and 154.70 ha (1%) for livestock use (Table 4). In contrast, 3,750 ha of agricultural land and 2,309 ha of livestock land have been reconverted for forest land use (Figure 2).


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Cuadro 4. Condición sin y con conflicto del uso de la tierra por municipio.Table 4. Condition with or without land use conflicts by municipality.Conflicto de uso de la tierra Condición de potencialidad

Chignahuapan Zacatlán

(ha) (%) (ha) (%)

Sin conflicto Agrícola, con uso agrícola 24,120.00 47.52 11,910.00 45.89

Forestal, con uso forestal 8,133.00 16.03 5,605.00 21.60

Pecuario, con uso pecuario 320.70 0.63 66.91 0.26

Subtotal (sin conflicto) 32,573.70 64.18 17,581.91 67.75

Por uso agrícola Forestal, con uso agrícola 5,474.00 10.79 5,474.00 21.09

Pecuario, con uso agrícola 6,321.00 12.45 1,304.00 5.02

Subtotal (a) 11,795.00 23.24 6778.00 26.12

Por uso forestal Agrícola, con uso forestal 3,750.00 7.39 1,093.00 4.21

Pecuario, con uso forestal 2,309.00 4.55 240.3 0.93

Subtotal (f) 6,059.00 11.94 1,333.30 5.14

Por uso pecuario Forestal, con uso pecuario 154.70 0.30 123.90 0.48

Agrícola, con uso pecuario 174.90 0.34 135.40 0.52

Subtotal (p) 329.60 0.64 259.30 1.00

Subtotal (con conflicto) 18,183.60 35.82 8,370.60 32.25

Total 50,757.30 100.00 25,952.51 100.00

Nota: Las flechas indican la dirección del cambio; los círculos, los tipos de uso de la tierra y las cantidades, las superficies.Note: Arrows indicate the direction of change; circles, the types of land use and the numbers refer to the areas.

Figura 2. Diagramas por municipio de la transición del uso potencial al uso actual de la tierra.Figure 2. Diagrams for each municipality that show the transition from potential land use to current land use.

Por otro lado, se realizó una matriz de transición basada en el modelo de Markov (Briseño, 2005) (Cuadro 5), que permitió describir la tasa de cambio entre diferentes usos de la tierra en un periodo equiparable. Por ejemplo, en Chignahuapan se identificó que existe 59% de probabilidad que una hectárea de uso potencial forestal se mantenga en ese uso, 40% que cambie a uno agrícola y 1% al pecuario; sin embargo, en Zacatlán se observó que hay 50% de probabilidad para que una hectárea se mantenga con su uso potencial, 49% de que se modifique al agrícola y 1% al pecuario. Una interpretación parecida se dio a las probabilidades de cambio para los usos potenciales agrícola y pecuario (Cuadro 5).

On the other hand, a transition matrix was made based on Markov’s model (Briseño, 2005) (Table 5), which enabled us to describe a change rate between the different land uses in equivalent periods. For instance, in Chignahuapan, we identified that there is 59% chance that a hectare of potential forest use remains unchanged, 40% chance that it changes to agricultural use, and 1% chance that it changes to livestock use. However, in Zacatlan, we observed that there is 50% chance the use of a hectare remains unchanged, 49% chance it changes to agricultural use, and 1% chance it changes to livestock use. A similar interpretation was given to change probabilities for potential agricultural and livestock uses (Table 5).


50

Usos de la tierra y sus costos de oportunidad

Con los datos de ingresos y costos de producción por hectárea y año procedentes de las encuestas, se estimó el ingreso neto de cada actividad productiva dominante por condición de conflicto (Cuadro 6). Para el caso de los productores agrícolas, el cultivo más importante fue el maíz. Los ingresos en el uso forestal de la tierra se calcularon del valor promedio del crecimiento de los bosques en los municipios estudiados, que correspondió a 2.5 m3 rollo ha-1

año-1, a este volumen se le aplicó la distribución de productos: 70% medidas comerciales, 20% cortas dimensiones, 7% brazuelos (leña) y el resto se consideró desperdicio. En seguida se valoró cada uno a precios del mercado regional: $1200 m-3, $720 m-3 y $250 m-3, respectivamente; lo que dio un total de $2,503.75 para los 2.5 m3 rollo ha-1 año-1. Así mismo, se descontaron los costos de abastecimiento ($250 m-3) y de prestación de servicios técnicos ($27 m-3), los cuales totalizaron $674.25 m-3 del volumen susceptible de extraerse por hectárea. Los productores pecuarios refirieron al ganado ovino como el producto dominante (Cuadro 6).

El costo de oportunidad de los usos potenciales agrícola y pecuario correspondió a $1,829.50 ha-1 año-1, que representa la mejor alternativa (mayores ingresos netos) obtenida por el uso forestal (Cuadro 6). No obstante, el costo de oportunidad más alto estimado para el uso potencial forestal fue de $1,516.50 ha-1 año-1 bajo el uso actual pecuario. Estas cifras reflejan la renta de la tierra para cada uso.

En la figura 3 se ilustra el monto anual al que rentarían los productores una hectárea de terreno, el precio en la región y el valor que ellos aceptarían (Disponibilidad a Aceptar) al venderla. El valor promedio de la tierra de uso forestal está muy por arriba del estimado por el MCO, esta sobrestimación pudiese responder al valor del suelo (bosque) que los terrenos forestales sustentan, además de su productividad y de los SA que tales ecosistemas producen.

La expectativa de los productores agrícolas, en relación a sus cosechas, es que presentarán un decrecimiento; 38% de los productores pecuarios indicaron que esperan una disminución en la producción y 34% que permanezca constante. Por otra parte, 55% de los productores forestales (privados y ejidos)

Cuadro 5. Matriz de probabilidades de cambio de uso potencial a uso actual de la tierra.Table 5. Matrix of probabilities of change from potential land use to current land use.

Uso potencial de

la tierra

Uso actual del tierra

Chignahuapan Zacatlán

Forestal Agrícola Pecuario Total Forestal Agrícola Pecuario Total

Forestal 0.5910 0.3978 0.0112 1.0000 0.5003 0.4886 0.0111 1.0000

Agrícola 0.1337 0.8601 0.0062 1.0000 0.0832 0.9065 0.0103 1.0000

Pecuario 0.2580 0.7062 0.0358 1.0000 0.1491 0.8093 0.0416 1.0000

Land uses and their opportunity costs

Given the income and cost production data by hectare and year taken from the surveys, the net income of each dominant productive activity depending on its conflict condition was estimated (Table 6). In the case of agricultural producers, the main crop was maize. The income from forest land use was calculated taking the average forest growth value in the studied municipalities, which corresponded to 2.5 m3 roll ha-1

year-1. The following product distribution was applied to this volume: commercial measurements (70%), short dimensions (20%), firewood (7%), and waste (the remainders). Afterwards, each one was valued depending on the regional market prices: $1200 m-3, $720 m-3 and $250 m-3, respectively; which amounted to $2,503.75 for 2.5 m3 roll ha-1 year-1. Moreover, the supply ($250 m-3) and provision of technical services ($27 m-3) costs were discounted, which added to $674.25 m-3 of the volume susceptible to be extracted from each hectare. Livestock producers mentioned sheep as the main product (Table 6).

Cuadro 6. Ingresos netos obtenidos por actividad productiva en los dos municipios.

Table 6. Net income obtained from productive activity in both municipalities.

Condición de uso potencial

Ingresos netos

($ ha-1año-1)

Agrícola, con uso agrícola 1,026.25

Agrícola, con uso pecuario 1,351.70

Agrícola, con uso forestal 1,829.50

Pecuario, con uso agrícola 1,006.43

Pecuario, con uso pecuario 1,795.00

Pecuario, con uso forestal 1,829.50

Forestal, con uso agrícola 1,344.00

Forestal, con uso pecuario 1,516.50

Forestal, con uso forestal 1,829.50

The opportunity cost of potential agricultural and livestock uses corresponded to $1,829.50 ha-1 year-1, which represents the best alternative (higher net income) obtained from forest use (Table 6). However, the highest estimated opportunity


51

perciben que su producción será constante. El resultado de esa tendencia impactará a las ganancias económicas calculadas. En efecto, 53% de los agricultores consideran que las ganancias estimadas decrecerán; mientras que 40% de los productores pecuarios y 45% de los forestales opinan que se mantendrán sin cambio alguno.

Los entrevistados opinan (50.52%) que para disminuir el cambio de uso de la tierra se requiere incrementar la vigilancia en las áreas forestales, para 16.49% se deben reforestar los sitios en donde existe degradación y 8.25% menciona la necesidad de dar mayor apoyo a los productores forestales para la conservación, restauración y manejo de sus bosques. En relación al PSAH, 67% de los beneficiarios decidieron participar en el programa para conservar el bosque y 20% para darle un uso a su predio, ya que antes del apoyo estaba abandonado. Por otro lado, 58% de los encuestados perciben que las condiciones de conservación son mejores en las propiedades inscritas en el PSAH en comparación con aquellas que no lo están.

Los recursos del Programa se distribuyen de la siguiente manera: los ejidos invierten 65% para el mantenimiento y

cost for potential forest use was $1,516.50 ha-1 año-1 under the current livestock use. These numbers reflect the value of rent for each use.

Figure 3 illustrates the annual rent that producers would charge for a hectare of land, the regional price and the value they would accept (willingness to accept) for its purchase. The average value of forest land use is way above the one estimated by the MCO. Such overestimation could be a response to the value of (forest) land that forest pieces of land sustain, as well as to its productivity and the SAs that such ecosystems produce.

The expectation of agricultural producers, in relation to their crops, is that production will decrease; 38% of livestock producers indicated that they expect a decrease in production, and 34% expect it will remain unchanged. Moreover, 55% of forest producers (both private producers and ejidos) perceive that their production will be constant. The result of this tendency will impact the estimated financial revenue. In fact, 53% of agricultural producers think the estimated revenues will decrease, whereas 40% of livestock producers and 45% of forest producers believe they will remain unchanged.

Figura 3. Monto de la renta anual, valor regional y precio a aceptar por una hectárea de terreno por tipo de productor.

Figure 3. Amount of annual rent, regional value and price to be accepted for a hectare of land by type of producer.

restauración del predio, 32% se reparte entre los ejidatarios y 3% lo canalizan a obras de beneficio social. Sin embargo, las actividades que se realizan tienen un costo promedio de $1,362.89 ha-1 año-1, cantidad superior a la que les otorga el PSAH ($382 ha-1 año-1), los cuales se gastan en vigilancia, $386.50 ha-1

año-1 (28%); en protección contra incendios, $335.78 ha-1 año-1 (25%); en reforestación, $298.23 ha-1 año-1 (22%); en obras de conservación de suelo y agua, $184.06 ha-1 año-1 (13%); en cercado, $81.14 ha-1

año-1 (6%); y en actividades de protección contra plagas y enfermedades, $77.19 ha-1 año-1 (6%).

The interviewees believe (50.52%) that it is necessary to increase the monitoring of forest zones in order to reduce the change in land use; 16.49% say degraded sites need to be reforested, and 8.25% mentions the need to provide a better support to forest producers for forest conservation, restoration and handling. In relation to the PSAH, 67% of the beneficiaries decided to participate in the program for the conservation of the forest, and 20% in order to find a use for their lands, since they were unattended before the financial support was granted. On the other hand, 58% of the interviewees perceive that the conservation conditions are better in the PSAH participating properties than in those that are not benefited.


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Caracterización química de los suelos de aptitud forestal bajo diferentes usos

Densidad aparente. En los sitios con uso forestal fue de 0.54 Mg m-3, valor esperado en suelos forestales sin alterar y ricos en materia orgánica (Marx et al., 1996). Para los agrícolas y pecuarios, los valores determinados fueron de 1.00 Mg m-3 y 1.10 Mg m-3, respectivamente.

Variables químicas del suelo. En el Cuadro 7 se muestran los resultados de las variables medidas en el laboratorio para las tres condiciones. En el uso forestal y agrícola el pH resultó ligeramente ácido y en el pecuario neutro.

Los nitratos son relativamente] distintos en todos los casos, el amonio rebasa las 10 ppm y el fósforo (P) presenta diferencias más amplias: mientras su disponibilidad en el suelo forestal es media, baja en el agrícola es baja y muy baja en el pecuario. La capacidad de intercambio catiónico (CIC) en la tierra de uso forestal revela mejores condiciones con 48 C mol (-) kg-1 suelo. Los suelos de mayor fertilidad presentan hasta 60 C mol (-) kg-1 de suelo, en contraste con los más pobres, como los del trópico, que registran valores de 5 C mol (-) kg-1 suelo (O’Neill et al., 2005). Al utilizar la CIC como indicador de fertilidad, el orden de mayor a menor calidad de uso es forestal>agrícola>pecuario.

The Program resources are distributed as follows: ejidos invest 65% in maintenance and renovation of the land, 32% is divided among the ejidatarios and 3% is channeled to charity work. However, the activities performed have an average cost of $1,362.89 ha-1 year-1, which is more than what the PSAH grants ($382 ha-1 year-1). This amount is spent in: monitoring and surveillance, $386.50 ha-1 year-1 (28%); protection against fire $335.78 ha-1 year-1 (25%); reforestation, $298.23 ha-1 year-1 (22%); soil and water conservation activities, $184.06 ha-1 year-1 (13%); fencing, $81.14 ha-1 year-1 (6%); and protection against plagues and diseases, $77.19 ha-1 year-1 (6%).

Chemical characterization of lands of forest aptitude exposed to different uses

Apparent denstiy. In sites with forest use its value was 0.54 Mg m-3, which is the value expected in unaltered forest lands that are rich in organic material (Marx et al., 1996). For agricultural and livestock lands, the determined values were 1.00 Mg m-3 and 1.10 Mg m-3, respectively.

Chemical soil variables. Table 7 shows the results of the variables measured in the lab for the three conditions. In forest and agricultural lands, the pH was slightly acidic, and in livestock lands it was neutral.

Cuadro 7. Variables medidas en las condiciones de uso de tierra bajo estudio.Table 7. Variables measured in the conditions of land use studied.

VariableSin conflicto Conflicto por uso agrícola Conflicto por uso pecuario

Media Desv Est Media Desv Est Media Desv Est

pH 6.34 0.29 6.48 0.27 6.64 0.31

CE (dS m-1) 0.13 0.04 0.09 0.02 0.11 0.04

Nitratos (mg kg-1) 0.99 0.23 1.22 0.75 1.79 1.02

Amonio (mg kg-1) 10.76 4.52 6.77 1.63 9.73 5.08

MO (%) 3.53 1.53 2.55 0.38 1.42 0.16

Fósforo (mg kg-1) 40.33 14.55 10.95 5.37 2.44 1.67

Calcio (mg kg-1) 2,275.15 824.92 1,641.75 132.32 1,555.04 863.55

Magnesio (mg kg-1) 288.85 63.12 313.70 50.73 398.25 227.39

Potasio (mg kg-1) 265.81 50.75 154.40 23.68 230.52 84.66

Capacidad de Intercambio Catiónico Cmol(+) kg-1 45.79 4.16 31.80 2.74 28.46 12.41

Porcentaje de saturación de bases

31.04 7.18 35.34 2.27 40.23 8.21

El calcio extraíble del suelo en los usos agrícola y pecuario tuvo valores entre 1,000 y 2,000 ppm, por lo que se considera medio; en tanto que en el forestal superó 2,000 ppm, es decir, fue alto. Para el potasio, el orden de evaluación correspondió

The nitrates are relatively different in all cases, the ammonium exceeds 10 ppm, and the phosphorus shows more differences: while its availability level in forest lands is medium, in agricultural lands it is low, and it is very low in livestock lands.


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a forestal>pecuario>agrícola. Las tierras de uso pecuario y agrícola se calificaron como medio y las forestales como alto, porque excedió las 250 ppm (Marx et al., 1996).

DISCUSIÓN

En el área de estudio para evitar la deforestación por el cambio de uso de la tierra, tendría que pagarse a los productores forestales, a través del PSAH, al menos un monto promedio de $1,516.50 ha-1 año-1, cantidad obtenida por el MCO en el uso pecuario y cuya equivalencia es 2.17 veces de lo pagado por el programa en la actualidad (SEMARNAT, 2011). En un estudio similar en la cuenca de Tapalpa, Jalisco, se identificó que el PSAH debería pagar un costo de oportunidad promedio de $4,626.9 ha-1 año-1, para evitar una deforestación promovida por los usos agrícola, pecuario y residencial. Además, si se quisiera reconvertir las áreas forestales que tienen un uso incorrecto, tal cantidad debería incrementarse a $6,380 ha-1 año-1

(López et al., 2007).

Los entrevistados comentaron que los usuarios de los SA tendrían que dar un pago compensatorio de $2,326.32 ha-1 año-1 a los dueños del recurso por dedicar sus terrenos a la captura de agua. Al orientar la pregunta a los propietarios forestales, ellos opinaron que el PSAH debería pagar $5,178.95 ha-1 año-1.

Si se deseara reconvertir los suelos que en el presente tienen un uso distinto a su aptitud original convendría pagar, como mínimo, la renta que los productores obtienen el día de hoy, más los costos que implicaría la realización de las actividades de reconversión, tales como la preparación del suelo, la plantación, el mantenimiento de la reforestación; así como la creación de la infraestructura para la vigilancia de la plantación.

Las cantidades mencionadas sugieren que los pagos otorgados por el PSAH no representan una opción económica viable y atractiva para los productores forestales en los municipios estudiados. Por lo anterior, se rechaza la Hipótesis H

1: La

compensación económica que brinda el PSAH a los predios beneficiados cubre la renta del uso del suelo en el área de estudio. En consecuencia, la probabilidad de deforestación por el cambio de uso de la tierra seguirá siendo alta en ambos municipios, sobre todo en los terrenos forestales con baja productividad y rentabilidad.

Los resultados indican 40 y 49% de probabilidad que una hectárea de uso potencial forestal se convierta en una de uso agrícola en Chignahuapan y Zacatlán, respectivamente; en consecuencia, este último municipio posee una mayor presión de cambio de uso que el primero. En este sentido, la determinación de la dinámica del cambio de uso de las tierras es importante para efectos de planificación municipal en el desarrollo de las actividades económicas.

Los resultados reflejan el bajo desempeño del PSAH en el área de estudio. Durante el periodo de 2004 a 2006 se

Cation Exchange Capacity (CIC) in the forest lands reveals better conditions, with 48 C mol (-) soil kg-1. The most fertile soils have up to 60 C mol (-) soil kg-1, in contrast with the poorest, such as those from the tropics, which have values of 5 C mol (-) soil kg-1 (O’Neill et al., 2005). When the CIC is used as a fertility indicator, land uses are classified from lower to higher quality as follows: forest>agricultural>livestock.

The calcium extracted from the soil in agricultural and livestock lands showed values between 1,000 and 2,000 ppm, thus the concentration is medium; in forest lands, it exceeded 2,000 ppm, which means the concentration is high. For potassium, the evaluation order corresponded to: forest>livestock>agricultural. Livestock and agricultural lands were considered to have medium concentration, and the forest lands had a high concentration that exceeded 250 ppm (Marx et al., 1996).

DISCUSSION

In order to avoid the deforestation resulting from the land use change in the studied area, forest producers would have to be paid, through the PSAH, at least an average amount of $1,516.50 ha-1 year-1, determined by the MCO in the case of livestock land use, which is 2.17 times what is currently paid in the program (SEMARNAT, 2011). A similar study carried out in the Tapalpa forestry watershed, in Jalisco, identified that the PSAH should pay an average opportunity cost of $4,626.9 ha-1 year-1, in order to avoid the deforestation promoted by the agricultural, livestock and residential land uses. Moreover, if the forest areas with an incorrect land use were to be reconverted, such amount would have to be increased to $6,380 ha-1 year-1 (López et al., 2007).

The interviewees commented that the SA users would have to give a compensation of $2,326.32 ha-1 año-1 to the resource owners for devoting their lands to water harvesting. When the same question was oriented to forest owners, their opinion was that the PSAH should pay $5,178.95 ha-1 year-1.

If the lands with a current land use different from its original aptitude wished to be reconverted, it would be convenient to pay, at least, the rent that producers obtain nowadays, plus the costs that reconversion activities would imply, such as land preparation, plantation, sustainability of the reforestation, as well as the creation of infrastructure for supervising the plantation.

The amounts mentioned suggest that the payments granted by the PSAH do not represent a viable financial option and are unattractive for forest producers in the studied municipalities. Therefore, Hypothesis “H

1: The compensation granted by the

PSAH to the benefited pieces of land covers the rent of land use in the area of study”, is dismissed. Thus, the probability of deforestation caused by the land use change will remain high in both municipalities, especially in forest lands with low productivity and profitability.


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aprobaron 28 proyectos con una superficie de 2,369 ha y un monto de apoyo de $3 559,411. Sin embargo, a la fecha no se cuenta con registros de refrendos al programa de los predios beneficiados, después de haber terminado su periodo de apoyo, ni existen solicitudes aprobadas de 2007 a 2010. Lo anterior ocurre aun cuando la mayoría de los encuestados (58%) opina que las condiciones de conservación, estado fitosanitario, protección contra incendios y cobertura boscosa son mejores que en los predios sin apoyo, a consecuencia de la asignación de los recursos del programa para actividades de mantenimiento y conservación del predio. Por tanto, para reactivar el PSAH en estos municipios y en otras partes del país bajo condiciones similares, se tendría que incrementar la difusión del Programa y hacer más competitivos los montos de pago.

Por otra parte, los terrenos forestales bajo un uso potencial correcto favorecen la generación de SA, ya que propician la infiltración del agua y la circulación de los nutrientes, a causa de su baja densidad y alta porosidad, y de sus reservorios de materia orgánica. Lo opuesto ocurre en suelos con una condición de conflicto. Congruente con ello, los resultados de esta investigación señalan un rechazo a la hipótesis H

2: Los suelos de uso forestal

en el área estudiada conservan sus propiedades de fertilidad ante un cambio de uso del suelo. Ante un cambio de uso de la tierra, además de las pérdidas económicas por la falta de la cubierta forestal: pérdidas de biodiversidad, captura de carbono y de agua, cambios microclimáticos, azolves de presas, entre otros; también se tendrá un impacto en las características del suelo, puesto que se modifican sus propiedades y, por ende, su fertilidad. Estas variaciones son percibidas por los productores: mencionan que la producción se mantendrá constante, en el mejor de los casos, o bien decrecerá.

Para que el PSAH sea exitoso debería considerar tanto la compensación de la renta de la tierra y de los beneficios obtenidos de la actividad productiva que sustentan, como el costo de los impactos ambientales que se evitarían al no promover el cambio de uso de la tierra (Pagiola y Platais, 2002). Este trabajo estimó, de manera exclusiva, las alteraciones en algunas propiedades físico-químicas del suelo; no obstante, en futuras investigaciones se sugiere valorar; además de, otros SA (biodiversidad y captura de carbono y agua) la pérdida de nutrimentos del suelo en terrenos que han cambiado de uso. Lo anterior permitirá una evaluación más completa con la finalidad de pagar a los propietarios la cantidad justa por la conservación de los recursos forestales.

El estudio del cambio de uso de la tierra sobre los ingresos netos alcanzados a través del MCO de cada actividad, se fortaleció con el análisis de las propiedades del suelo y con ello se evidenció que la deforestación no solo implica un cambio o pérdida en la cobertura vegetal, sino también variaciones en el suelo y en sus propiedades físicas y químicas. La información generada en esta investigación podría ser importante para los

Results indicate that there is 40% and 49% chance that a hectare of potential forest use becomes a hectare of agricultural use in Chignahuapan and Zacatlan, respectively. Therefore, the latter is under more pressure regarding land use change than the first. In this sense, determining the dynamics of land use change is important for municipal planning in terms of development of economic activities.

The results reflect the low rendition of the PSAH in the studied area. From 2004 to 2006, 28 projects with a surface of 2,369 ha and a support amount of $3 559,411 were approved. However, up to now there are no records of renewals by the benefited pieces of land, once the support period has ended, nor are there any approved applications from 2007 to 2010. This has happened even when most of the interviewees (58%) believe that the conservation, phytosanitary, fire protection and forest cover conditions are better than in the lands that have not been benefited, due to the assignment of program resources for land maintenance and conservation activities. Therefore, in order to reactivate the PSAH in these municipalities and other parts of the country in similar conditions, the Program should be more widely promoted and the amounts paid should be more competitive.

On the other hand, forest lands under a correct potential use promote the generation of SAs, since they favor water infiltration and nutrient circulation, due to their low density and high porosity, and their organic material reservoirs. The opposite happens in conflicted lands. Congruently, the results of this research suggest a dismissal of Hypothesis H

2: The forest lands

of the studied area maintain their fertility qualities when the land use is changed. When there has been a land use change, not only are there financial losses caused by the lack of forest cover, but also losses in terms of biodiversity, carbon and water capture, microclimate changes, dam sedimentation, among others. There will also be an impact in the soil characteristics, since its qualities are affected, and, consequently, so is its fertility. Producers perceive these variations; they mention that production may remain constant, in the best case scenario, or may decrease.

For the PSAH to be successful, it should take into account both the compensation of land rent and the benefits obtained from the productive activity they sustain, as well as the cost of environmental impacts that would be prevented if the land use change is not promoted (Pagiola and Platais, 2002). This study exclusively estimated the modifications of some of the physical and chemical soil qualities; however, we suggest that future research should evaluate other SAs (biodiversity and carbon and water capture), as well as the loss of soil nutrients in lands that have changed use. That would allow a more comprehensive evaluation, intended to pay owners a fair amount for forest resource conservation.


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tomadores de decisión del PSAH, ya que permite reorientar respuestas más apropiadas para la conservación, además de identificar la compensación más justa para quienes pretenden cambiar el uso de su tierra.

CONCLUSIONES

La renta de la tierra en Chignahuapan y Zacatlán, Puebla, estimada a través del costo de oportunidad para los usos agrícola y pecuario, fue de $1,829.50 ha-1 año-1, definida por el uso forestal; sin embargo, para este fue de $1,515.50 ha-1 año-1, obtenida por el uso pecuario. Por tanto, para evitar la deforestación por cambio de uso de la tierra a través del PSAH, debería pagarsele a los productores forestales un monto mínimo promedio de $1,516.50 ha-1 año-1 por la renta de sus tierras de conservación.

Los terrenos forestales sin conflicto de uso presentan características que los hacen más fértiles y productivos, y mantienen la funcionalidad de los bosques para la provisión de servicios ambientales. Al existir un cambio de uso en dichos terrenos, el impacto sobre las propiedades del suelo es evidente, debido a la pérdida de su productividad y fertilidad. Sus costos también deberían considerarse en el PSAH.

El mapa de conflictos generado fue una herramienta eficaz para analizar, de manera espacial, el uso actual y potencial de la tierra. Además, permitió seleccionar los sitios para encuestar a los grupos de productores (forestales, agrícolas y pecuarios); estimar la renta del uso de la tierra a través del costo de oportunidad; la construcción de la matriz de probabilidades de cambio de uso potencial a uso actual; y la evaluación de las modificaciones ocurridas en las propiedades del suelo por el cambio de uso. La matriz de probabilidades de cambio de uso constituye una herramienta de apoyo para realizar un estudio sobre la dinámica del cambio de uso de la tierra en los dos municipios considerados.

Finalmente, se plantea examinar la renta de la tierra de usos residenciales urbanos y rurales, los cuales compiten con los usos agrícola, forestal y pecuario; realizar una proyección para conocer la dinámica de los cambios con la finalidad de apoyar la generación de propuestas que susciten la conservación de los recursos forestales y eviten la deforestación y, por último, calcular los costos implicados en el cambio de uso en las propiedades del suelo y en los otros SA asociados.

AGRADECIMIENTOS

Al Fideicomiso Revocable de Administración e Inversión No.167304 para el Establecimiento y Operación de los Fondos para la Investigación Científica y Desarrollo Tecnológico del Centro Público del Colegio de Postgraduados, y a la LPI 01 (Manejo Sustentable de Recursos Naturales), por el financiamiento del trabajo de investigación.

Studying the impact of land use change over net incomes reached through the MCO of each activity was strengthened with the analysis of soil qualities, which showed that deforestation does not only imply changes or losses in the vegetation cover, but also variations of the physical and chemical soil qualities and of the soil itself. The information resulting from this research could be relevant for PSAH decision makers, since it lets them reorient answers which are more appropriate for conservation, as well as determine the fairest compensation for the owners that intend to change the use of their lands.

CONCLUSIONS

Land renting in Chignahuapan and Zacatlan, Puebla, estimated through the opportunity cost for agricultural and livestock uses, amounted to $1,829.50 ha-1 year-1, determined by forest use. However, the amount obtained for livestock use was $1,515.50 ha-1 year-1. Therefore, for the PSAH to avoid deforestation caused by the change in land use, an average rent of at least $1,516.50 ha-1 year-1 should be paid to forest producers for their conservation land.

Forest lands without conflicts regarding use have certain qualities that make them more fertile and productive, and maintain the functionality of forests for the provision of environmental services. Whenever such lands undergo a land use change, the impact on the soil is evident, since it becomes less productive and fertile. Their costs should also be accounted for in the PSAH.

The conflict map we generated was an efficient tool for spatially analyzing the current and potential uses of land. It also allowed us to choose where to survey the groups of producers (whether forest, agricultural or livestock producers); to estimate the rent of land use through the opportunity cost; to build a matrix of probabilities regarding change of land use, from potential use to current use; and to evaluate the changes in the land qualities caused by the change in land use. The matrix of probabilities constitutes a complementary tool when doing research on the dynamics of change of land use in both municipalities.

Finally, we suggest that the rent of land for both urban and rural residential use, which competes against the agricultural, forest and livestock uses, is examined; that the dynamics of change are projected, in order to promote the increase of proposals that give rise to the conservation of forest resources and avoid deforestation; and that the costs implied in the change of use in the land qualities and other related SAs is calculated.

ACKNOWLEDGEMENTS

I would like to thank the Fideicomiso Revocable de Administración e Inversión No.167304 para el Establecimiento y Operación de los Fondos para la


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EVALUACIÓN DE UNA PLANTACIÓN DE Pinus greggii Engelm. CON DOS ESPACIAMIENTOS

ASSESSMENT OF A Pinus greggii Engelm. PLANTATION WITH TWO DIFFERENT SPACINGS

H. Jesús Muñoz Flores1 , Víctor Manuel Coria Avalos1 , J. Jesús García Sánchez2,Efraín Velasco Bautista3 y Gabriel Martínez Molina4

RESUMEN

Las plantaciones forestales en la Sierra Purhépecha, Michoacán, presentan bajos incrementos en altura y diámetro; así como en supervivencia, debido a que se establecieron sin un objetivo específico, con una elección inadecuada de especies, densidades incorrectas en relación con la capacidad productiva de los terrenos, y carecen de seguimiento. La escasa información sobre el crecimiento y desarrollo de las plantaciones con especies exóticas motivó la realización del presente estudio, cuyo objetivo fue evaluar el desarrollo en diámetro, altura y supervivencia de una plantación de Pinus greggii establecida con dos espaciamientos 2.0 x 4.0 y 2.50 x 4.0 m, en terrenos de la Comunidad Indígena de Cheranástico, municipio Paracho, Michoacán en julio de 1999. El área se caracteriza por tener suelo Andosol, topografía ligeramente ondulada, pendiente del 5% y una altitud de 2,293 m. La planta fue producida en contenedores, con capacidad de 160 celdas. Para la preparación del terreno se realizó un barbecho a 30 cm de profundidad. Se utilizó un diseño experimental de bloques al azar con dos tratamientos y seis repeticiones, la unidad experimental estuvo constituida por 60 árboles. Los resultados a seis años, mostraron diferencias significativas entre tratamientos para las variables altura y diámetro, no así en supervivencia. Las densidades ensayadas permiten evaluar la variación del crecimiento y comportamiento de P. greggii para plantaciones agroforestales, y con base en la capacidad productiva del suelo se deberá emplear el espaciamiento de 2.0 x 4.0 m, en el cual se obtuvo un mejor crecimiento en altura y diámetro.

Palabras clave: Densidad en plantaciones, especies exóticas, evaluación de crecimiento, Pinus greggii Engelm., plantaciones agroforestales, supervivencia.

ABSTRACT

Forest plantations established in the Sierra Purhépecha, Michoacan, currently increase slowly in height and diameter, as well as in survival rates, because they were established without a specific objective, with an inappropriate choice of species, incorrect densities in relation to the productive capacity of lands and lack of follow-up. The limited information on growth and development of plantations with exotic species motivated the present study, aimed to assess the development in diameter, height and survival of a Pinus greggii, set at two different spacings, of 2.0 x 4.0 m and of 2.50 x 4.0 m. The plantation was established on lands that belong to the Indigenous Community of Cheranastico, Paracho municipality, Michoacan State, in July 1999, in Andosol soil, with a slightly undulating topography, a slope of 5% and an altitude of 2,293 m. The plant was grown in containers with a capacity of 160 cells. For the preparation of the land, fallow was conducted at 30 cm depth. Experimental design was a randomized block with two treatments and six replications; the experimental unit consisted of 60 trees. Results at six years showed significant differences among treatments for the height and diameter variables, but not in survival. The densities tested to assess the variation in growth and behavior of P. greggii for agroforestry plantations, and based on the productive capacity of the soil, must use the spacing of 2.0 x 4.0 m, which achieved better growth in height and diameter.

Key words: Density in plantations, exotic species, growth evaluation, Pinus greggii Engelm, agroforestry plantations, survival rate.

Fecha de recepción: 10 de junio de 2010Fecha de aceptación: 18 de abril de 2012

1 CE. Uruapan-CIRPAC-INIFAP. Correo-e: [email protected] Facultad de Agrobiología. Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo.3 CENID-COMEF. INIFAP.4 Programa Forestal. Colegio de Postgraduados.


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INTRODUCTION

Each year, 13 million hectares of the world’s forest surface disappear due to deforestation, although the net disappearance rate decreases thanks to plantations and to the natural expansion of forests. Their assessment provides a complete update on the use and management of forests, and shows that forest resources in many places are being destroyed or degraded at an alarming speed, even when there is progress in some other locations (FAO, 2005).

For the 2000 - 2005 period, the National Forest Commission (CONAFOR) highlights that Mexico reported an average deforestation rate of 314,000 ha year-1. The Report of the Assessment of Forest Resources of the World prepared with the Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI), determined that the tendency during the 1990’s was 401,000 ha a year, which undoubtedly represents a considerable difference (CONAFOR, 2005).

In the state of Michoacan, over 700,000 ha have been lost over the last two decades (Mas, 2003), despite the large extension of cold temperate forests and lower and medium rainforests that are still preserved –whose surface amounts to 2.2 million wooded hectares.

Since 1960, forest plantations have been developed in the state by different official institutions, mainly using species of the genus Pinus, Eucalyptus and Cupressus, with purposes that range from recovery to protecting areas with degraded soils, places where agricultural crops have been abandoned, zones of impoverished forests, leisure places close to the population and basins (Muñoz, 1997).

An alternative for solving the problem of deforestation has been the development of forest plantations that use native and exotic species. Pine plantations have given the best results in each locality, which is why there is a preference for local species over alien ones. Plantation spacing should allow a comprehensive use of the productive capacity of the soil and obtaining an output of 20 m3 ha-1 or higher (García et al., 2006).

Although it is not a very common practice in Mexico, learning the most convenient origins for each site is essential in forest plantation programs (Zobel and Talbert, 1994).

In order to implement forestation and reforestation programs currently in force in the country, a precise acknowledgement of the variation of each taxon is required, among other things, which will allow the introduction of adequate species and ecotypes to each plantation site. This way, there could be a database that reduces risks when introducing vegetable material and unapt specimens to a determined site, and would also serve for handling management in the forest resources conservation programs (Bermejo, 1980).

INTRODUCCIÓN

La superficie forestal mundial se reduce cada año en 13 millones de hectáreas a causa de la deforestación, aunque el ritmo de pérdida neta disminuye gracias a las plantaciones y la expansión natural de los bosques. Su evaluación proporciona una actualización completa sobre el uso y la gestión de los bosques y demuestra que mientras hay lugares que experimentan progreso, en muchos otros los recursos forestales están siendo destruidos o degradados a un ritmo alarmante (FAO, 2005).

La Comisión Nacional Forestal (CONAFOR) destaca que en el período 2000 - 2005, México registró una tasa promedio de deforestación de 314,000 ha año-1. En el Informe sobre la Evaluación de los Recursos Forestales en el Mundo, elaborado de forma conjunta con el Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI), se determinó que su tendencia durante la década 1990 - 2000 fue de 401,000 ha anuales, sin duda un importante cambio (CONAFOR, 2005).

En el estado de Michoacán, se han perdido más de 700,000 ha (Mas, 2003) en los últimos 20 años, a pesar de la gran extensión de bosques de clima templado frío y selvas tropicales bajas y medianas que aún conserva, y cuya superficie es de 2.2 millones de hectáreas arboladas.

En la entidad se han establecido plantaciones forestales a partir de 1960, por diferentes dependencias oficiales y con especies del género Pinus, Eucalyptus y Cupressus entre los más importantes, con objetivos que van desde la recuperación hasta la protección de áreas con suelos degradados, en lugares donde se han abandonado los cultivos agrícolas, zonas de bosques empobrecidos, lugares de esparcimiento cercanos a la población y en cuencas con fines de protección (Muñoz, 1997).

Para solucionar el problema de la deforestación, se ha recurrido a las plantaciones forestales con especies nativas y exóticas. Las de pino son las que mejores resultados han tenido en cada localidad, de tal manera que hay preferencia por las locales sobre las introducidas. Los espaciamientos de plantación deberán permitir el uso completo de la capacidad productiva del suelo y la obtención de rendimientos de 20 m3 ha-1 o mayores (García et al., 2006).

En los programas de plantaciones forestales es esencial conocer los orígenes o procedencias más convenientes para cada sitio, lo que no es práctica común en México (Zobel y Talbert, 1994).

Para llevar a cabo los programas de forestación y reforestación que actualmente se realizan en el país se requiere, entre otros aspectos, un reconocimiento preciso de la variación de cada taxón, lo que permitirá introducir especies y ecotipos adecuados a cada sitio de plantación. De esta manera, se podrá contar con una base de datos para reducir riesgos al introducir material

Muñoz et al., Evaluación de una plantación de...

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vegetal y procedencias no aptas a un sitio determinado, además de llevar a cabo el manejo en los programas de conservación de los recursos forestales (Bermejo, 1980).

Entre las decisiones que deben tomarse para realizar una forestación, una de las más relevantes es la selección del mejor espaciamiento inicial, el cual debe estar relacionado con el destino de la madera. Además, es evidente que el material genético, la calidad de sitio y el tratamiento silvícola tienen mucha influencia en la producción maderable. El segundo factor en importancia, para la determinación de la productividad de una masa forestal es la densidad del rodal, después de la calidad de sitio, y es el elemento principal que el silvicultor puede manejar durante el desarrollo de la misma (Daniel et al., 1982).

La elección del espaciamiento depende de variables como las exigencias biológicas de la especie elegida, características del sitio, estado de preparación del terreno, destino del producto (astillas, aserrío), distancia al mercado y cultivos asociados. Además, el conocimiento previo de los incrementos volumétricos y de la composición dasométrica de la masa, para distintas densidades iniciales de plantación, es condición necesaria para evaluar todas las alternativas y realizar la elección más conveniente para realizar un buen programa de plantaciones (Pujato y Marlatz, 1983).

Pinus greggii Engelm. ha mostrado altas tasas de crecimiento en altura y diámetro en ensayos genéticos o de selección de especie (Castellanos y Ruiz, 1993), así como un gran potencial para adaptarse a condiciones limitantes de humedad (Vargas y Muñoz, 1988). Estas características sugieren su incorporación a programas de reforestación para recuperar suelos degradados en diferentes partes de México y en plantaciones comerciales. Durante el año 2000, la especie ocupó el sexto lugar en producción de planta y reforestación en el país (Musálem y Martínez, 2003).

Colateralmente se debe considerar que un taxón introducido no debe utilizarse a gran escala, al menos que haya mostrado ser superior a las nativas en un periodo de tiempo considerable: hasta que los árboles logren dimensiones comerciales (Huchim, 1993).

Mas et al. (1983) muestran los resultados de cuatro experimentos de plantaciones forestales con seis especies del género Pinus y una de Fraxinus, con varios espaciamientos y tamaño inicial de plantas en el Campo Experimental Forestal “Barranca del Cupatitzio”, Uruapan, Mich. Los resultados no evidenciaron efectos significativos del espaciamiento inicial sobre el crecimiento en altura y diámetro, ni en la supervivencia de las diversas especies ensayadas.

García (1996) documenta la supervivencia de seis especies de Pinus promisorias para reforestación en la Sierra Purhépecha a una densidad de 1,089 árboles ha-1.

Among the decisions that need to be taken when reforesting, one of the most relevant is selecting the best initial spacing, which should be related to the destination of timber. Moreover, it is evident that the genetic material, the quality of the site and the forestry treatment have plenty of influence over timber production. The second important factor for determining the productivity of a forest cluster, after quality of the site, is the stand density, and it is the main element that the forester can handle during its development (Daniel et al., 1982).

Selecting spacing depends on variables such as the biological demands of the chosen species, the qualities of the site, the state of the land, the destination of the product (kindling, sawmill), the distance to the market and associated crops. Moreover, previous knowledge regarding the volume increments and dimensions of the stump at different initial plantation densities is necessary for evaluating all alternatives and make the most convenient choice for carrying out a successful plantation program (Pujato and Marlatz, 1983).

Pinus greggii Engelm. has shown high diameter and height growing rates in genetic or species selection assays (Castellanos and Ruiz, 1993), as well as a great potential for adapting to limited humidity conditions (Vargas and Muñoz, 1988). These evidences suggest the use of P. greggii in reforestation programs for recovering degraded soils in different parts of Mexico and in commercial plantations. During 2000, this species was in sixth place in plant production and reforestation in the country (Musálem and Martínez, 2003).

Collaterally, it should be considered that an exotic taxon should not be used at a large scale, unless it has proven to be superior to the native species in a considerable period–until trees reach their commercial dimensions (Huchim, 1993).

Mas et al. (1983) show the results of four experiments carried out on forest plantations with six species of Pinus and one of the Fraxinus, using diverse spacings and different initial dimensions of plants in the Barranca del Cupatitzio Forest Experimental Station, in Uruapan, Michoacan State. Their results did not evidence significant effects of initial spacing on growth in height and in diameter, nor on the survival of the diverse species that were studied.

García (1996) documents the survival of six species of Pinus that were promising for reforestation in the Sierra Purhépecha at a density of 1,089 trees ha-1.

Muñoz et al. (2009) analyzed the results of several Works with plantations of Pinus greggii in Michoacan. Fourteen years after plantation, the most outstanding species in terms of height were P. greggii (1.05 m year-1), P. herrerae Martínez (1.02 m year-1), and P. patula Schiede ex Schltdl. et Cham. (1.01 m year-1). They concluded that due to its growth


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Muñoz et al. (2009) analizaron los resultados de varios trabajos de plantaciones con Pinus greggii, en Michoacán. A 14 años, las especies más sobresalientes en incremento en altura fueron: P. greggii (1.05 m año-1), P. herrerae Martínez (1.02 m año-1) y P. patula Schiede ex Schltdl. et Cham. (1.01 m año-1). Concluyen que debido al crecimiento y adaptación de la especie a las condiciones edafo-climáticas de la entidad, se podría considerar como potencial para emplearse en el establecimiento de plantaciones forestales comerciales o agroforestales.

Descripción general de Pinus greggii Engelm.

Especie nativa de México (Martínez, 1948) parecida a P. patula, pero se diferencia por sus hojas cortas, derechas y gruesas; aunque pertenecen al mismo grupo botánico. Se le conoce como: “pino prieto” en Coahuila, “pino ocote” en Hidalgo, en los estados del norte como “pino garabatillo”, y en las poblaciones del centro como “ocote” u “ocote chino” (Eguiluz, 1978; Perry, 1991; Farjon et al. 1997).

Se desarrolla en climas con temperatura media de 16.8°C, con máximas extremas de 45°C y mínimas de -9°C. Los sitios con P. greggii en el norte de México son secos, con precipitación anual de 400 a 600 mm. Las procedencias del centro tienen una precipitación anual de 700 a 1,600 mm. En forma natural crece en las montañas de la Sierra Madre Oriental en altitudes de 1,300 a 3,000 m, y de 2,000 a 3,100 m; sin embargo, el intervalo altitudinal de distribución varía de acuerdo a los autores, que lo ubican de 1,200 a 2,700 m (Din, 1958; Eguiluz, 1978; Dvorak y Donahue, 1993). Habita en suelos delgados, de textura migajón areno-arcilloso, pedregosos, café rojizos y calizos, normalmente pobres en materia orgánica; y con pH casi neutro (Equiluz, 1978).

La madera de P. greggii se destina al aserrío, en su mayor parte, se usa para durmientes, pilotes para minas, vigas y postes para cercas, muebles y leña. La recomiendan para construcción, ebanistería, decoración de interiores, lambrín y duelas para cielos rasos (Eguiluz, 1978; De la Paz, 1981; Dvorak, 1996).

El objetivo del presente trabajo fue evaluar el crecimiento en diámetro, altura y supervivencia de una plantación de Pinus greggii a la edad de seis años en terrenos de la Comunidad Indígena de Cheranástico, municipio Paracho, Michoacán.


El área de estudio se ubica en la localidad de Cheranástico, municipio Paracho, Michoacán, en el km 18 de la carretera federal Carapan-Playa Azul. Su posición geográfica es 19°42’74.3” latitud norte y 102°00’89.5” longitud oeste

and adaptation to the edafoclimatic conditions of the state, this species could be potentially considered to be used in the establishment of commercial or agroforestry plantations.

General description of Pinus greggii Engelm.

It is species native to Mexico (Martínez, 1948), similar to P. patula, but distinguished by its short, straight and thick leaves, although both belong to the same botanic group. It is known in Coahuila State as “pino prieto”, in Hidalgo State as “pino ocote”, in the Northern states as “pino garabatillo”, and in the central Mexico as “ocote” or “ocote chino” (Eguiluz, 1978; Perry, 1991; Farjon et al., 1997).

It is found in climates with an average temperature of 16.8°C, with an extreme maximum of 45°C and a minimal of 9°C. Places in Northern Mexico with P. greggii are dry, with an annual precipitation of 400 to 600 mm. The sites in the center with this species have an annual precipitation of 700 to 1,600 mm. It grows naturally in the Sierra Madre Oriental, at altitudes of 1,300 to 3,000 m, and of 2,000 to 3,100 m. However, the altitude distribution interval is different, depending on the authors, which locate it from 1,200 to 2,700 m (Din, 1958; Eguiluz, 1978; Dvorak and Donahue, 1993). It inhabits thin soils, which have a sandy clay loam texture, are stony, red-brown and have limestone; they are usually poor in terms of organic material, and have an almost neutral pH (Equiluz, 1978).

The timber from P. greggii is destined for sawmills, and is mostly used for wooden sleepers, mining piles, beams and posts for fences, furniture and firewood. It is recommended for construction, cabinetmaking, interior decoration, furring and boards for flat ceilings (Eguiluz, 1978; De la Paz, 1981; Dvorak, 1996).

The purpose of this study was to assess the growth in diameter and height, and the survival rate of a six year old plantation of Pinus greggii, located in lands which belong to the Comunidad Indígena de Cheranástico, municipio Paracho, Michoaca State.


The area of study is located in Cheranástico, in the municipality of Paracho, Michoacan, at km 18 of the federal road Carapan-Playa Azul. Its geographical position is 19°42’74.3” North latitude, and 102°00’89.5” West longitude, at an altitude of 2,293 m. The prevailing climate corresponds to type C (w

2) b(i)g: temperate with summer rains. Soil is Andosol, with a

slightly undulated topography, has a northeast exposition and a slope below 5% (DETENAL, 1974).


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y a una altitud de 2,293 m. El clima que prevalece en el área corresponde al tipo C (w

2) b(i)g: templado con lluvias en

verano. El suelo es Andosol, con una topografía ligeramente ondulada, exposición noreste y pendiente menor al 5 % (DETENAL, 1974).

La plantación se realizó el 15 de julio de 1999, originalmente era parte de una plantación agroforestal con producción de madera-cultivo agrícola. La especie forestal utilizada fue Pinus greggii y el primer año se sembraron fríjol y haba como componentes agrícolas. La plantación se hizo a marco real con dos espaciamientos: 2.0 x 4.0 y 2.50 x 4.0 m, en una superficie experimental de aproximadamente una hectárea.

Las plantas de P. greggii se produjeron en el vivero “El Copal” perteneciente a la Asociación de Permisionarios Forestales de la Meseta Tarasca. La semilla procedía de Jacala, Hidalgo, y se utilizaron contenedores (Kopper block) con una capacidad de 160 celdas. A la edad de 9 meses, los individuos tenían una altura de 28 cm.

La preparación del terreno consistió en un barbecho a una profundidad de 30 cm; posteriormente, se procedió a la plantación con el sistema “pico de pala”, que consiste en hacer hoyos con una pala de punta a una profundidad igual a la planta producida en la charola (28 cm).

La toma de datos se realizó durante los primeros seis años. La primera evaluación se hizo al inicio de la plantación y las siguientes a los 4, 12, 19, 23, 48 y 72 meses. Las variables registradas fueron la altura total (m), el diámetro normal (cm) y la supervivencia.

A cada individuo se le midió su altura total con un estadal de 6 m, considerándola desde la base hasta la punta de la copa. Para el diámetro normal se usó una cinta diamétrica de 5 m, Weiss modelo 283D 5m.

La supervivencia se obtuvo mediante un conteo directo de los individuos vivos y muertos en la unidad experimental. La variable de interés fue el cociente resultante del número de árboles vivos, respecto al total de individuos en la unidad experimental.

Diseño experimental

Se utilizó un diseño experimental de bloques completos al azar, cuyos tratamientos estuvieron determinados por los dos espaciamientos de la plantación (2.0 x 4.0 m y 2.50 x 4.0 m). La unidad experimental consistió en un conjunto de 60 árboles,

The plantation was made on July 15th, 1999 on a square design about one hectare, and was originally a part of an agroforestry plantation for timber and for agricultural crops production. Pinus greggii was planted, and during the first year, crops consisted on beans and broad beans. Two different spacings were included: 2.0 x 4.0 and 2.50 x 4.0 m.

P. greggii seedlings were produced in the El Copal nursery, which belongs to the Asociación de Permisionarios Forestales de la Meseta Tarasca. Seeds came from Jacala, Hidalgo, and containers (Kopper block) with a 160 cell capacity were used. At 9 months, the individuals were 28 cm tall.

The preparation of the land consisted in a 30 cm deep fallow. Afterwards, the plantation was made byusing the pico de pala system, which consists in making holes with a sharp shovel at a depth that equals the plant produced in the tray (28 cm).

Data were collected during the first six years. The first assessment was performed at the beginning of the plantation, and the following were 4, 12, 19, 23, 48 and 72 months later. The registered values were total height (m), normal diameter (cm), and survival rate.

Total height of each individual was measured using a 6 m height measuring pole, from the base to the top of each tree. For calculating the normal diameter, a 5 m Weiss model 283D 5 m diametric tape was used.

The survival rate was calculated by directly counting both death and living individuals within the experimental unit. The variable of interest was the quotient resulting from the number of living trees, in relation to the total of individuals in the experimental unit.

Experimental design

An experimental design of complete random blocks was used. Their treatments were determined by the two different spacings in the plantation (2.0 x 4.0 m and 2.50 x 4.0 m). The experimental unit consisted of a group of 60 trees, and six replications were considered. Thus, a total 360 plants was assessed in each treatment.

The statistical model is the following (Martínez, 1988):

Where:

= Observation of the variable of interest (diameter, height, survival rate) of the i-th treatment in the j-th block.

= General median


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= Effect of the i-th treatment, i = 1, 2.

= Effect of the j-th block, j = 1, 2, ...,6.

Data were analyzed using the Statistical Analysis System package (SAS, v8). Since significant differences were observed between both treatments (p≤ 0.05), Tukey’s range test was performed. In order to stabilize the variance for the statistical analysis of the survival rate, percentage values were transformed using the “arc sine” function.

Additionally, a comparison of the growth in height and diameter with plantations of other species established at a similar density and in edafoclimatic conditions similar to those of the Sierra Purhépecha was made.


The results of the variables height, diameter and survival rate six years after the establishment of the plantation, as well as the average annual increases in total average height and diameter, are summarized in Table 1.

Regarding the average height at age six, highly significant differences between both treatments were found, with a significance level of 0.01%. The variation coefficient was 1.77%, which is considered to be acceptable, since it shows the homogeneity of data (Table 1).

In the 2.0 x 4.0 m spacing, an average height of 7.38 m was recorded, and in the 2.50 x 4.0 m spacing, it was of 6.95 m, which represents a difference in height of 0.44 m in favor of the first treatment.

When comparing the total average heights within the same species and between treatments, it increased as the distance between trees was reduced, which corresponds to a plantation density of 1,250 trees ha-1 in the 2 x 4 m spacing, since they get stressed due to the competition between tree tops and their entanglement, which causes a competition for light, water and nutriments.

y se consideraron seis repeticiones. Por lo tanto, en total se evaluaron 360 plantas por tratamiento.

A continuación se anota el modelo estadístico (Martínez, 1988):

Donde: = Observación de la variable de interés (diámetro, altura y supervivencia) del i-ésimo tratamiento en el j-ésimo bloque.

= Media general.

= Efecto del i-ésimo tratamiento, i = 1, 2. = Efecto del j-ésimo bloque, j = 1, 2, ...,6.

El análisis de la información se llevó a cabo en el paquete Statistical Analysis System (SAS, v8). Cuando se obtuvieron diferencias significativas entre tratamientos (p≤ 0.05), se procedió a realizar la prueba de comparación de medias de Tukey. Con el fin de estabilizar la varianza para el análisis estadístico de la variable supervivencia los valores porcentuales fueron transformados mediante la función “arcoseno”.

Adicionalmente, se hizo una comparación del incremento en altura y diámetro con plantaciones de otras especies establecidas a una densidad similar y en condiciones edafo-climáticas parecidas a las de la Sierra Purhépecha.


Los resultados de las variables altura, diámetro y supervivencia a la edad de seis años de establecida la plantación; así como los incrementos medios anuales en altura total y diámetro medio se resumen en el Cuadro 1.

Espaciamientos Altura total (m) Diámetro normal

(cm)

Supervivencia

(%)

IMAA

(m año-1)

IMAD

(cm año-1)

2.00 x 4.0 m 7.38 a 12.37 a 61.78 a 1.23 2.062.50 x 4.0 m 6.95 b 11.66 b 52.80 a 1.15 1.94

C.V. (%) 1.77 3.48 12.17

Cuadro 1. Datos promedio de las variables evaluadas y los incrementos logrados en una plantación de Pinus greggii Engelm. a la edad de seis años.

Table 1. Average data of the evaluated variables and the increases achieved in a plantation of Pinus greggii Engelm. at age six.

Las medias seguidas por la misma letra no difieren significativamente entre sí, con un nivel de confiabilidad del 95%, de acuerdo al ANOVAMedians followed by the same letter do not significantly differ among each other. The reliability level is 95%, according to ANOVA


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Con respecto a la altura promedio a los seis años, se determinaron diferencias altamente significativas entre tratamientos, con un nivel de significancia del 0.01%. El coeficiente de variación fue de 1.77%, que se considera aceptable, ya que muestra la homogeneidad de los datos (Cuadro 1).

En el tratamiento 2.0 x 4.0 m se registró una altura media de 7.38 m y en el espaciamiento 2.50 x 4.0 m de 6.95 m, que corresponde a una diferencia en altura de 0.44 m, a favor del primer tratamiento.

Al comparar las alturas totales promedio dentro de la misma especie y entre tratamientos, esta fue mayor conforme se redujo la distancia de los árboles, que corresponde a una densidad de plantación de 1,250 árboles ha-1 del espaciamiento de 2 x 4 m, ya que al iniciar la competencia entre la copa de los árboles, por efecto de su entrecruzamiento, se estresan, lo que provoca competencia por luz, agua y nutrimentos.

Durante los meses de medición, el aumento en altura entre los dos tratamientos se diferenció, de tal manera que a partir de los 48 meses con el menor espaciado (2.0 x 4.0 m) el crecimiento fue mayor, debido a que a esta edad se presentó la competencia por los requerimientos antes mencionados; así como, por el espacio físico de crecimiento entre la copa de los árboles (Figura 1). En cuanto al espaciamiento de 2. 50 x 4.0 m continuó con su crecimiento normal, en respuesta a la falta de competencia, ya que la densidad de plantación fue menor. En la última medición, a los 72 meses, se presentó un crecimiento menor con respecto al otro tratamiento, el cual tuvo mayor densidad de plantación (Figura 1). El efecto fue altamente significativo entre tratamientos, para la variable altura.

Estos resultados concuerdan con los de Crechi et al. (1992), quienes evaluaron 10 densidades de plantación para P. taeda L. de 625 hasta 4,444 plantas ha-1 y constataron un efecto altamente significativo de la densidad de plantación sobre todas las variables consideradas. En un ensayo con Grevillea robusta A. Cunn. ex R. Br. se comprobó la existencia de menor altura en los individuos, a los 3 y 7 años, cuando son plantados con densidades bajas (Fassola et al., 2004). Sin embargo, difieren de los citados por Fahler et al. (1986), Fernández et al. (1991) y Crechi et al. (1996), quienes no observaron efecto significativo sobre la variable altura.

Al comparar la altura media de P. greggii con lo registrado por García (1996), en plantaciones de P. pseudostrobus Lindl. a los 5.8 años, con una altura de 5.84 m y la supera ampliamente con una diferencia en altura de 1.55 m, por lo que resulta ser una especie promisoria para emplearse en trabajos de plantaciones forestales comerciales y de restauración en gran parte del estado de Michoacán.

During the months of measurement, the increase in height between both treatments differentiated; therefore, in the smaller spacing (2.0 x 4.0 m), growth was higher after the 48th month, since the competition for the requirements mentioned above began at this age, and due to the physical growing space between tree tops (Figure 1). Regarding the 2.50 x 4.0 m spacing, growth continued normally since there was no competition because the population density was lower. During the last measurement, at 72 months, growth was lower in contrast with the other treatment, which had a higher plantation density (Figure 1). The effect between treatments was highly significant, in terms of height.

These results match those of Crechi et al. (1992), who evaluated 10 plantation densities for P. taeda L., which ranged from 625 to 4,444 plants ha-1, and confirmed a highly significant effect of plantation density over all the considered variables. In an assay done to a population of Grevillea robusta A. Cunn ex R. Br., it was confirmed that individuals grow less in height, when measured at ages 3 and 7, if the density is low (Fassola et al., 2004). However, they differ to those cited by Fahler et al. (1986), Fernández et al. (1992) and Crechi et al. (1996), who did not observe a significant effect on height.

When comparing the average height of P. greggii with the data reported by García (1996), in plantations of P. pseudostrobus Lindl. at age 5.8, with a height of 5.84 m, it widely exceeds it with a difference in height of 1.55 m. Therefore, it turns out to be a promising species for commercial forestry and restoration plantations in a large part of the state of Michoacan.

In both treatments, the height of trees increased with age. The behavior was very similar en both cases (figures 2 and 3).

A regression model was adjusted to describe this trend. In the case of treatment 1, Table 2 shows the variability analysis and the estimated parameters. It was observed that the coefficient of determination is 99%, and the variables age and square age were significant.

Given these conditions, the regression model was determined as follows, and Table 3 provides a summary of results.

Height = (0.06425) Age + (0.00057526) Age2

For treatment 2, the resulting regression model was the following:

Height = (0.06226) Age + (0.00052039) Age2

Tables 4 and 5 report the analysis of variability and the regression values.

When the estimated parameters of both models are observed, the conclusion is that the age related behavior was


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Figura 1. Crecimiento en altura de la plantación de Pinus greggii Engelm. con dos espaciamientos a la edad de seis años.

Figure 1. Growth in height of the six year old plantation of Pinus greggii with two different spacings.

En los dos tratamientos, la altura de los árboles se incrementó con la edad. El comportamiento fue muy similar es ambos casos (figuras 2 y 3).

Figura 2. Comportamiento de la altura en función de la edad para el tratamiento 1 (2 x 4 m).Figure 2. Behavior in terms of height related to age for treatment 1 (2 x 4 m).

similar in both treatments. Likewise, the probability values for F and T are quite small (below 0.05), so the statistical test is convincing, and both the age and the square age provide a good explanation of the height related behavior.


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Figura 3. Comportamiento de la altura en función de la edad para el tratamiento 2 (2.5 x 4 m).

Figure 3. Behavior in terms of height related to age for treatment 2 (2.5 x 4 m).

Se ajustó un modelo de regresión para describir esta tendencia. Para el caso del tratamiento 1 en el Cuadro 2 se presentan el análisis de varianza y los parámetros estimados. Se observa que el coeficiente de determinación es del orden del 99% y que la variable edad y la edad al cuadrado resultaron significativas.

Fuente de variación Grados de libertad Suma de cuadrados Cuadrados medio Valor de F Prob. F

Modelo 2 500.83 250.41 2140.56 < 0.0001Error 36 4.21 0.11

Total 38 505.05 R2=0.9917

En estas condiciones el modelo de regresión quedó como se indica a continuación y en el Cuadro 3 se resumen los resultados.

Altura = (0.06425) Edad + (0.00057526) Edad2

Variable Grados de libertad Parámetro estimado Error estándar Valor de t Prob. T

Edad 1 0.06425 0.00511 12.58 < 0.0001

Edad2 1 0.00057526 0.00008278 6.95 < 0.0001

Cuadro 2. Análisis de varianza y parámetros estimados para el tratamiento 1.Table 2. Variability analysis and parameters estimated for treatment 1.

Cuadro 3. Resultados del modelo de regresión utilizado y parámetros estimados para el tratamiento 1.Table 3. Results of the regression model used and parameters estimated for treatment 1.

Given the average diameter data six years after plantation, a variability analysis was performed. Results indicated that there are significant differences in both treatments, at a significance level of 0.05%. The coefficient of variation (3.48%) is considered to be acceptable, since it proves the homogeneity of field data (Table 1).

The highest diameter value was achieved in the 2.0 x 4.0 m spacing, its median diameter being 12.37 cm, which was significantly higher to that of the 2.50 x 4.0 m, its mean diameter being 11.66 cm. The difference is 0.71 cm, favorable for the smallest spacing (2.0 x 4.0 m).


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Para el tratamiento 2, el modelo de regresión resultante fue:

Altura = (0.06226) Edad + (0.00052039) Edad2

En los cuadros 4 y 5 se consignan el análisis de varianza y los valores de la regresión.

Fuente de variación

Grados de libertad

Suma de Cuadrados Cuadrados Medio Valor de F Prob. F

Modelo 2 451.46 225.73 2179.94 < 0.0001Error 44 4.55 0.10Total 46 456.02 R2=0.9900

Variable Grados de libertad Parámetro estimado Error estándar Valor de t Prob. T

Edad

Edad2

1

1

0.06226

0.00052039

0.00459

0.00007478

13.57

6.96

< 0.0001

< 0.0001

Al observar los parámetros estimados de ambos modelos, se concluye que el comportamiento de edad fue similar en los dos tratamientos. Así mismo, los valores de probabilidad para F y para T son muy pequeños (menores del 0.05), por lo que las pruebas estadísticas son contundentes, entonces, tanto la edad como la edad al cuadrado explican bien el comportamiento de la altura.

Con los datos de diámetro promedio a los seis años de establecida la plantación, se realizó un análisis de varianza. Los resultados indicaron que existen diferencias significativas entre los dos tratamientos, a un nivel de significancia del 0.05%. El coeficiente de variación (3.48%) se considera aceptable, ya que demuestra la homogeneidad de los datos de campo (Cuadro 1).

El mayor valor diamétrico se logró con el espaciamiento 2.0 x 4.0 m, con un diámetro medio de 12.37 cm, que fue superior significativamente al espaciamiento 2.50 x 4.0 m, con un diámetro medio de 11.66 cm, que corresponde a una diferencia de 0.71 cm a favor del menor espaciamiento de 2.0 x 4.0 m.

Los valores aquí documentados concuerdan con los registros de Crechi et al. (1992), quienes al evaluar 10 densidades de plantación para P. taeda (625 hasta 4,444 plantas ha-1) constataron un efecto altamente significativo de la densidad de plantación sobre todas sus variables evaluadas.

Sin embargo, difieren de Fahler et al. (1986) cuyos resultados revelaron que el DAP a los 8 años en una plantación

Cuadro 4. Análisis de varianza y parámetros estimados para el tratamiento 2.Table 4. Variability analysis and parameters estimated for treatment 2.

Cuadro 5. Resultados del modelo de regresión utilizado y parámetros estimados para el tratamiento 2.Table 5. Results of the regression model used and parameters estimated for treatment 2.

The values reported here are consistent with those recorded by Crechi et al. (1992), who assessed 10 different plantation densities for P. taeda (from 625 to 4,444 plants ha-1) and verified that plantation density has a highly significant effect on all the assessed variables.

However, they differ from those reported by Fahler et al. (1986), which revealed that DAP decreases eight years after having planted P. taeda with nine different densities if the number of trees ha-1 increases. Likewise, Mas et al. (1983) studied six species of Pinus and one of Fraxinus sp., using different spacings, and found a lack of significant effects of initial spacing on growth in height and diameter, and in survival rate.

Given the average survival data, the next step was to perform a variability analysis which resulted in non-significant differences among the assessed treatments (0.01%). The coefficient of variation was 12.17%, which is acceptable because of the low variability of field data (Table 4).

The general survival index of the assessed experimental units was 57.29% (6 years after plantation); the interval varied from 52.80 to 61.78%. Survival may be prone to increase, as long as mortality causes are prevented.

Six years after plantation, 57.29% of all the trees planted initially in both treatments survived. Likewise, there were no significant differences related to spacing (Figure 4).

These results are consistent with those reported by Mas et al. (1983), in which the initial spacing did not have a significant effect on the survival rate of the different species studied. However, they differ from the results reported by Crechi et al. (1992) and Crechi et al. (1996), who point out a highly significant effect of the plantation density over the survival rate.


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de P. taeda con nueve densidades disminuye al elevarse el número de árboles ha-1. Así como con Mas et al. (1983) autores que consignan para seis especies de Pinus y una de Fraxinus sp., con varios espaciamientos; la falta de efectos significativos del espaciamiento inicial sobre el crecimiento en altura, diámetro y en la supervivencia.

Con los datos de la supervivencia promedio, se procedió a realizar el análisis de varianza sin que se obtuvieran diferencias significativas entre los tratamientos probados, con un nivel de significancia del (0.01%). El coeficiente de variación fue de 12.17%, aceptable por la poca variabilidad de los datos de campo (Cuadro 4).

El índice de supervivencia general de las unidades experimentales evaluadas fue de 57.29% (a los 6 años de establecimiento), el intervalo varió de 52.80 y 61.78%. La supervivencia puede ser susceptible de incrementarse, en la medida que se prevengan las causas de mortandad.

Del total de árboles plantados inicialmente, a los seis años del establecimiento sobrevivió 57.29%, de los dos tratamientos. De igual forma no hubo diferencia significativa entre los espaciamientos (Figura 4).

Figura 4. Supervivencia en porcentaje de la plantación de Pinus greggii Engelm. establecida con dos espaciamientos, a la edad de seis años.

Figure 4. Survival rate (%) at age six of the Pinus greggii Engelm. plantation established with two different spacings.

The decrease in the number of trees ha-1 was mainly due to the damage caused by moles (Geomys bursarius Shaw), which destroyed 25% of the population. García and Aguilar (1996) state that the decrease trend of the plants attacked by such rodent is one of the main causes of death in forest plantations in Michoacan.

P. greggii was produced in a nursery using a technical tray system, which caused an estimated death rate of 12% during the first months of the plantations, since the plants produced in such a way have a lower survival rate than those produced in containers. Results are consistent with those of Cano (1998), whose seedling survival rate 30 days after transplantation into the field was 100% for plants grown using the traditional system, and 81% for those grown using the technical system.

In both production systems, survival rate in field was lower in later samplings, in contrast with the first assessment. However, the tendency remained the same: it was higher in vegetable material produced using the traditional system. Three months after planting, its survival rate was 91% vs 61% of the material produced with the technical system, and 72% vs 20% five months after planting. In the case of P. greggii (Figure 5), 5.23% of mortality can be attributed to the lack of care taken from the moment the plant leaves the nursery to the moment of plantation.


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Estos resultados concuerdan con los dos de Mas et al. (1983) en los que la supervivencia tampoco se apreció ningún efecto significativo del espaciamiento inicial sobre la supervivencia en las diversas especies ensayadas. Aunque difieren de Crechi et al. (1992) y Crechi et al. (1996), quienes citan un efecto altamente significativo de la densidad de plantación sobre la supervivencia.

La reducción del número de árboles ha-1 se debió, principalmente, a los daños causados por tuzas (Geomys bursarius Shaw), pues se perdió hasta 25% de la población. A su vez, García y Aguilar (1996) afirman que la tendencia en la disminución de las plantas atacadas por este roedor es uno de los principales problemas de mortalidad en las plantaciones forestales establecidas en Michoacán.

La producción en vivero de P. greggii se hizo en el sistema tecnificado de charolas, lo cual originó una mortandad estimada en 12 %, durante los primeros meses de establecida la plantación, ya que las plantas producidas de esa forma tienen menor supervivencia que las de envase. Los resultados son coincidentes con lo de Cano (1998), cuya supervivencia de plántulas a los 30 días de trasplantados en el campo, para las plantas obtenidas bajo el sistema tradicional fue de 100 %; mientras que las del método tecnificado tan solo alcanzó 81 %.

En ambos sistemas de producción, la supervivencia en campo se redujo en los muestreos posteriores, con respecto a la primera evaluación; sin embargo, se mantuvo la tendencia a ser superior en el material vegetal producido en el sistema tradicional, ya que sus valores fueron de 91% vs 61% en el tecnificado, a los 3 meses y de 72% vs 20% a los cinco meses de plantadas. A la falta de cuidados que debe tener la planta, desde que sale del vivero hasta el momento de su plantación se le atribuye 5.23 % de la mortandad en la plantación de P. greggii (Figura 5).

A la edad de seis años, la supervivencia de P. greggii en los dos espaciamientos fue de 52.80 y 61.78%, respectivamente, aceptable en comparación con las coníferas promisorias para reforestaciones en la Sierra Purhépecha, ya que solo es superada por P. douglasiana y P. montezumae (García, 1996).

Estado fitosanitario de la plantación. En general fue sano (88%), con 12% de los individuos estaban infectados por la mariposa resinera (Dioryctria sp.), debido a que el propietario de la plantación realizó algunas podas sin considerar la mejor época, ni la forma y herramientas adecuadas para realizarlas.

Incremento medio anual en altura (IMAA)

El incremento medio anual en altura (IMAA), a los seis años, presentó valores que van de 1.15 y 1.23 m año-1, los cuales no sugieren diferencias importantes entre sí; sin embargo, denota un buen ritmo de crecimiento en altura, ya que a una densidad similar tuvo los valores más grandes a los máximos registrados

Figura 5. Mortalidad en porcentaje (%) de la plantación de Pinus greggii Engelm. establecida con dos espaciamientos a la edad de seis años en Cheranástico, municipio Paracho, Michoacán.

Figure 5. Death rate (%) at age six of the Pinus greggii Engelm. plantation established with two different spacings in Cheranástico, Paracho municipality, Michoacan.

At age six, the survival rate of P. greggii in both spacings was 52.80 and 61.78%, respectively. Such rate is acceptable, in contrast with that of the promising conifers used for reforestation in Sierra Purhépecha, since it is only exceeded by that of P. douglasiana and P. montezumae (García, 1996).

Phytosanitary state of the plantation. In general terms it was healthy (88%), but 12% of individuals were infected by a pest of Dioryctria sp., because the owner pruned them without taking into consideration which was the best season, what shape he should give them and which were the adequate tools.

Average Annual Height Growth (IMAA)

The average annual height growth (IMAA, for its Spanish acronym), at six years, showed values that range from 1.15 to 1.23 m year-1, which are not considerably different from each other. However, it does represent a good height growth rate, since, at a similar density, it showed the highest values in contrast with the maximum growth values recorded in plantations established in the Sierra Purhépecha, which are 1.03 m year-1 for P. patula, 1.07 m year-1 for P. pseudostrobus, 0.88 m year-1 for P. douglasiana and 1.05 m year-1 for P. herrerae (García, 1996).

It should be said that P. patula and P. greggii are both alien species. When compared to each other, the results of the latter widely exceed those of the first at similar densities (García, 1996).


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en plantaciones establecidas en la Sierra Purhépecha, que son de 1.03 m año-1 para P. patula, de 1.07 m año-1 en P. pseudostrobus, 0.88 m año-1 en P. douglasiana y 1.05 m año-1 para P. herrerae (García, 1996).

Cabe mencionar que P. patula y P. greggii son especies exóticas en la región y al compararlas entre sí, esta última superó ampliamente los resultados con densidades similares (García, 1996).

Incremento medio anual en diámetro (IMAD)

Los resultados del IMAD, a la edad de seis años, para P. greggii, fluctúan de 1.94 a 2.06 cm año-1, y denotan buen incremento, con respecto al de otras nativas y una exótica empleadas en plantaciones forestales en la Sierra Purhépecha donde P. herrerae, P. patula, y P. pseudostrobus presentan un IMAD de 2.1, 1.8 y 1.5 cm año-1, respectivamente (García, 1996).

Los resultados del crecimiento en altura y diámetro, así como en supervivencia, muestran el potencial de P. greggii para utilizarse en plantaciones con fines agroforestales y comerciales en condiciones edafo-climáticas similares a las obtenidas de la Sierra Purhépecha, información que se confirma con lo registrado por Muñoz et al. (2009).

CONCLUSIONES

El efecto del espaciamiento sobre el crecimiento en altura exhibió una diferencia altamente significativa entre los dos tratamientos, y en el espaciamiento menor (densidad de 1,250 árboles ha-1) los árboles presentaron una mayor altura.

El crecimiento en diámetro fue superior en el espaciamiento 2.0 x 4.0 m, con diferencias significativas respecto al espaciamiento 2.50 x 4.0 cm.

El índice de supervivencia general de la plantación fue de 57.29 % a los seis años de su establecimiento, el cual se podría incrementar si se emplea planta de calidad producida en el sistema tradicional y mejores medidas de control de las tuzas.

El IMAA de P. greggii denota un buen ritmo de crecimiento en altura, ya que a una densidad similar superó a los valores máximos registrados por diferentes especies promisorias para reforestaciones en la Sierra Purhépecha.

El IMAD de P. greggii es mayor, respecto a otras especies consideradas de rápido crecimiento, tanto nativas como introducidas en el estado de Michoacán.

Al considerar la capacidad productiva del suelo, además de la densidad de plantación se deberá emplear el

Average Annual Diameter Growth (IMAD)

The results of the IMAD (for its Spanish acronym) of P. greggii at the age of six range from 1.94 to 2.06 cm year-1, which is a positive increase in relation to that of the other native and of one exotic used in forest plantations in Sierra Purhépecha, where P. herrerae, P. patula, and P. pseudostrobus had an IMAD of 2.1, 1.8 and 1.5 cm, respectively (García, 1996).

The results of growth in height and diameter, as well as in terms of survival rate, show the potential of using P. greggii in plantations with agroforestry and commercial purposes in edafoclimatic conditions similar to those found in the Sierra Purhépecha. The records of Muñoz et al. (2009) confirm such information.

CONCLUSIONS

The effect of spacing on height growth showed a highly significant difference in both treatments, and in the smaller spacing (density of 1,250 trees ha-1) trees showed a greater growth in height.

The growth in diameter was greater in the 2.0 x 4.0 m spacing, with significant differences when compared to that in the 2.50 x 4.0 cm spacing.

The general survival rate of the plantation after the first six years was 57.29%, which could increase if quality plants produced with the traditional system were used, and better measures for controlling moles were implemented.

The IMAA of P. greggii denotes a good height growth rhythm, since at a similar density it exceeded the maximum registered values of different promising reforestation species in Sierra Purhépecha.

The IMAD of P. greggii is greater, in contrast with other fast growing species that were considered, whether native or introduced to the state of Michoacan.

When considering soil productive capacity, the 2.0 x 4.0 m spacing should be used, apart from the plantation density, since this spacing resulted in a better development of both height and diameter.



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espaciamientos de 2.0 x 4.0 m, el cual presentó un mejor desarrollo en altura y diámetro.

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MODELO PARA DETERMINAR CALIDAD DE SITIO A EDADES

TEMPRANAS DE CUATRO ESPECIES TROPICALES

A MODEL TO DETERMINE SITE QUALITY AT EARLY STAGES OF FOUR TROPICAL SPECIES

Jesús Gustavo Salazar García1, Olga Santiago Trinidad 2, Vicente Sánchez Monsalvo 2, Carlos Monroy Rivera 2 y Edgar Couttolenc Brenis 2

RESUMEN

Contar con un instrumento que permita evaluar la calidad de sitio de las plantaciones forestales a edades tempranas es de gran utilidad para tomar decisiones que permitan el buen manejo de las plantaciones forestales comerciales., lo que cobra importancia, en particular, ahora que se están plantando grandes superficies con taxa tropicales en los que se tiene poca experiencia acumulada. En la actualidad, solo es factible hacer una evaluación preliminar de las calidades de sitio a partir datos de desarrollo no cercanos al turno de las plantaciones, ya que, la mayoría de ellas son jóvenes, las más antiguas tienen 10 años. El presente trabajo tuvo como objetivo estimar la calidad de sitio en la etapa temprana de desarrollo, mediante un modelo exponencial que mejor represente la relación altura/edad, de Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Gmelina arborea y Tectona grandis en el estado de Veracruz, con los datos obtenidos de la evaluación de 29 proyectos de plantaciones forestales comerciales del año 2000 al 2004. Se consideraron dos modelos: el exponencial y el de asociación exponencial. El que tuvo el mejor ajuste fue el primero; por lo tanto, este se utilizó para obtener la familia de ecuaciones a partir de las cuales se generó la familia de curvas anamórficas. Las cuatro ecuaciones desarrolladas permiten evaluar en forma aproximada la calidad de los sitios en las plantaciones forestales comerciales jóvenes de las especies seleccionadas.

Palabras claves: Calidad de sitio, Cedrela odorata L., Gmelina arborea Roxb., productividad de plantaciones, Swietenia macrophylla King, Tectona grandis L. f.

ABSTRACT

To count with a tool that allows the assessment of site quality of forest plantations at early stages is very useful for decision making in order to apply a good management for commercial forest plantations, which have become more important now a days when great areas are being planted with tropical taxa, about which there is little accumulated experience. At present it is only possible to make preliminary assessments of site qualities from development data not near the shift of plantations, since most of them are young and the eldest are 10 years old. The aim of the actual work was to estimate site quality at early stages, through an exponential model that best represents the height/age relation of Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Gmelina arborea and Tectona grandis in Veracruz state, with the data obtained from the assessment of 29 projects of commercial forest plantations from the year 2000 to 2004. Two models were considered: exponential and of exponential association. The first one had the best fit; therefore, it was used to obtain the family of equations from which the family of anamorphic curves was generated. The four equations made it possible to have an approximate site quality evaluation of young commercial forest plantations of the selected species.

Key words: Site quality, Cedrela odorata L., Gmelina arborea Roxb., plantation productivity, Swietenia macrophylla King, Tectona grandis L. f.

Fecha de recepción: 12 de diciembre de 2010Fecha de aceptación: 7 de marzo de 2012

1 Campo Experimental Cotaxtla, CIRGOC, INIFAP. Correo-e: [email protected] Campo Experimental El Palmar, CIRGOC, INIFAP.


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INTRODUCTION

The establishment of commercial forest plantations in the tropics demands the use of tools that help to determine the productive potential of the lands where different species grow. To know site quality at early stages lets the technician or planter to assess if the focal species will be successful in lands of varying productivity. In terms of site quality, actions that involve the continuation of the crop or its substitution or forestry practices can be undertaken.

Nowadays this knowledge is particularly important in Mexico as great areas are being planted with tropical taxa, about which there is small accumulated experience. Thus, the sooner the environmental conditions where commercial forest plantations located in this ecosystem are acknowledged, a better planning can be made of the treatments and investments that must be done in different scopes.

At present it is only feasible to have a preliminary assessment of site qualities based upon development data no near to the shift of plantations, since most of them are young, being the eldest, 10 years old.

The management of forest areas demands that the quality of lands where commercial plantations are installed, which is closely related to the environmental characteristics, from which trees and their product yields depend. From the best climatic and edaphic conditions there will be high growth rates (Carmean, 1975; Woodard, 1997). To count with an instrument to make and ex ante assessment of site quality makes it possible to maximize the benefits and favours decision taking (Woodard, 1997). Studies in this regard identify the best places for the development of trees, according to the expected potential of each species (Andenmatten and Letourneau, 1997; Herrera and Alvarado, 1998; Splechtna, 2001).

Site is equivalent to habitat and it is considered as the sum of factors that support and influence vegetation (Heiberg and White, 1956). Therefore, site index is an indicator of the productive ability inherent to the place where forests or forest plantations are established (Mendoza, 1993; Woodard, 1997).

Site quality is assessed directly or indirectly (Clutter et al., 1983). Direct methods use historic productivity data in permanent lots, or of the data of volume or heights of temporary lots (MacFarlene et al., 2000). Indirect methods use the relations among the canopy species; the characteristics of understory vegetation, topographic, climatic and edaphic factor and the chemical composition of foliage (Chen et al., 1998; Wang, 1998). They also include the height of the stand (Clutter et al., 1983; Fontes et al., 2003), in which it is assumed that height growth of the species has a positive relation with the inherent production of wood volume of the site.

INTRODUCCIÓN

El establecimiento de plantaciones forestales comerciales en los trópicos requiere del uso de herramientas que ayuden a la determinación del potencial productivo de los terrenos en donde se desarrollan las diferentes especies. Conocer la calidad de sitio a edades tempranas permite al técnico o al plantador evaluar si la especie de interés será exitosa en predios de productividad variable. En función de la calidad del sitio se podrán tomar acciones respecto a la continuación del cultivo o su remplazo, así como de la programación de las prácticas silvícolas.

En México cobra importancia este conocimiento, en particular, ahora que se están plantando grandes superficies con taxa tropicales en los que se tiene poca experiencia acumulada. Así que reconocer lo más pronto posible las condiciones ambientales en las que crecen las plantaciones forestales comerciales ubicadas en este ecosistema, favorece la buena planeación de los tratamientos e inversiones que se deben hacer en distintos ámbitos.

Actualmente, solo es factible hacer una evaluación preliminar de las calidades de sitio, con base en datos de desarrollo no cercanos al turno de las plantaciones, ya que, la mayoría de ellas son jóvenes, las más antiguas tienen 10 años.

El manejo de las áreas forestales requiere de que se conozca la calidad de los terrenos donde se instalan las plantaciones comerciales, misma que está muy relacionada con las características ambientales, de las que dependen los rendimientos de los árboles y sus productos. A partir de mejores condiciones climáticas y edáficas tendrán tasas de crecimiento superiores (Carmean, 1975; Woodard, 1997). El contar con un instrumento para valorar ex ante la calidad de sitio hace posible maximizar los beneficios y facilita la toma de decisiones (Woodard, 1997). Los estudios sobre el particular identifican de los mejores lugares para el desarrollo de los árboles, de acuerdo al potencial esperado de cada especie (Andenmatten y Letourneau, 1997; Herrera y Alvarado, 1998; Splechtna, 2001).

El sitio es el equivalente al hábitat y se considera como la suma de los factores que soportan e influyen en la vegetación (Heiberg y White, 1956). Por lo tanto, el índice de sitio es un indicador de la capacidad productiva inherente al lugar donde se establecen los bosques o las plantaciones forestales (Mendoza, 1993; Woodard, 1997).

La calidad de sitio se evalúa de forma directa e indirecta (Clutter et al., 1983). Los métodos directos utilizan los datos históricos de productividad en parcelas permanentes, o los datos de volumen o alturas de parcelas temporales (MacFarlene et al., 2000). Los indirectos emplean las relaciones entre

Salazar et al., Modelo para determinar calidad...

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Besides, if it is considered that one of the main strategies of survival of a tree is to dominate the place as these non-tolerant species do (Cedrela odorata L., Tectona grandis L. f., Gmelina arborea Roxb. y Swietenia macrophylla King) they tend to develop height first, with an exponential increment in the initial stages of growth. Such behavior is proper of growth curves of tropical trees around the world (Del Amo and Nieto, 1983; Onyekwelu and Fuwape, 1998; Bermejo et al., 2004; Upadhyay et al., 2005). Then, only after some height is attained, growth effect is the result of site quality.

Individuals used to determine these indexes, in general, are dominant and co-dominant (Huang and Titus, 1993; MacFarlene et al., 2000; Otarola et al., 2001), as they have made the most of all the site resources. This can be understood as a reflection of the growth of a species in a particular place. It is important to mention that there are some experiences, even though they are not with tropical species, whose evaluations of site index in young plantations are related to site indexes formulated afterwards for the same species (Ferree et al., 1958). Site quality indexes for plantations in early stages sets out the guidelines for decision taking by forest producers, by letting them know, in an approximate way, the properties of land that was planted with Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Tectona grandis or Gmelina arborea.

According to all the former arguments, the aim of the present paper was to estimate site quality at early stages of the four most important species used in commercial forest plantations of Veracruz state (Cedrela odorata, Tectona grandis, Gmelina arborea and Swietenia macrophylla) through an exponential model that better represents the height/age relation.


Height and age data were taken from a sample to assess tropical commercial forest plantations supported by the Commercial Forest Plantation Development Program (PRODEPLAN) of the National Forest Commission (CONAFOR) in Veracruz state. The study consisted in a random sampling with 100 m2 ha-1 planted sites, which means that sampling intensity is 1%. Within the universe of 29 projects of commercial plantations sponsored until 2004, 1, 012 sites were visited: 565 of Cedrela odorata, 201 of Tectona grandis, 151 of Gmelina arborea and 95 of Swietenia macrophylla.

Model of site quality buildup

The pairs of data (height-age) of each species were put into a graphic in order to represent all the possible site qualities in all the observed ages, a condition that must be accomplished to fit the equations that are not biased to site index (Clutter et al., 1983).

las especies del dosel; las características de la vegetación del sotobosque; los factores topográficos, climáticos y edáficos, y la composición química del follaje (Chen et al., 1998; Wang, 1998). También incluyen la altura del rodal (Clutter et al., 1983; Fontes et al., 2003), en el cual se asume que el crecimiento en altura de la especie tiene una relación positiva con la producción inherente al volumen de madera del sitio.

Además, si se considera que una de las principales estrategias de supervivencia de un árbol es dominar el sitio lo más rápido posible, como sucede con las especies no tolerantes del presente estudio (Cedrela odorata L., Tectona grandis L. f., Gmelina arborea Roxb. y Swietenia macrophylla King), estos taxa se desarrollan primero en altura, con un incremento exponencial en sus etapas iniciales de crecimiento. Dicho comportamiento corresponde con las curvas de crecimiento de los árboles tropicales en el mundo (Del Amo y Nieto, 1983; Onyekwelu y Fuwape, 1998; Bermejo et al., 2004; Upadhyay et al., 2005). Entonces, solo después de una estatura determinada, el efecto del crecimiento es resultado de la calidad de sitio.

Los individuos que se utilizan para determinar estos índices, por lo general, son los dominantes y codominates (Huang y Titus, 1993; MacFarlene et al., 2000; Otarola et al., 2001), debido a que son los que han aprovechado todos los recursos del sitio. Esto puede ser considerado como el reflejo del crecimiento de la especie en un sitio. Es importante mencionar que se tienen experiencias, aunque no en taxa tropicales, cuyas evaluaciones del índice de sitio en plantaciones de corta edad se relacionan con los elaborados posteriormente para la misma especie (Ferree et al., 1958). Los índices de calidad de sitio para plantaciones en edades tempranas dan pauta para la toma de decisiones de los productores forestales, al permitirles conocer, de forma aproximada, las propiedades del predio que fue plantado con Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Tectona grandis o con Gmelina arborea.

Por todo lo anterior, el objetivo del presente trabajo fue estimar la calidad de sitio en la etapa temprana de desarrollo de las cuatro especies más importantes en las plantaciones forestales comerciales de Veracruz (Cedrelo odorata, Tectona grandis, Gmelina arbórea y Swietenia macrophylla mediante un modelo exponencial que represente mejor la relación altura/edad.


Los datos de altura y edad se tomaron de una muestra para evaluar las plantaciones forestales comerciales tropicales apoyadas por el Programa para el Desarrollo de Plantaciones Forestales Comerciales (PRODEPLAN) de la Comisión Nacional Forestal (CONAFOR) en el estado de Veracruz. El estudio consistió en un muestreo al azar con sitios de 100 m2 ha-1 plantada, lo que da una intensidad de muestreo


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de 1%. Dentro de un universo de 29 proyectos de plantaciones comerciales financiados hasta 2004, se visitaron 1,012 sitios: 565 fueron de Cedrela odorata, 201 de Tectona grandis, 151 de Gmelina arborea y 95 de Swietenia macrophylla.

Construcción del modelo de calidad de sitio

Los pares de datos (altura-edad) de cada especie se graficaron, para determinar si representan a todas las posibles calidades de sitio en todas las edades observadas, condición que debe cumplirse para ajustar ecuaciones que no estén sesgadas al índice de sitio (Clutter et al., 1983).

Se tomaron únicamente los árboles más grandes de cada edad. Estos individuos ocuparon una posición privilegiada en su hábitat y aprovecharon las prácticas de plantación empleadas, los cuidados del cultivo y la potencialidad de las procedencias (Carmean, 1975; Clutter et al., 1983).

En el caso de Cedrela odorata se seleccionó la información de 393 sitios, y se obtuvo el promedio de altura de los tres árboles más grandes, con los que se trabajaron alturas dominantes promedio asociadas con una edad de 12 a 36 meses; con esos datos se ajustó la curva guía, ya que después de 12 meses se alcanzan alturas de 1.30 m, y los individuos quedan libres de factores como la calidad de planta, métodos de plantación, competencia con otras especies y depredación (Ferree et al., 1958).

En Tectona grandis los crecimientos mayores a 1.3 m se observaron desde los 5 meses; por ello se tomaron en cuenta los pares de datos para las variables de interés a partir de 5 meses y hasta los 45 meses, pero algunas edades como 10, 18, y 28 meses no se incluyeron, porque carecen de un intervalo completo de datos. También Gmelina arborea presenta alturas mayores a 1.3 m en pocos meses, aunque solamente se consideró el periodo de 11 a 52 meses de plantación. En el caso de Swietenia macrophylla se incorporaron nueve pares de datos correspondientes desde 11 hasta 53 meses de edad.

Modelo

Dado que en las primeras etapas de desarrollo de las especies forestales tropicales presentan un crecimiento exponencial vertical (Husch et al., 1972; Del Amo y Nieto, 1983); se probaron dos modelos para ajustar una ecuación guía: forma exponencial (1) y de asociación exponencial (2):

Altura = a x EXP (b x EDAD) (1)

Altura = a x (b – EXP (- c x EDAD)) (2)

Only the tallest trees of every age were taken. These individuals had a privileged position in their habitat and made the most of the plantation practices, culture care and provenance potential (Carmean, 1975; Clutter et al., 1983).

In the case of Cedrela odorata, the information from 393 sites was selected and the average of the three tallest trees was obtained, with which the dominating average heights linked to an age of 12 to 36 months were handled; with these data the guide curve was fit, as after 12 months height of 1.30 are achieved, and individuals become free from factors such as plant quality, plantation methods, competence with other species and predation (Ferree et al., 1958).

In Tectona grandis growths over 1.3 m were observed since they were 5 months old; thus, pairs of data from that age until 45 months old were taken for the focus variables, but some ages (10, 18 and 28 months were not included as they lack a complete data interval. Gmelina arborea also showed heights over 1.3 m in a few months, but only from 11 to 52 months were taken into account. In the case of Swietenia macrophylla, nine pairs of data from 11 to 53 months old were included.

Model

Since the first stages of development of tropical tree species have a vertical exponential growth (Husch et al., 1972; Del Amo and Nieto, 1983), two models were tested to fit a guide equation: of exponential form (1) and of exponential association (2).

Height = a x EXP (b x AGE) (1)

Height = a x (b – EXP (- c x AGE)) (2)

Where:

Height = Total height in meters of the tallest trees Age = Plantation age in months EXP = Natural logarithmic base a, b and c = Estimated coefficients by non-linear regression

Once the model was defined which had the best data fit, a general family of equations was formulated in which the origin was modified and thus the lines of the family of anamorphic curves was obtained (Clutter et al., 1983; Montero and Kanninen, 2003).

The general model of Site Quality Estimation at Early Stages was the following:

ECSET = AD x EXP (b x (ER x EP)) (3)


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Donde:

Altura = Altura total en metros de los árboles más grandesEdad = Edad de plantación en mesesEXP = Base de los logaritmos naturalesa, b y c= Coeficientes estimados por medio de la regresión no lineal.

Una vez definido el modelo que se ajustó mejor a los datos, se procedió generar la familia de ecuaciones, en las que se varió el origen y así se obtuvieron las líneas de la familia de curvas anamórficas (Clutter et al., 1983; Montero y Kanninen, 2003).

El modelo general de la Estimación de Calidad de Sitio a Edades Tempranas fue el siguiente:

ECSET = AD x EXP (b x (ER x EP)) (3)

Donde:

ECSET = Estimación de calidad de sitio a edades tempranasAD = Altura promedio total de los árboles dominantes y codominantes del sitio que se va a evaluarEP = Edad de plantación en mesesER = Edad de referencia que varía entre especies de 36 hasta 54 mesesEXP = Base de los logaritmos naturales.

Inicialmente, el ajuste de las curvas de crecimiento con los crecimientos máximos por especie se hizo con el procedimiento “PROC MODEL” del Programa estadístico SAS Versión 8 (SAS, 2000), y como criterio para la selección del mejor modelo se emplearon, en primera instancia el valor de Pseudo r2 , así como el cuadrado medio de los residuales.

Sin embargo, al efectuar el análisis, se presentaron problemas de colinealidad del modelo de asociación exponencial con valores altos en el número condicionante del diagnóstico de colinealidad del procedimiento empleado. Por lo tanto, se procedió a probar si las variables independientes (parámetros y edad) tienen relación significativa con la variable dependiente (altura), por medio de la prueba de Tasa de Verosimilitud (Likelihood ratio) indicada para las muestras pequeñas, como es el caso de los datos analizados (SAS, 2000). Si las variables son significativas, entonces se concluye que los parámetros asociados con estas no son cero, así que dichas variables deben incluirse en el modelo.


Los resultados muestran que en Cedrela odorata y Tectona grandis se tuvieron los mejores indicadores para el Cuadrado Medio de Residuales y la r2 ajustada para el modelo exponencial;

Where:

ECSET = Estimation of site quality at early stages AD = Total height average of dominant and co-dominant trees of the site to be assessedP = Plantation age in monthsER = Reference age that varies between species from 36 to 54 monthsEXP = Natural logarithmic base

Initially, the fit of growth curves with the maximum growths per species was made by the “PROC MODEL” of SAS V. 8 (SAS, 2000), and the best model was selected by Pseudo r2 and the mean square of residuals, too.

However, when analysis was made, collinearity problems arose with the exponential association with high values in the conditioning number of collinearity diagnosis of the procedure that was used. Therefore, what followed was to prove if the independent variables (parameters and age) have a significant relation with the dependent variable (height), by means of the Likelihood ratio test advised for small samples, as it happened with the analyzed data (SAS, 2000). If the variables are significant, then it is concluded that the associated parameters with them are not zero, so that those variables must be included in the model.


Results show that Cedrela odorata and Tectona grandis had the best indicators for the Mean Square of Residuals and the fitted r2 for the exponential model; while for Gmelina arborea and Swietenia macrophylla they were in the exponential association model (Table 1). However, when it was tested if the independent variables have a significant relation with the dependent variable in the exponential association, in all the cases considered, the second parameter has not a significant value, and thus, it should not be included in the model, in such a way that the exponential model results. Therefore, this model will be used for the estimation of site quality at early stages. The exponential functions fitted for each species vary in regard to the age of the plantation (Table 2).

After using the guide curve of site index (Clutter et al., 1983) the equations to estimate site quality at early stages were obtained. To have clearer results were six months multiples were fit to get complete years or complete years with six months, and thus, to make it easier to estimate site quality to make comparisons with other plantations (Table 3).

With the exponential equations graphics were prepared for the estimation of site quality, in which are represented the expected growths in height for different site qualities at a reference age. Growth lines were found so that they would be in the cloud of data of the accomplished sampling.


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In Figure 1 can be observed the curves that indicate growth potential of Cedrela odorata, Gmelina arborea, Tectona grandis and Swietenia macrophylla in different places of Veracruz state. If the lines were graded from the highest to the lowest, there would be a subjective classification system. The first quality sites would be those in which the average height of the dominant trees are between the first and the second lines; those of second quality would be between the second and third lines; those of the third quality, between the third and the fourth lines; those of the fourth quality would be between the fourth and the fifth lines and, finally, those under the fifth line.

mientras que, para Gmelina arborea y Swietenia macrophylla fueron en el modelo de asociación exponencial (Cuadro 1). Sin embargo, al probar si las variables independientes tienen una relación significativa con la variable dependiente, en el modelo de asociación exponencial, para todos los casos, el segundo parámetro no tiene valor significativo, por tanto, no debería ser incluido en el modelo, de tal manera que resulta el modelo exponencial. Por consiguiente, este se usará para la estimación de calidad de sitio a edades tempranas. Las funciones exponenciales ajustadas para cada especie varían con respecto a la edad de plantación a la variación (Cuadro 2).

Especie Modelo Cuadrados medios de residuales

r2 ajustada Prueba de razón de Verosimilitud

Cedrela odorata L.

Exponencial 0.97590 0.8691 a**, b*Edad**A s o c i a c i ó n exponencial 1.05545 0.8585 a**, bNS, c*Edad**

Tectona grandis L. f.


Gmelina arborea Roxb.

Exponencial 5.45642 0.8762 a**, b*Edad**A s o c i a c i ó n exponencial 4.59356 0.8958 a**, bNS,c*Edad**

Swietenia macrophylla King


Especies Modelo exponencial Edad base meses

Cedrela odorata L. Altura = 0.890201 x EXP(0.067058 x edad) 36 (3 años)

Tectona grandis L. f. Altura = 1.584214 x EXP(0.038716 x edad) 45 (3.75 años)

Gmelina arborea Roxb. Altura = 2.996434 x EXP(0.039301 x edad) 52 (4.33 años)

Swietenia macrophylla King Altura = 0.706203 x EXP(0.038004 x edad) 53 (4.417 años)

Después de utilizar el método de la curva guía del índice de sitio (Clutter et al., 1983) se obtuvieron las ecuaciones que sirven para realizar la estimación de la calidad de sitio a edades tempranas. Con el fin de tener más claridad en los resultados, se ajustaron múltiplos de seis meses para obtener años completos ó años completos con seis meses, y hacer más fácil la estimación de la calidad del sitio para realizar comparaciones con otras plantaciones (Cuadro 3).

Cuadro 1. Comparación de los cuadrados medios de residuales, coeficientes de determinación ajustados y de la prueba de razón de verosimilitud de los modelos probados por especie.

Table 1. Comparison of mean square of residuals, fitted coefficients of determination and the likelihood ratio for the tested models by species.

** = significativa al 0.001, NS = No significativa** = significant at 0.001, NS = Non significant

Cuadro 2. Modelo exponencial ajustado por especies y su edad base utilizada.Table 2. Exponential model fit for species and the age that was used as a basis.

If a potential site quality of a young plantation must be known, it is necessary to measure the average height of the tallest trees of the plantation; Wadsworth (2000) mentions that 100 dominant and codominant trees in an hectare, in addition to which it is necessary to know the age of the plantation. For example, if there is one of Cedrela odorata 2.5 m average of the highest trees, and a 24 months old, with the equation of this species in Table 3 it is estimated that after 3 years. These


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Especie ECSET

Cedrela odorata L. ECSET = AD x EXP(0.067058 x (36 – Edad)) Tectona grandis L. f. ECSET = AD x EXP(0.038716 x (42 – Edad)) Gmelina arborea Roxb. ECSET = AD x EXP(0.039301 x (48 – Edad)) Swietenia macrophylla King ECSET = AD x EXP(0.038004 x (48 – Edad))

Con las ecuaciones exponenciales se prepararon las gráficas para la estimación de la calidad del sitio, en las cuales se representan los crecimientos en altura esperados para diferentes calidades de sitio a una edad de referencia. Se ubicaron las líneas de crecimiento para que estuvieran dentro de la nube de datos del muestreo realizado.

En la Figura 1 se observan las curvas que indican el potencial de crecimiento de Cedrela odorata, Gmelina arborea, Tectona grandis y Swietenia macrophylla en diferentes sitios del estado de Veracruz. Si se calificaran las líneas de la más alta a la más baja, se tendría un sistema subjetivo de clasificación. Los sitios de primera calidad correspondieron aquellos en los que la altura promedio de los árboles dominantes se colocan entre la primera y la segunda líneas; los de segunda calidad serán los que están entre la segunda y la tercera líneas; los de tercera, entre la tercera y la cuarta líneas; los de cuarta estarán entre la cuarta y la quinta líneas y, por último, los que se ordenen por debajo de la quinta línea.

values indicate that the site would be classified between 4 and 6 m, with sites of the third class.

In Quintana Roo it has been documented that in the best condition of growth of the tall trees of Cedrela odorata, they get as tall as 5 m after three years old, which coincides with the third condition that is from 4.5 to 6.31 m for the plantations of Veracruz (García-Cuevas et al., 2007). The growth curves determined in comercial forest plantations of Oaxaca resulted similar with an average growth to the three years of 3 m, which would belong to the fourth category obtained in Veracruz. The former shows that in this state there can be better conditions for the growth of Cedrela odorata than in other states of the country.

Gmelina arborea showed the highest growth rate among the four species that were assessed. If classified according the lines previously defined (Figure 1), in the sites of first class it would be expected that the dominant trees would reach from 15.1 to 20 m or more after four years: the sites of second class could

Cuadro 3. Ecuación para el cálculo de la estimación de calidad de sitio a edades tempranas. Table 3. Equation for the estimation of site quality at early stages.

Figura 1. Estimación de calidad de sitio en etapas tempranas de crecimiento de a) Cedrela odorata, b) Gmelina arborea, c) Tectona grandis y d) Swietenia macrophylla en plantaciones forestales comerciales en el estado de Veracruz.

Figure 1. Site quality estimation at early stages of growth a) Cedrela odorata, b) Gmelina arborea, c) Tectona grandis and d) Swietenia macrophylla in commercial forest plantations in Veracruz state.

Edad de plantación (meses)


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hold 10.1 a 15 m; the third class between 5.1 and 10 m and the fourth class, 5 m at the most. Research studies have been published that support growths up to 20 m high at 5 years old (Kamal, 1999) and in Indonesia at 21 months in two locations, with 3.4 to 5 m high and the second location with 1.52 to 3.28 m at the same age (Roshetko et al., 2003). Wadsworth (2000) mentioned growths of 3 to 6 m tall, in average at three years old have been achieved, which confirms the tendency of the assessments made in Veracruz.

Tectona grandis, in the sites of first class, three and a half years after it was planted, registered a dominant height of 8.1 to 10 m; in the second class sites, from 6.1 to 8 m; in those of third, from 4.1 to 6 m; those of fourth, between 2.1 and 4 m and in those of fifth, only 2 m or less (Figure 1). Keogh (1979) formulated a site index with the data of several location of Latin America, whose height value for the first category after 5 years was 12 m, while in Veracruz, 10 m can be attained at 3.5 years; thus it is possible that the data of the latter are overestimated. However, Pereira et al. (2008) pointed out that first class plantations of Tectona grandis had a dominant height of 15 m at 4 years old in Tangara da Serra, Brazil, which could validate the estimation of the data of Veracruz.

Horne (1966) reports that at three years old, Tectona grandis grows up to 8 m high in first class sites, corresponding to the second category determined for Veracruz. Wadsworth (2000) highlights that the average growth of teak would be from 2 to 3 m high at three years, which are equivalent to the fourth class determined in the actual study. In Keogh’s (1979) fifth class, after five years 5 m high are attained, a number that seems to follow the tendency of the curves determined for Veracruz.

In first class sites it is expected that dominant and codominant trees of Swietenia macrophylla get to 7.1 to 9 m tall in average; at four years in second class sites, the expected growths are 5.1 to 7 m; in third class sites, of 3.1 to 5 m and in fourth class, the top growth is 3 m or even less (Figure 1). Wadsworth (2000) reports an average growth for the species at three years of 2 m high that belong to the fourth class determined for Veracruz. In contrast, Guimarães et al. (2004) refers growths of 3.45 m in pure plantations at the same age in Brazil. Bauer and Francis (1998), as well, describe heights of 6.5 m in Peru, which places the estimations for Veracruz in an average interval.

CONCLUSIONS

The exponential model had a better fit for the four species, since when the second parameter was eliminated from the exponential association model, it is transformed into the exponential model.

The four equations that were developed allow an approximated assessment of the site quality in young commercial

Si se desea conocer la calidad de sitio potencial de una plantación joven se requiere medir la altura promedio de los árboles más grandes de la plantación; Wadsworth (2000) menciona que deben medir 100 árboles dominantes y codominantes de una hectárea, además es necesario conocer la edad de plantación. Por ejemplo, si se tiene una de Cedrela odorata con 2.5 m de altura promedio de los árboles más grandes y una edad de 24 meses, con la ecuación para C. odorata del Cuadro 3 se estima que a los 3 años los árboles tendrán, en promedio, 5.6 m de altura. Estos valores indican que el sitio estaría clasificado entre 4 y 6 m, como sitios de tercera clase.

En Quintana Roo se ha documentado que en la mejor condición de crecimiento los árboles superiores de Cedrela odorata alcanzan aproximadamente 5 m a los tres años, lo que coincide con la tercera condición que va de 4.5 a 6.31 m para las plantaciones de Veracruz (García-Cuevas et al., 2007). Las curvas de crecimiento determinadas en plantaciones forestales comerciales de Oaxaca, resultaron similares con un crecimiento promedio a los tres años de 3 m, lo que correspondería a la cuarta categoría obtenida en Veracruz. Lo anterior, muestra que en este estado puede haber mejores condiciones para el crecimiento de Cedrela odorata, que en otros estados de la república.

Gmelina arborea presentó la tasa más alta de crecimiento entre las cuatro especies evaluadas. Si se clasificara, de acuerdo con las líneas definidas (Figura 1), en los sitios de primera se esperaría que los árboles dominantes alcanzan alturas de 15.1 a 20 m ó más, a los cuatro años; los sitios de segunda podrían tener de 10.1 a 15 m; los de tercera entre 5.1 y 10 m; y los de cuarta 5 m como máximo. Se han publicado investigaciones que avalan crecimientos de hasta 20 m de altura a los cinco años de edad (Kamal, 1999), y en Indonesia a los 21 meses en dos localidades, con 3.4 a 5 m de altura y la segunda localidad con 1.52 a 3.28 m a la misma edad (Roshetko et al., 2003). Wadsworth (2000) menciona que se logran crecimientos de 3 a 6 m de altura promedio a los tres años de edad, lo que confirma la tendencia mostrada en las evaluaciones realizadas en Veracruz.

Tectona grandis en los sitios de primera, a los tres y medio años después de la plantación, presentaron una altura dominante de 8.1 a 10 m; en los sitios de segunda de 6.1 a 8 m; en los de tercera de 4.1 a 6 m, los de cuarta entre 2.1 y 4 m; y en los de quinta solamente llegaron a 2 m ó menos de altura (Figura 1). Keogh (1979) elaboró un índice de sitio con datos de diversas localidades de América Latina, cuyo valor de altura para la primera categoría a los cinco años fue de aproximadamente 12 m; mientras que en la de Veracruz indica que a 3.5 años puede tener 10 m, en consecuencia es posible que los datos en este último estén sobreestimados. Sin embargo, Pereira et al. (2008) señaló que plantaciones de Tectona


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grandis de primera calidad tuvieron una altura dominante de 15 m a los 4 años de edad, en Tangara da Serra, Brasil, lo que podría validar la estimación de los datos para Veracruz.

Horne (1966) consigna que a los tres años, Tectona grandis crece hasta 8 m de altura en sitios de primera calidad, en correspondencia con la segunda categoría determinada para Veracruz. Wadsworth (2000) destaca que el crecimiento promedio de teca sería de 2 a 3 m de altura a los tres años, que, a su vez, son equivalentes a la cuarta categoría determinada en el presente estudio. En la quinta categoría de índice de sitio de Keogh (1979), a los cinco años, se alcanzan 5 m de altura, cifra que parece seguir la tendencia de las curvas determinadas para Veracruz.

En sitios de primera se espera que el promedio de los árboles dominantes y codominantes de Swietenia macrophylla tengan de 7.1 a 9 m de altura; a los 4 años de edad en sitios de segunda, los crecimientos esperados son de 5.1 a 7 m; en los sitios de tercera de 3.1 a 5 m; y en los sitios de cuarta el crecimiento máximo en altura es de 3 m ó menores (Figura 1). Wadsworth (2000) documenta un crecimiento promedio para la especie a los tres años de 2 m de altura, que corresponde a la cuarta categoría determinada para Veracruz. En cambio, Guimarães et al. (2004) refieren crecimientos de 3.45 m en plantaciones puras a la misma edad, en Brasil. Así mismo Bauer y Francis (1998) describen alturas de 6.5 m en Perú, lo que ubica a las estimaciones para Veracruz en un intervalo promedio.

CONCLUSIONES

El modelo exponencial tuvo el mejor ajuste para las cuatro especies, ya que al eliminarse el segundo parámetro del modelo de asociación exponencial, este se transforma en el modelo exponencial.

Las cuatro ecuaciones desarrolladas permiten evaluar en forma aproximada la calidad de los sitios en las plantaciones forestales comerciales jóvenes de las especies: Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Gmelina arborea y Tectona grandis en el estado de Veracruz.

AGRADECIMIENTOS

El presente trabajo fue posible gracias al apoyo recibido por el fondo sectorial CONAFOR- CONACYT 2002 para el proyecto “Plantaciones Forestales Comerciales: Tecnología Productiva para el Golfo Centro de México”.

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forest plantations of Cedrela odorata, Swietenia macrophylla, Gmelina arborea and Tectona grandis in the state of Veracruz.

ACKNOWLEDGEMENTS

This study was made possible from the financial support provided by CONAFOR- CONACYT 2002 sector fund for the “Plantaciones Forestales Comerciales: Tecnología Productiva para el Golfo Centro de México” project.


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NOTA DE INVESTIGACIÓN

EXTRACCIÓN DE MADERA EN EL PARQUE NACIONAL NEVADO DE TOLUCA

WOOD HARVESTING IN NEVADO DE TOLUCA NATIONAL PARK

Angel Rolando Endara Agramont 1, Gabino Nava Bernal 1, Sergio Franco Maass 1,Alejandra Espinoza Maya 1 , José Antonio Benjamín Ordóñez Díaz2 y Carlos Mallén Rivera3

RESUMEN

La extracción de leña y madera en las localidades rurales dentro del área de influencia del Parque Natural Nevado de Toluca muestra un notable incremento; sin embargo, al desconocerse sus cantidades reales se plantea la necesidad de conocer las especies forestales que tienen un mayor grado de aprovechamiento, identificar sus porcentajes y determinar sus formas de uso. La metodología consistió en un muestreo estratificado aleatorio en los bosques de pino (Pinus hartwegii), oyamel (Abies religiosa), aile (Alnus jorullensis) y encino (Quercus laurina), donde se ubicaron 30 sitios de 20 x 50 m: pino (10), oyamel (10), aile (5) y encino (5), y se midieron las variables de diámetro y altura para árboles mayores a 2.5 cm de diámetro normal (DN); así como el diámetro basal (DB) de todos aquellos con evidencia de corte. Se realizó una encuesta en la cual se consideraron los siguientes tópicos: tipo de cobertura forestal, uso del material y los diámetros para cada uno, época de extracción y sus volúmenes, y peso (kg) de las cargas de leña o madera por especie para cinco localidades: Agua Blanca, Calimaya, Raíces, San Miguel Oxtotilpan y Santiago Tlacotepec. Los resultados indican que la mayor cantidad de árboles extraídos para todas las especies, se concentra en los menores a 30 cm de DN; los cuales se utilizan como leña, bajo el siguiente orden de calidad: encino, oyamel, pino y aile. En cambio, la extracción de individuos adultos es más frecuente en encino (31%) y pino (29%): el primero se usa para carbón y el segundo para muebles.

Palabras clave: Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham., Alnus jorullensis Kunth, aprovechamiento maderable, bosques templados, Pinus hartwegii Lindl., Quercus laurina Humb. et Bonpl.

ABSTRACT

The extraction of timber and firewood by rural localities within the area of influence of the Nevado de Toluca National Park shows a marked increase, of which the actual amounts of extraction are unknown. As a result, there is a need to know which forest species have a higher degree of extraction, identify percentages and determine forms of use. The methodology was carried out through a stratified random sampling in pine (Pinus hartwegii), fir (Abies religiosa), alder (Alnus jorullensis) and oak (Quercus laurina) forests; 30 sampling sites of 20 x 50 meters (1000 m2) pine (10), fir (10), alder (5) and oak (5), were placed in the field, and variables such as tree diameter and height were measured in the case of individuals with a normal diameter (ND) greater than 2.5 cm, and so was the basal diameter (BD) of those with cutting evidence. In addition, a survey was carried out in which variables such as the following were considered: type of forest cover, use of materials, diameters for each use, extraction time, extraction volume and weight in kg of the loads of firewood or wood species from five locations (Agua Blanca, Calimaya, Raíces, San Miguel Oxtotilpan and Santiago Tlacotepec). The results indicate that most of the harvest trees in all tree species are concentrated in less than 30 cm ND, used as firewood, in the following quality order: oak, fir, pine and alder. However, extraction of adult tree is more common in the oak (31%) and pine (29%), the first used for coal and the second for furniture.

Key words: Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham., Alnus jorullensis Kunth, timber exploitation, temperate forests, Pinus hartwegii Lindl., Quercus laurina Humb. et Bonpl.

Fecha de recepción: 26 de junio de 2010Fecha de aceptación: 19 de abril de 2012

1 Universidad Autónoma del Estado de México, Instituto de Ciencias Agropecuarias y Rurales. Correo-e: [email protected] Programa de Cambio Climático, Pronatura 3 Centro Nacional de Investigación Disciplinaria en Conservación y Mejoramiento de Ecosistemas Forestales, INIFAP.


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INTRODUCTION

Timber extraction, wildfires, plagues and diseases are processes that reduce vegetation cover and directly cause the diminishment of water flows and of soil fertility; moreover, they facilitate floods (Acuña, 2006). According to Merino and Hernández (2004), rural communities base their domestic energy consumption on fuels of forest origin (firewood and coal) obtained from the “tala hormiga” (a form of illegal small-scale logging meant for subsistence), which consists in obtaining vegetal materials for cooking and feeding (Valle, 2006). This need creates an immediate dependency of the population to the resources available nearby, and causes problems in neighboring communities which, consequently, require community territorial ordering proposals (Pérez, 2006).

Forest resources harvesting is a traditional activity that takes an important place in the economy of the rural populations near Natural Protected Areas (ANP, for its acronym in Spanish), and constitutes the main source of income for a great number of families. Timber extraction is directly oriented to satisfy the basic needs (personal consumption), so it does not represent an imminent risk or threat for the dynamics of the ecosystem (González, 1993).

In this sense, creating ANPs has been a fundamental strategy for the conservation of ecosystems; however, there are certain institutional and social problems caused by forms of land tenancy, land use changes, as well as an inadequate space management (Valle, 2006). Such areas are related to the local communities (Kramer et al., 1997), most of which deforest following the slash-and-burn production system, particularly in tropical rainforests, which contributes to the deterioration of their ecosystems and the degradation of its soils (Roncal et al., 2008; Berkes, 1999).

The environmental deterioration responds to the urban sprawl and its large demands, among other factors (Espejel et al., 2004), which results in a growing lack of physical and material resources for thwarting the effects of economic and population growth (Alfie y Méndez, 2000). It is defined depending on the forms of social organization, the use of available natural resources, and the political and financial conditions that determine the characteristics of exploitation and use of resources (Juan, 2007).

Brandon (1998) argues that financial development is feasible in communities close to the ANPs, once the current focus is changed within National Parks. Similarly, if the local knowledge is taken into account, even if it is for developing intensive agriculture, it would eventually be compatible with the conservation of such areas (Schelhas, 1992). Moreover, it should be acknowledged that Mexican forests and rainforests still play an important role in the sustenance of many rural families living in extreme

INTRODUCCIÓN

La extracción de leña, los incendios forestales, las plagas y enfermedades son procesos que disminuyen la cobertura vegetal y, de forma directa, ocasionan la reducción de los caudales de agua y la fertilidad del suelo; además facilitan las inundaciones (Acuña, 2006). Según Merino y Hernández (2004) las comunidades rurales basan su consumo de energía doméstica en combustibles de origen forestal (leña y carbón) a partir de la “tala hormiga”, la cual consiste en la obtención de materiales vegetales para cocinar y alimentarse (Valle, 2006). Esta necesidad crea una dependencia inmediata de los recursos naturales cercanos y causa problemas en las localidades vecinas que, en consecuencia, requieren propuestas de ordenamiento territorial a nivel comunitario (Pérez, 2006).

El aprovechamiento de los recursos forestales es una actividad tradicional que ocupa un lugar importante en la economía de las poblaciones rurales próximas a las Áreas Naturales Protegidas (ANP) y constituye la fuente principal de ingresos para un número importante de familias. La extracción de leña se destina, de manera directa, para satisfacer las exigencias básicas (autoconsumo), sin que represente un riesgo o amenaza inminente para la dinámica del ecosistema (González, 1993).

En este sentido, la creación de las ANP ha sido una estrategia fundamental para la conservación de los ecosistemas; sin embargo, existen problemas institucionales y sociales debido a las formas de tenencia de la tierra, al cambio de uso de suelo, así como a la inadecuada gestión de espacios (Valle, 2006). Dichas áreas tienen una relación con las comunidades locales (Kramer et al., 1997) que, en su mayoría, deforestan bajo el sistema de producción roza-tumba-quema, en particular, en bosques tropicales, lo que contribuye al deterioro de sus ecosistemas y la degradación de sus suelos (Roncal et al., 2008; Berkes, 1999).

El deterioro ambiental obedece, entre varios factores, al crecimiento de las manchas urbanas y sus grandes exigencias (Espejel et al., 2004), lo cual origina una creciente falta de recursos físicos y materiales para combatir los efectos del crecimiento económico y poblacional (Alfie y Méndez, 2000). Su definición se hace en función de las formas de organización social, el uso de los recursos naturales disponibles y de las condiciones económicas y políticas que definen las características de aprovechamiento y uso de los recursos (Juan, 2007).

Brandon (1998) sostiene que es factible el desarrollo económico en comunidades cercanas a las ANP, una vez que se cambie el enfoque actual dentro de los Parques Nacionales. De igual forma, si se considera el conocimiento local, incluso para desarrollar la agricultura intensiva, resultaría compatible con la

Endara et al., Extracción de madera en el parque...

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poverty (Serrano, 2002). Therefore, the exploitation of forest resources will have to take into account the need to satisfy the basic requirements and financial benefits of communities, in a way that does not exceed the productivity levels and sustains the production capacity of the ecosystem, within the frame of sustainable development.

The Nevado de Toluca National Park (PNNT) has experienced an overexploitation of its timber forest resources, as is demonstrated by the loss of over 50% of its original vegetation cover, since its decree in 1936 (GEM, 1999). Moreover, selective cutting for commercial purposes, land use changes induced by the local population and the presence of plagues and wildfires have greatly contributed to the forest deterioration (Franco et al., 2006; Endara, 2007). Since there are 23 localities within the park and several others in the surroundings, it makes sense that human settlements and the great number of both federal and state governmental authorities in charge of forest management (CONANP, CEPANAF, CONAFOR, SEMARNAT, PROBOSQUE) become a serious problem when making decisions (Vargas, 1997).

The PNNT supplies its inhabitants with firewood, timber and non-timber forest products, such as perlilla, moss and edible wild mushrooms. The sale of some of these products makes an excellent source of financial income.

Therefore, the purpose of this research was to determine the amounts of firewood and timber extracted by the inhabitants of the localities within the PNNT’s area of influence.

The Nevado de Toluca National Park, important protected area that comprises around 54,000 ha, is covered by wide coniferous forests (pine and fir) and broad-leaved forests (oak and alder). It is located 22 km southwest of Toluca city, between 8o 59’ and 19o 13’ N latitude, and between 99o 37’ and 99o 58’ W longitude. There are 24 communities within its limits (Figure 1).

The study comprised four stages: selection of forest species, extraction percentages within the forest, selection of localities of study, and surveys directed towards firewood extraction.

Selection of forest species

Dense populations (considered to have the best degree of conservation) of the main species: pine (Pinus hartwegii Lindl.), fir (Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham), alder (Alnus jorullensis Kunth) and oak (Quercus laurina Humb. et Bonpl.) were identified in the field. Oak develops in mixed forests, but its relative abundance exceeds 95%. Then, surfaces of continuous forest of over 10 ha were selected through random sampling for the installation of sites.

conservación de dichas áreas (Schelhas, 1992). Además, se debe reconocer que los bosques y selvas de México son todavía el sustento de cuantiosas familias rurales que viven en extrema pobreza (Serrano, 2002). Por lo anterior, el aprovechamiento de los bosques tendrá que contemplar la necesidad de satisfacer los requerimientos básicos y beneficios económicos de las comunidades, de tal manera que este se lleve a cabo sin exceder los niveles de productividad y mantener las capacidades de producción del ecosistema, en el marco del concepto del desarrollo sustentable.

El Parque Nacional Nevado Toluca (PNNT) ha tenido una sobreexplotación de sus recursos forestales maderables, como lo muestra la pérdida de más de 50% de su cobertura vegetal original desde su decreto en 1936 (GEM, 1999). Así mismo, la tala selectiva de madera con fines comerciales, los cambios de uso de suelo inducidos por la población local y la presencia de plagas e incendios forestales han contribuido en gran medida al deterioro del bosque (Franco et al., 2006; Endara, 2007). Con 23 localidades dentro del parque y otras aledañas, es lógico que los asentamientos humanos y un sinnúmero de instancias encargadas de su manejo (CONANP, CEPANAF, CONAFOR, SEMARNAT, PROBOSQUE) se conviertan en un serio problema para la toma de decisiones respecto a su manejo (Vargas, 1997).

El PNNT ofrece a estas poblaciones el suministro de leña, madera y productos forestales no maderables como la perlilla, el musgo y los hongos silvestres comestibles, razón que lo convierte en una excelente fuente de ingresos económicos debido a la venta de algunos de los productos mencionados.

Por lo anterior, el objetivo de la presente investigación fue determinar las cantidades de leña y madera extraídas por los pobladores de las localidades ubicadas dentro del área de influencia del PNNT.

El Parque Nacional Nevado Toluca, importante área protegida con cerca de 54,000 hectáreas, está cubierto por extensos bosques de coníferas (pino y oyamel) y latifoliadas (aile y encino). Se ubica a 22 km al suroeste de la ciudad de Toluca, entre 8° 59’ y 19° 13’ de latitud norte y los 99° 37’ y 99° 58’ de longitud oeste. Dentro sus límites se localizan 24 comunidades (Figura 1).

El estudio comprendió cuatro etapas: elección de especies forestales, porcentajes de extracción en el bosque, selección de localidades de estudio y encuestas orientadas a la extracción de leña.


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Elección de especies forestales

Se identificaron en campo poblaciones densas (se considera tienen el mejor grado de conservación) de las principales especies: pino (Pinus hartwegii Lindl.), oyamel (Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham, aile (Alnus jorullensis Kunth) y encino (Quercus laurina Humb. et Bonpl.), este último se desarrolla en bosques mixtos; sin embargo, su abundancia relativa supera 95%. A continuación, mediante un muestreo aleatorio, se seleccionaron superficies de bosque continuo mayores a 10 hectáreas para la instalación de los sitios.

Extraction percentages

Following the method described by Villavicencio y Valdez (2003), we set 30 sampling parcels of 20 X 50 m as follows: pine (10), fir (10), alder (5) and oak (5). For registering forestry information, all standing trees with a diameter at breast height (DAP) of over 2.5 cm were measured, and so were the basal diameters of stumps.

For calculating the extraction volumes, the height of trees was estimated, based on a simple linear regression model of standing individuals (diameter-commercial height), using the following equations:

Fuente: Regil (2005) Source: Regil (2005)

Figura 1. Ubicación del área del Parque Nacional Nevado de Toluca.Figure 1. Location of the area of the Nevado de Toluca National Park.


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Porcentajes de extracción

De acuerdo al método de Villavicencio y Valdez (2003) se establecieron 30 sitios de muestreo de 20 x 50 m: pino (10), oyamel (10), aile (5) y encino (5). Para la recolección de la información dasonómica, se midieron todos los árboles en pie mayores a 2.5 cm de diámetro a la altura del pecho (DAP); así como los diámetros basales de los tocones.

Para el cálculo de los volúmenes de extracción se estimaron las alturas de los árboles con base en un modelo de regresión lineal simple de los árboles en pie (diámetro-altura comercial), en el cual se utilizaron las siguientes ecuaciones:

Aile y = 0.1393x + 2.9486 Encino y = 0.1878x + 3.7087 Oyamel y = 0.4927x + 5.5742 Pino y = 0.3738x + 1.3815

Donde: y = Altura estimadax = Diámetro basal

Selección de las localidades de estudio

Se identificaron aquellas que pudieran tener paso a los sitios de muestreo y se consideró su acceso y cercanía al bosque, para lo cual se tomaron en cuenta las carreteras pavimentadas y de terracería, los senderos para animales, además de las posibles vías de extracción.

De esta manera, se eligieron cinco localidades para la aplicación de encuestas: Agua Blanca, Calimaya, Raíces, San Miguel Oxtotilpan y Santiago Tlacotepec; donde también se ubicaron informantes clave en los recorridos en campo.

Encuestas orientadas a la extracción de leña

Las técnicas de investigación son un conjunto de métodos, operaciones o procedimientos específicos que guían la construcción y el manejo de los instrumentos de recolección y el análisis de datos (Rojas, 1989). Así, aquellas propias de la indagación social son parte instrumental de la metodología de la investigación que permite conseguir un propósito específico (Quiroz, 2003).

En este sentido, se aplicaron encuestas dirigidas a los habitantes de las localidades seleccionadas y entrevistas, estructuradas de manera previa, a informantes clave conocedores de la historia de la comunidad (Rojas, 1989).

Alder y = 0.1393x + 2.9486Oak y = 0.1878x + 3.7087Fir y = 0.4927x + 5.5742Pine y = 0.3738x + 1.3815

Where: y = Estimated heightx = Basal diameter

Selection of localities of study

The localities that had access to the sampling sites were identified and their access and closeness to the forest were considered. Thus, we took into consideration asphalted roads, rough dirt tracks, animal trails, as well as the possible skid trails. Consequently, five localities were chosen for the application of surveys: Agua Blanca, Calimaya, Raíces, San Miguel Oxtotilpan and Santiago Tlacotepec. Key informers from such localities were also located in the field routes.

Surveys directed towards firewood extraction

Research techniques are a set of specific methods, operations or procedures that guide the construction and management of sampling instruments and data analysis (Rojas, 1989). Therefore, those pertaining to social research are an instrumental part of the research methodology for achieving specific purposes (Quiroz, 2003).

In that sense, surveys were applied to the inhabitants of the selected localities and previously structured interviews made to the key informants, who were familiar with the history of the community (Rojas, 1989).

According to INEGI (2000), it has been estimated that 62% of households from the communities in the park use firewood as fuel; therefore, surveys were structured to obtain information regarding the species used, the approximate extraction values, other uses and the necessary diameters of each.

The calculation of extraction volume made by the communities was determined as follows: a) the load of firewood of each species was weighed, using a Perton Profesional 50 kg roman type hand scale ; b) timber density was obtained by weighing 10 cm cubes of each species; c) firewood extraction frequency per household was estimated.

Once the volumes had been calculated, they were multiplied by the number of households that used the resource, which resulted in the total firewood extraction in the PNNT. Obtaining the information directly in the forest allowed to determine the tree density of each specie and its diametric


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category, as well as its respective extraction per cent, which, along with the number of stumps in the forest, indicate the preference for obtaining fir and oak individuals from lower categories (5 to 30 cm of DBH) for firewood, and higher diameters of pine, fir and oak for furniture, coal production and construction timber, respectively. Shrub species were considered in this study, even though they are also used as fuel.

The type of extraction depends on the cutting tools available and the forms of moving the material. Thus, 80% of trees for firewood are cut with axes, which would make it difficult to cut larger trees, and are transported using working animals, such as donkeys and mules.

Table 1 partially explains the decrease of tree density in the pine forest (Villers et al., 1998; Franco et al., 2006; Endara, 2007). However, fir firewood extraction does not influence the reduction of its forest surfaces, which coincides with the data consigned by Franco et al. (2006). Villers et al. (1998) estimate a density of 790 ha (perimeter of individuals > 0.15 m at breast height), whereas the present study has registered 536 ha with the same values. This suggests that, even though surfaces seem unaffected when pictured from a satellite, from the sky or orthophotographed, if the tree density is actually considered as a comparison parameter, a decrease of 32% is observed. From this, it can be inferred that extraction in fir forests promotes a decrease of its population density.

Since oak is of excellent quality for producing firewood and coal, its extraction per cent is quite high (Romero, 1982). Its vegetative reproduction (60% of grown individuals come from stumps) is an important factor for reducing the effect of such extraction.

Alder forests experienced a small amount of extraction of individuals, since its timber is usually put to more crafty uses,

De acuerdo al INEGI (2000), se estima que 62% de las viviendas de las comunidades del parque utilizan leña como combustible, por tanto, las encuestas se dirigieron a obtener información sobre las especies empleadas, los volúmenes aproximados de extracción, otros usos y los diámetros requeridos para cada uno.

El cálculo de volumen de extracción hecho por las comunidades se determinó mediante el siguiente procedimiento: a) se pesó la carga de leña por especie, con una báscula de tipo romana de mano Perton Profesional de 50 kg; b) la densidad de la madera se obtuvo al pesarse cubos de 10 cm de cada especie; c) se estimó la frecuencia de extracción de leña por vivienda.

Una vez calculados los volúmenes, se multiplicaron por el número de viviendas que utilizaban el recurso, lo que dio como resultado la extracción total de leña en el PNNT. El levantamiento de la información en el bosque permitió fijar la densidad del arbolado por especie y categoría diamétrica; además de sus respectivos porcentajes de extracción, los cuales, junto con el número de tocones en el bosque, indican la preferencia por obtener individuos de categorías menores (5 a 30 cm de DAP) de oyamel y encino, utilizados como leña; así como diámetros mayores de pino, oyamel y encino empleados para mueblería, elaboración de carbón y madera de construcción, respectivamente. Cabe destacar que para el estudio no se tomaron en cuenta las especies arbustivas, que también sirven como leña.

El tipo de extracción está en función de la disponibilidad de herramientas de corta y la forma de traslado del material; así, 80% de los árboles para leña son cortados con hacha, razón por la que resultaría difícil derribar un árbol de mayor tamaño, y su traslado se realiza con animales de tracción como burros y mulas.

Tipo de bosque

Clase diamétrica

(cm)

Cantidad de árboles

en pie

Cantidad de árboles extraídos

Porcentaje de árboles extraídos

Volumen de árboles en pie (m3 ha-1)

Volumen extraído (m3 ha-1)

Porcentaje de volumen

extraído

Pino5 a 30 246 22 8 22.31 5.58 20.01

> 35 90 21 19 231.99 95.43 29.15

Oyamel5 a 30 418 256 38 78.31 53.53 40.60

> 35 219 15 6 963.25 75.62 7.28

Aile5 a 30 496 24 5 32.94 2.84 7.94

> 35 76 4 3 74.80 2.38 3.08

Encino5 a 30 702 288 29 68.96 40.32 36.90

> 35 56 26 31 48.50 26.20 35.07

Cuadro 1. Densidad del arbolado, tocones y volumen por hectárea.Table 1. Tree and stump density, and volume per hectare.


87

El Cuadro 1 explica, en parte, la reducción en la densidad del arbolado en el bosque de pino (Villers et al., 1998; Franco et al., 2006; Endara, 2007). No obstante, la extracción de leña de oyamel no influye en la disminución de sus superficies forestales, lo que coincide con Franco et al. (2006). Sin embargo, Villers et al . (1998) estiman una densidad de 790 ha (individuos > a 0.15 m de perímetro a la altura de pecho); mientras que, en el presente estudio se registran 536 ha bajo los mismos valores de medición. Esto sugiere que, si bien, las superficies no parecen afectadas cuando se usan imágenes de satélite, fotografías aéreas y ortofotos, si se toma en cuenta la densidad del arbolado como parámetro de comparación, se observa una reducción del 32%, de lo cual se puede inferir que la extracción, en el bosque de oyamel, favorece la disminución en la densidad de sus poblaciones.

Los porcentajes elevados de extracción en el encinar obedecen a su alta calidad como leña y carbón (Romero, 1982). Su reproducción vegetativa (60% de los individuos maduros provienen de rebrotes a partir de árboles cortados) es un factor importante para reducir el efecto de dicha extracción.

El bosque de aile presenta una escasa cantidad de individuos extraídos, dado que su uso tiene más fines artesanales, lo que contribuye al incremento de sus superficies debido, en gran parte, a la fragmentación de los bosques de pino y encino y al abandono de tierras de cultivo. Aunque, también se relaciona con la sucesión natural de los ecosistemas, ya que al ser una especie fijadora de nitrógeno ayuda a restablecer la vegetación original, a través de la regeneración paulatina de estos bosques (Kumar y Ram, 2005).

Los volúmenes de extracción que se identifican a partir de las encuestas (Cuadro 2) demuestran los múltiples usos de cada taxón, así como la necesidad y dependencia del recurso por parte de los pobladores. Los resultados coinciden con los volúmenes obtenidos en campo, ya que las especies forestales con mayor demanda son el oyamel y el encino.

Tipo de Bosque

Uso / diámetros (cm)Peso de una carga (kg)

Densidad de la madera kg m-3

Número de cargas extraídas mes /

vivienda

Volumen de extracción mes / vivienda (m3)

PinoLeña (5 a 30) 70 488.2 4 0.6

Madera (> 35)

OyamelLeña (5 a 30) 70 461.9 8 1.2

Madera (> 35)

AileLeña (5 a 30) 60 403.2 2 0.3

Madera (> 35)

EncinoLeña (5 a 30) 140 680.8 8 1.6Madera (> 35)

which has contributed to the increase of their surfaces. This is greatly due to the fragmentation of pine and oak forests, and to the abandonment of crop lands. Moreover, it is also related to the natural succession of ecosystems, because it is a species that fixates nitrogen and thus helps reestablish the original vegetation, through gradual regeneration (Kumar y Ram, 2005).

The extraction volumes identified in the surveys (Table 2) show the multiple uses given to each taxon, and reflect how much the inhabitants need and depend on the resource. The results correspond with the volumes obtained in the field, considering that the most demanded species are fir and oak.

The localities situated above the park’s elevation above sea level (3,000 masl) (INEGI, 2000) that use firewood as the main fuel for cooking are recorded in Table 3, which also includes the extraction volumes.

The volumes of timber extracted from fir forests (Abies religiosa) are the highest in the park, which is linked to their incidence, multiple use and closeness to the localities. This situation could cause the decrease in their population density, which is more evident in pine forests (Pinus hartwegii), due to the timber extraction for commercial purposes and the frequency of induced fires for benefiting forage grass. Thus, both variables contribute to the gradual decrease of trees and to the fragmentation of the temperate forest in the PNNT.

If the extracted volume is compared to the potential volume, it is evident that firewood and timber extraction for the production of coal from oak (Quercus laurina) affects individuals of all diametric classes. If the remaining little dense surfaces are also taken into account (Table 4), the risk at medium-term is the displacement of oak by fast growing species, especially alders (Alnus jorullensis) and other shrubs.

Cuadro 2. Relación uso y extracción en las localidades.Table 2. Use/extraction relation among communities.


88

Municipio LocalidadPoblación

TotalViviendas habitadas

Viviendas que

cocinan con leña

Recurso utilizado

Volumen de Extracción

Oyamel (mes)

Volumen de Extracción de

Pino (mes)

Volumen de Extracción de Encino (mes)

Volumen de Extracción de

Aile (mes)

Almoloya de Juárez Dilatada Sur (dilatada) 1,452 273 240

Oyamel, Pino 288 144

Almoloya de Juárez Rosa Morada364 82 67

Oyamel, Pino 80.4 40.2

Amanalco El Capulin Tercera Sección (Palo Mancornado)

461 95 86

Oyamel, Pino

103.2 51.6

Amanalco Huacal Viejo209 41 39


Calimaya El Baldío Amarillo

14 3 2

Pino, Encino, Aile

1.2 3.2 0.6

Calimaya Las Jarillas

415 81 68

Pino, Encino, Aile

40.8 108.8 20.4

Coatepec Harinas Las Jaras112 19 19


Temascaltepec La Loba13 3 3


Temascaltepec El Varal55 11 9


Tenango del Valle Colonia San Román (El Llano) 177 33 31

Pino, Encino, Oyamel

37.2 18.6 49.6

Tenango del Valle San Juan Tepehuísco 83 15 13

Pino, Encino, Oyamel

15.6 7.8 20.8

Zinacantepec El Capulín22 5 3


Zinacantepec Agua Blanca Ejido de Santa María del Monte

77 13 9

Oyamel, Pino

10.8 5.4

Zinacantepec Buenavista461 94 82


Zinacantepec Cerro Gordo (El Gachupín) 16 3 3


Zinacantepec El Contadero de Matamoros (San José)

1,504 324 112


Zinacantepec Cruz Colorada34 8 6


Zinacantepec Dos Caminos (Crucero de la Puerta)

26 5 1


Zinacantepec La Lima350 64 57


Zinacantepec Loma Alta512 104 95

Oyamel, Pino 114 57

Zinacantepec Ojo de Agua1,711 396 39


Zinacantepec La Peñuela577 113 107


Zinacantepec La Puerta del Monte (La Puerta)

212 42 38


Zinacantepec Raíces544 110 78


Totales 9,401 1,937 1,207 1,364 724 182 21

16,372.8 8,690.4 2,188.8 252

Fuente: INEGI, Censo de Población y Vivienda, 2000.

Source: INEGI, Censo de Población y Vivienda, 2000.

Cuadro 3. Extracción de leña en el Parque Nacional Nevado Toluca.Table 3. Timber extraction in the Nevado de Toluca National Park.


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Las localidades situadas por arriba de la cota 3,000 msnm del Parque (INEGI, 2000), y que emplean la leña como principal combustible para cocinar se consignan en el Cuadro 3, en el que además se incluyen los volúmenes de extracción.

Tipo de

Bosque

Clase diamétrica

(cm)

Volumen de árboles en pie (m3 ha-1)

Volumen extraído (m3 ha-1)

Superficie (ha)

Volumen potencial

Volumen extraído en

bosque

Volumen anual

extraído por los comuneros

Pino5 a 30 22.31 5.58

7,783173,639 43,429 8,690.40

> 35 231.99 95.43 1,805,578 742,732

Oyamel5 a 30 78.31 53.53

11,795923,666 631,386 16,372.80

> 35 963.25 75.62 11,361,534 891,938

Aile5 a 30 32.94 2.84

1,31543,316 3,735 252.00

> 35 74.80 2.38 98,362 3,130

Encino5 a 30 68.96 40.32

20013,792 8,064 2,188.80

> 35 48.50 26.20 9,700 5,240

Los volúmenes de leña que se extraen del bosque de oyamel (Abies religiosa), son los más altos en el parque, lo cual se vincula con su mayor presencia, múltiple uso y cercanía con las localidades, situación que podría favorecer la reducción de las densidades de sus poblaciones. Dicho descenso es más evidente en el bosque de pino (Pinus hartwegii) debido a la extracción de madera con fines comerciales y a la frecuencia de incendios inducidos para beneficiar al pastoreo. Así, estas dos variables contribuyen a la disminución gradual del arbolado y a la fragmentación del bosque templado en el PNNT.

Si se compara el volumen extraído con el volumen potencial, se observa que la extracción de leña y madera para la elaboración de carbón de encino (Quercus laurina) afectan a individuos de todas las clases diamétricas y, si se consideran las pequeñas superficies densas que aún quedan de este taxa (Cuadro 4), el riesgo a mediano plazo es el desplazamiento del encino por especies de rápido crecimiento, en particular el aile (Alnus jorullensis) y otros arbustos.

Por último, en ningún caso los volúmenes de extracción de leña aprovechados por los comuneros alcanzaron las cantidades estimadas en campo, lo cual sugiere que dicha actividad es afectada por otros factores ajenos al simple autoconsumo, como sería la venta del recurso por un número reducido de familias y algunos intermediarios.

La leña utilizada en el autoconsumo no significa una amenaza para la conservación del recurso forestal; sin embargo, lo es cuando esta se destina a la venta, ya que se incrementan los volúmenes de extracción. Por otro lado, el empleo de la

Finally, in any case the extraction volumes of firewood exploited by the comuneros reached the amounts estimated in the field, which suggests that such activity is altered by other factors different from personal consumption, such as

the sale of the resource by a small number of families and some intermediaries.

Firewood for personal consumption does not pose a threat to the conservation of forest resources; however, it does when it is sold, since extraction volumes increase. Moreover, using timber for commercial uses (furniture, coal, construction, poles, etc.) implies felling large trees (diameter > 35 cm and height > 20 m), which is not performed under a controlled management system. That is why its effect on the forest ecosystem is higher, since the damage caused many times is irreversible.


Cuadro 4. Volumen de extracción por superficies y tipo de bosque.Table 4. Extraction volume by surface and forest type.


90

madera con fines comerciales (mueblería, carbón, construcción, postes, etc.) implica la tala de árboles de gran tamaño (diámetros > 35 cm y alturas > a 20 m), misma que no sigue un sistema de manejo controlado, por lo que su efecto es mayor en el ecosistema forestal; porque el daño provocado muchas veces es irreversible.

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NOTA DE INVESTIGACIÓNTECNOLOGÍA PARA LA PRESERVACIÓN DE Juniperus comitana Mart. y

J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams

PRESERVATION TECHNOLOGY FOR Juniperus comitana Mart. and

J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams

Crisóforo Zamora Serrano 1, Francisco Javier Cruz Chávez 1 y Jaime López Martínez1

RESUMEN

Se ha calculado una pérdida de más de la mitad del área original y un empobrecimiento florístico de los bosques en el Centro de Chiapas para los últimos 35 años. A nivel nacional se ha desarrollado investigación en diversas ramas de la mayoría de las especies de coníferas, pero pocas integran conocimientos suficientes para servir de referencia en su manejo y conservación. La Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN) para México clasifica a Juniperus comitana y a J. deppeana var. gamboana como especies vulnerables; son endémicas y las más septentrionales en el Continente Americano. Son útiles para la restauración de bosques y de suelos degradados y, adicionalmente, aportan materia prima a los pobladores rurales que la aprovechan y comercializan como tablas, vigas, postes para cerco, leña, artesanías, y para la elaboración de muebles, puertas, ventanas y lambrín. Por ello y por la amenaza de extinción que enfrentan, se llevaron acabo estudios relativos a sus aspectos ecológicos, biológicos y reproductivos, lo que generó un respaldo que contiene la información mínima para planear el manejo y preservación de sus poblaciones naturales, así como la producción de plantas para los procesos de restauración forestal. Los resultados obtenidos sirvieron para determinar la distribución natural actual, los métodos más efectivos para: la recolección, estimación de la producción y manejo de semillas, además del análisis de la calidad de las semillas y la propagación de plantas en vivero.

Palabras clave: Distribución geográfica, Juniperus comitana Mart., J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams, latencia,

producción de plantas, semillas.

ABSTRACT

A loss of more than half of the original territory and floristic impoverishment of the forests of Central Chiapas has been estimated for the last 35 years. At a national scope, scientific research has been made in regard to most conifer species, but few integrate enough knowledge as to be used as a reference for their management and conservation. The International Union for the Conservation of Nature (IUCN) in Mexico has classified Juniperus comitana and J. deppeana var. gamboana as vulnerable species; they are endemic and the most Northern of the American Continent. They are useful for the restoration of forest and degraded-soils and, additionally, provide raw material to the rural people who harvest and commericalize them as boards, beams, fence-posts, firewood and use it to make handicrafts, furniture, doors, windows and wainscot. Therefore, and for the extinction threaten they face, some studies in regard to ecological, biological and reproductive aspects were carried out, which generated a support that includes the minimal information to plan management and preservation of their natural populations, as well as plant production for forest restoration. The actual results made it posible to determine the present natural distribution, the most effective methods for the collection production estimation and management of seeds, as well as their quality analysis and plant propagation at the nursery.

Key words: Geographic distribution Juniperus comitana Mart., J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams, seed dormancy,

plant production, seeds.

Fecha de recepción: 7 de junio de 2011Fecha de aceptación: 28 de febrero de 2012

1 CE. Centro de Chiapas, CIR. Pacífico Sur. INIFAP. Correo-e: [email protected]


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INTRODUCTION

In the last 35 years, it has been estimated that more than half of the original territory has been lost and a severe floristic impoverishment of the forests of Central Chiapas ocurred (De Jong et al., 1999; Ochoa et al., 2004). In this context, the International Union for the Conservation of Nature (IUCN, 2011) for Mexico classified Juniperus comitana Mart. y J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams as vulnerable species; however, research about them is rather scarce.

From this standpoint, the aims of this study were to provide the technological tools for their conservation, the right management of their natural populations and nursery plant production. Here are described the results of the of works accomplished in Chiapas Highlands for J. comitana and J. deppeana var. gamboana by INIFAP, during 2004-2008; such information was complemented other from several institutions in regard to these species and some others with affinity.

Juniperus comitana and J. deppeana var. gamboana are endemic species and, at this State, they represent the samples at the most northern locations of the American Continent (Zanoni and Adams, 1979; Adams and Schwarzbach, 2006; Adams et al., 2007; Adams, 2008). CONABIO (1999) quotes that they are useful in forest and degraded soil restoration. Rural people use and market them as boards, beams, fence-posts, firewood and handicrafts; J. deppeana var. gamboana is used in furniture, doors, windows and wainscot. (Zamora et al., 2010). In this study several methodological focus were included to achieve an integrating view. 122 random sampling points were established with isolated populations or trees, which were complemented with 66 records of 6 herbaria: MEXU, IE-BAJIO, XAL, EUA (LLT, TEX), CICY and ECOSUR.

With these data, it was determined that the altitudinal range for J. deppeana var. gamboana is 1,725 to 2,410 masl. Adams (2008) registered similar altitudes for these species in Guatemala. The geographic distribution area of J. deppeana var. gamboana is located at 16° 44’ 20’’ - 16° 16’ 25’’ N and 92° 39’ 17’’ - 92° 05’ 48’’ W and for J. comitana,: 16° 33’ 59’’ -16° 02’ 34’’ N and 92° 33’ 20’’and 91° 45’ 22’’ W (Figure 1).

Adams and Schwarzbach (2006) made a review of J. deppeana, and they examined the DNA sequence, terpenes and bark morphology and determined a high intraspecific variation and acknowledged that J. gamboana as a variety of such species. In a study about the geographic variation of J. deppeana, with RAPD DNA molecular markers, Adams et al. (2007) determined several discontinuous populations that include 4 varieties and 3 forms, in the United States of America, Mexico and Guatemala.

INTRODUCCIÓN

Se ha estimado una pérdida de más de la mitad del área original y un empobrecimiento florístico de los bosques en el Centro de Chiapas para los últimos 35 años (De Jong et al., 1999; Ochoa et al., 2004). En este contexto, la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN) para México, clasifica a Juniperus comitana Mart. y J. deppeana var. gamboana (Mart.) R. P. Adams, como especies vulnerables (IUCN, 2011); sin embargo, las investigaciones sobre estas especies son escasas.

Con base en lo anterior, los objetivos de este estudio fueron generar herramientas tecnológicas para su conservación, el adecuado manejo de las poblaciones naturales y la producción de plantas en viveros. Aquí se presentan los resultados de trabajos realizados en la región Altos de Chiapas, para J. comitana y J. deppeana var. gamboana, por el Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP), durante el periodo 2004-2008; dicha información fue complementada con la obtenida por otras instituciones sobre estas especies y otras afines.

Juniperus comitana y J. deppeana var. gamboana son especies endémicas y las ubicadas en esta entidad corresponden a las más septentrionales en el Continente Americano (Zanoni y Adams, 1979; Adams y Schwarzbach, 2006; Adams et al., 2007; Adams, 2008). La Comisión Nacional para el Uso y Conocimiento de la Biodiversidad (1999) cita que son útiles para la restauración de bosques y suelos degradados. Los pobladores las usan y comercializan como tablas, vigas, postes para cerco, leña y artesanías. J. deppeana var. gamboana, se usa para elaborar muebles, puertas, ventanas y lambrín (Zamora et al., 2010).

En esta investigación se utilizaron diversos enfoques metodológicos para tener un carácter integrador. Se establecieron 122 puntos aleatorios de muestreo con árboles aislados o poblaciones, complementada con 66 registros de 6 herbarios: MEXU, IE-BAJIO, XAL, EUA (LLT, TEX), CICY y ECOSUR. Con los datos obtenidos se determinó que el intervalo altitudinal para J. deppeana var. gamboana va de los 1,725 a los 2,410 m y J. comitana de los 1,230 a los 2,200 m. Adams (2008) registra altitudes similares para estas especies en Guatemala. El área de distribución geográfica de J. deppeana var. gamboana se sitúa entre las coordenadas 16° 44’ 20’’ y 16° 16’ 25’’ N y los 92° 39’ 17’’ y 92° 05’ 48’’ W y para J. comitana, se ubica entre las coordenadas: 16° 33’ 59’’ y 16° 02’ 34’’ N y los 92° 33’ 20’’y 91° 45’ 22’’ W (Figura 1).

Adams y Schwarzbach (2006) hicieron una revisión de Juniperus deppeana, examinando la secuencia de DNA, terpenos y morfología de la corteza y determinaron un alto grado de variación intraespecífica y reconocieron a J. gamboana como

Zamora et al., Tecnología para la preservación de...

93

Zamora and Velasco (2006 a, 2006b) made studies about the morphologic variation of fruits and seeds and concluded that extreme populations of J. deppeana var. gamboana and J. comitana are probably ecotypes and provenances limited by wide altitudes related with climatic variations (Table 1).

una variedad de dicha especie. En un estudio de variación geográfica de J. deppeana, con marcadores moleculares RAPD DNA, Adams et al. (2007) determinaron poblaciones discontinuas diversas que se incluyen en cuatro variedades y tres formas, en Estados Unidos, México y Guatemala.

Zamora y Velasco (2006a, 2006b) realizaron estudios de variación morfológica de frutos y semillas y concluyeron que las poblaciones extremas en cuanto a altitud de J. deppeana var. gamboana y J. comitana probablemente constituyen ecotipos o procedencias, condicionadas por amplias diferencias altitudinales relacionadas con variaciones climáticas (Cuadro 1).

La altura promedio de los árboles de J. comitana y J. deppeana var. gamboana es de 2 a 12 m y algunos ejemplares hasta de 17 a 20 m . Los diámetros promedio de tronco varían entre 5 y 15 cm, existiendo todavía algunos árboles hasta de 80 y 90 cm; la corteza de J. deppeana var. gamboana es cuadriculada, presenta ramillas gruesas; la de J. comitana es rasgada, en tiras y con ramillas delgadas. Las gálbulas están colocadas en pedúnculos cortos, de color verde, el mesocarpio es fibroso y fuertemente adherido a la semilla; en su madurez cambian de color a café, azul o violáceo (Zamora et al., 2010; Adams, 2008; Martínez, 1963). Estas especies producen árboles machos y árboles hembras (Martínez et al., 2007).

Figura 1. Plano de distribución y rodales semilleros de J. deppeana var. gamboana y Juniperus comitana en la Región Altos de Chiapas.

Figure 1. Distribution map and seed stands of J.uniperus deppeana var. gamboana and Juniperus comitana in the Highlands of Chiapas.

The average height of trees of J. comitana y J. deppeana var. gamboana is 2 to 12 m and some samples up to 17-20 m. Average stem diameters vary from 5 to 15 cm, and some are even 80 to 90 cm; the bark of these two species is squared and has thick twigs; J. comitana’s is ragged, in stripes with narrow twigs. Galbules are in short green peduncules, mesocarp is fibrous and strongly adhered to the seed; when mature, they change their color to Brown, blue or violet (Zamora et al., 2010; Adams, 2008; Martínez, 1963). These species produce male and female trees (Martínez et al., 2007).

Through the sample collection carried out during five years, Zamora et al. (2010) found out that the phenology cycle lasts 18 months, with overlapped cycles; flowering and fructification take place every year. J. comitana flowers from March to May, fruit becomes mature from June to November and seed dispersal occurs from December to February; J. deppeana var. gamboana produces flowers from April to June, fruits ripen from July to December and seeds disperse from January to April. Adams (2008) records polen dispersal


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Variable

Tulancá, Amatenango

del Valle, Chis.

(1,725 msnm).

Betania, Teopisca, Chis.

(2,310 msnm).

CV

%

DS

al 0.5%

mm Significancia mm Significancia

Largo de semilla

5.16 a 4.27 b 19.73 0.933

Ancho de semilla

4.79 a 3.68 b 24.30 1.030

Largo de cono

7.31 a 7.73 a 14.26 0.107

Ancho de cono

7.70 b 8.62 a 16.18 0.132

A través de la recolección de muestras realizada durante cinco años, Zamora et al. (2010) identificaron que el desarrollo del ciclo fenológico tiene una duración de 18 meses, con ciclos sobrepuestos; existe floración y fructificación todos los años. J. comitana florece de marzo a mayo, el fruto madura de junio a noviembre y dispersa las semillas de diciembre a febrero; J. deppeana var. gamboana florece de abril a junio; madura el fruto de julio a diciembre y dispersa de enero hasta abril. Adams (2008) consigna dispersión de polen de noviembre a diciembre para J. comitana y la primavera para J. deppeana var. gamboana. Ramírez et al. (2003) mencionan para J. gamboana como época de maduración y dispersión del fruto, noviembre a enero. Martínez et al. (2007) citan para J. deppeana producción anual continua de frutos.

La recolección de semillas se efectúa en rodales semilleros establecidos, que se caracterizan por tener un alto porcentaje de árboles con características fenotípicas superiores al promedio, como son: buena conformación, altura, diámetro, sanidad y producción de semillas, mismos que pueden ser utilizados para reforestación y preservación in situ de las poblaciones (Zamora et al., 2010).

Para determinar las dimensiones de los conos, así como su producción y la de semillas, se efectuaron muestreos al azar en 10 árboles por localidad, de los cuales se tomaron 30 frutos por árbol, a los cuales se les midió longitud y ancho promedio y se les extrajeron sus semillas, mismas que fueron pesadas en una balanza Ohaous modelo explorer E0B120 adicionalmente, se calculó la relación entre éstas y los 30 frutos por muestra (Zamora y Velasco, 2006a y 2006b) (Cuadros 2 y 3).

from November to December for J. comitana and in spring for J. deppeana var. gamboana. Ramírez et al. (2003) state from November to January the time for fruit ripening and dispersal. Martínez et al. (2007) quote that J. deppeana has a continuous fruit production along the year.

Seed collection is made in seed stands that have a high per cent of trees with phenotypical characteristics over those of the average, such as: good structure, height, diameter, health and seed production, which can be used for reforestation and in situ population preservation (Zamora et al., 2010).

In order to determine cone size as well as their production and that of seeds, random samplings of 10 trees for each location were made, from which 30 fruits per tree were taken; to each of them were measured average length and width and seeds were extracted, which were weighed in an Ohaous explorer E0B120 scale; their relation with the 30 fruits per sample was determined (Zamora and Velasco, 2006a and 2006b) (Tables 2 and 3).

Seeds have a thick cover, 0.5 mm average for J. comitana and 1.0 mm for J. deppeana var. gamboana.

Adams et al. (2007) quote cones of 5 to 8 mm for J. deppeana var. gamboana. Martínez (1963) determined cone diameters of 5 to 9 mm for J. gamboana and J. comitana, and seed length from 4 a 6 mm, while Martínez et al. (2007) declared 5 a 20 mm length for J. deppeana cones and 6 a 7 mm for the seed. Adams et al. (2008) calculated from 1 to 2 seeds per cone for these species.

Cuadro 1. Valores promedio por localidad para largo y ancho de semillas y conos de J. deppeana var. gamboana.Table 1. Average values by location for length and width of seeds and cones of J. deppeana var. gamboana.

CV=Coeficiente de variación; DS=Diferencia estadística (5%) mmCV=Variation coefficient; DS=Statistical differences (5%) mm


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Característica

/ Especie

Largo del cono

(mm)

Diámetro del cono (mm)

Largo de la semilla (mm)

Ancho de la semilla (mm)

J. deppeana var. gamboana

7.3 a 7.7 7.7 a 8.6 4.3 a 5.2 3.7 a 4.8

J. comitana 5.7 a 5.9 6.2 a 6.5 3.1 a 4.3 2.4 a 3.7

Las semillas tienen una cubierta o testa gruesa, con promedio de 0.5 mm, para J. comitana y 1.0 mm para J. deppeana var. gamboana.

Adams et al. (2007) citan conos con dimensiones de 5 a 8 mm para J. deppeana var. gamboana. Martínez (1963) determinó para J. gamboana y J. comitana diámetros de cono de 5 a 9 mm y largo de semilla de 4 a 6 mm, y Martínez et al. (2007) indican de 5 a 20 mm y largo para conos de J. deppeana y de 6 a 7 mm para la semilla.

Característica/especie

Número de semillas/cono Números de conos verdes/kg Producción de

semilla/kg de cono verde

J. deppeana var. gamboana

1 a 3 2,342 89 gr

J. comitana 1 5,169 39 gr

Adams et al. (2008) calcularon de 1 a 2 semillas por cono, para estas especies.

Para determinar la calidad de las semillas, se aplicaron las pruebas recomendadas por la Asociación Internacional para el Ensayo de Semillas (ISTA, 1976) que evalúan los siguientes parámetros:

• Peso de semillas.- El número de semillas promedio por unidad de peso, para J. deppeana var. gamboana fue de 13,205 por kilogramo y para J. comitana 38,883. Salazar (2000) calculó para J. deppeana promedios de 20,000 a 25,000 semillas/kg.

• Germinación.- El método de análisis en laboratorio consistió en utilizar toallas de papel de estraza, puestas en una cámara de germinación (Seedburo Mod. 1500), con temperatura constante de 22° C, humedad de 90% y fotoperiodo de 12 h de luz y

For seed quality, ISTA (1976) recommendations were followed, in regard to the following aspects:

• Seed weight.- The average number of seeds per weight unit for J. deppeana var. gamboana was13,205 per kg y para J. comitana it was 38,883. Salazar (2000) determined average numbers of 20,000 to 25,000 seeds per kilogram.

Cuadro 2. Dimensiones promedio de conos y semillas de Juniperus spp. Table 2. Average size of cones and seeds of Juniperus spp.

Cuadro 3. Producción promedio de conos y semillas de Juniperus spp. Table 3. Juniperus spp. average cone and seed production.

• Germination.- The laboratory analysis method included rag paper for wrapping, which were placed a germination chamber (Seedburo Mod. 1500), with a constant temperature of 22oC, 90% moisture and 12 h light x 12 darkness photoperiod; the test lasted for two months. Average germination results were 3% for J. deppeana var. gamboana and 28% for J. comitana. Low germination for the first species is understood from the thick seed coat and the low imbibition capacity of the brown paper towels. It is considered good for J. comitana, if the starting point is a 25% average for Juniperus deppeana (Salazar, 2000) and a 40-day period that the cycle lasts.

In order to know the germination potential at the nursery, tests were made with a mixture of sand and mountain ground in a 3:1 proportion, with a 50% shadow mesh. The germination period was of 2.5 months; results for average germination of were 21% for Juniperus deppeana var. gamboana and of 11% for J. comitana;


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this means that the first species raised their germination and the second, lowered it; a possible explanation of this behavior lies in the different hardness and width of seed cover and inhibitory substances, related to the type of substrate. The indirect viability test included the following:

• Biochemical analysis.- For a fast estimation of seed germination potential, the Tetrazolium method (ISTA, 1976) method was used, by assessing embryo viability. Average results were 15% for J. deppeana var. gamboana and 13% for J. comitana.

• Radiology analysis.- This test was made by placing 300 seeds per sample sheet, which were put over the film upon which the radiography would be taken, that is, in an X ray system (Faxitron HP 43804 model). Results show that the average viability per cent for J. deppeana var. gamboana was 20% and for J. comitana, 26%. Low viability is related to high vain seed indexes, 79% for J. deppeana var. gamboana and 74% for J. comitana, which might be probably due to the isolation of populations. Santos et al. (1999) quote that in vegetation fragments of J. thurifera L. up to 3 hectares, there was a severe reduction of galbules compared to well-preserved forests, which is related to the lack of dispersal agents and an intense predation.

To break seed dormancy, which becomes apparent by a low germination that is linked to thick and water-proof seed coats up to 1 mm thick (Zamora et al., 2010), 17 chemical and physical treatments were tested. Results of the best treatments are shown in Tables 4 and 5.

Tratamiento Germinación promedio (%)

Testigo sin tratamiento 8

Estratificación en frío a -5oC por dos meses

12

Estratificación en frío a -5oC por un mes

11

12 h de oscuridad; la prueba duró dos meses. Los resultados de germinación promedio fueron de 3% para J. deppeana var. gamboana y 28% para J. comitana. La baja germinación para la primera especie se explica por la gruesa testa de la semilla y el bajo poder de imbibición de las toallas de papel estraza. Para J. comitana, se considera buena si se parte de un promedio de 25% para Juniperus deppeana (Salazar, 2000) y una duración del ciclo germinativo de 40 días.

Para conocer el potencial de germinación en vivero se realizaron pruebas en almácigo con sustrato de arena-tierra de monte en proporción 3:1, cubierto con malla sombra 50%. El periodo de germinación fue de 2.5 meses; los resultados obtenidos de germinación promedio, para J. deppeana var. gamboana fueron de 21% y para J. comitana de 11%. Bajo esta condición, Juniperus deppeana var. gamboana elevó su germinación y J. comitana la disminuyó; la probable explicación a este comportamiento radica en la diferente dureza y grosor de la cubierta de la semillas y cantidades de sustancias inhibidoras, relacionadas con el tipo de sustrato.

Las pruebas indirectas de viabilidad incluyeron las siguientes:

• Análisis bioquímico.- Para estimar el potencial de germinación de las semillas de forma rápida, se utilizó el método del Tetrazolio (ISTA, 1976), evaluando la viabilidad de los embriones. Los resultados promedio fueron de 15% para J. deppeana var. gamboana y 13% para J. comitana.

• Análisis radiográfico.- Se realizó colocando 300 semillas por placa de muestra, las que se colocan sobre la película sobre la cual se tomará la radiografía o placa de análisis, que se introduce en un såistema de rayos X (Faxitron HP. Modelo 43804). Los resultados indicaron que J. deppeana var. gamboana registró un porcentaje de viabilidad promedio de 20% y J. comitana de 26%. La baja viabilidad se relaciona con altos índices de semillas vanas, siendo 79% para J. deppeana var. gamboana y 74% para J. comitana, originados probablemente por el aislamiento de las poblaciones. Santos et al. (1999) citan que en fragmentos de vegetación de J. thurifera L.

de hasta de 3 ha, advirtieron una disminución drástica de la producción de gálbulas comparada con bosques conservados, asociada a escasez de dispersores y depredación intensa.

Para romper el estado latente de las semillas, que se identifica por una baja germinación que está asociada a cubiertas gruesas e impermeables de las semillas, de hasta 1 mm (Zamora et al., 2010), se experimentó con 17 tratamientos químicos y físicos.

Cuadro 4. Resultados de germinación de los mejores tratamientos para romper la latencia de semillas de J. comitana de la región Altos de Chiapas.

Table 4. Germination results of the best treatments to break dormancy of J. comitana of the Chiapas Highland region.


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Los resultados de los mejores tratamientos se muestran en los cuadros 4 y 5.

Para producir planta en vivero, es pertinente sembrar las semillas de J. deppeana var. gamboana, en almácigo, en febrero–marzo, en el caso de J. comitana, los meses son: mayo, junio y julio. Las semillas serán sembradas en surcos con separación de 5 cm o al voleo, a profundidad de 1.0 cm, para J. comitana y de 2.0 cm para J. deppeana var. gamboana; la primera especie inicia la germinación a los 25 días y la segunda a los 31 días. Es necesario trasplantar a envases de polietileno negro calibre 200 de 20 x 10 cm, con una mezcla de suelo 3:1 de arena - tierra de monte cuando las plántulas de J. deppeana var. gamboana tengan de 4 a 5 cm de altura ó dos meses y J. comitana tres meses y solamente la radícula principal. El periodo de crecimiento de las plantas en vivero a 2,100 msnm, es de 15 a 18 meses de edad para J. deppeana var. gamboana y 18 a 21 meses para J. comitana y las plantas alcanzan una talla de 25 cm y 4 a 5 mm de diámetro del tallo, con lo cual se asegura su calidad y supervivencia en el campo (Zamora et al., 2010).

REFERENCIAS

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Martínez, M. 1963. Las Pináceas Mexicanas. 3ª Edición. Departamento de Biología. Universidad Nacional Autónoma de México. México D. F. pp. 289-400.

Ochoa G., S., M. González-Espinosa, J. A. Meave and V. Sorani- Dal Bon. 2004. Effect of forest fragmentation on the woody flora of the highlands of Chiapas, México. Biodiversity and Conservation. 13:867-884.

Salazar F., R. 2000. Nota técnica sobre manejo de semillas Forestales, CATIE No 112. Turrialba, Costa Rica. 2 p.

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Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza. IUCN. 2011. Red List of Threatened Species. (Version 2011.2.) http://www.iucnredlist.org. (27 enero 2011).

Tratamiento Promedio %

Testigo sin tratamiento 16

Secado de semilla al sol 15 días por 8 h, remojo y secado 4 veces, más inmersión en ácido giberélico por 2 días.

34

Inmersión en ácido sulfúrico 100% por 2 h

29

For plant production at the nursery it is convenient to sow seeds of J. deppeana var. gamboana in seed bed by February and March, and J. comitana in May, June and July. Seeds must be sown in furrows 5 cm apart or scattered, at 2.0 cm deep for the first species and at 1.0 cm for the second, which starts germination after 31 days, and after 25, J. comitana. It is necessary to transplant to 200 de 20 x 10 cm black polyethilene containers, filled by a soil mixture of 3:1 sand-mountain ground when J. deppeana var. gamboana seedlings reach 4 to 5 cm tall or are two months old and J. comitana is three months old and only have the main radicle. Growth period of plants at the nursery at 2,100 masl is 15 to 18 months for J. deppeana var. gamboana and 18 to 21 months for J. comitana, and plants get 25 cm tall and stem diameters of 4 to 5 mm, with which they guarantee their quality and survival at the field (Zamora et al., 2010).


Cuadro 5. Resultados de germinación de los mejores tratamientos para romper la latencia de semillas de J. deppeana var. gamboana de la región Altos de Chiapas.

Table 5. Germination results of the best treatments to break dormancy of J. deppeana var. gamboana seeds of the Chiapas Highland region.

Zanoni, T. A. and R. P. Adams. 1979. The genus Juniperus (Cupressaceae) in Mexico and Guatemala: synonymy, key and distribution of the taxa. Bol. Soc. Bot. México (38): 83–131.

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98

Dominio público.

“Una lección importante para el futuro que se obtiene del estudio pasado, es la importancia de las instituciones locales en la mezcla de instituciones responsables de la conservación de la diversidad biológica a largo plazo. Es la diversidad institucional la que ha ayudado, en muchos casos, a la protección de la diversidad biológica en el pasado. Esta diversidad genera una gama de respuestas políticas que pueden comenzar a lidiar con la enorme cantidad de acciones necesarias para manejar de manera eficiente los sistemas biológicos complejos. Sin dicha diversidad, es casi imposible imaginar un sólo arreglo institucional lo suficientemente complejo para obtener el conocimiento científico y la información local necesarios para responder de manera adecuada a los sistemas ecológicos cambiantes a lo largo de grandes periodos de tiempo”.

Elionor Ostrom.


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CONSEJO ARBITRAL

ArgentinaInstituto Nacional de Tecnología Agropecuaria.- M.Sc. Leonel Harrand

Museo Argentino de Ciencias Naturales.- Dra. Ana María FaggiInstituto Argentino de Investigaciones de las Zonas Áridas (IADIZA).- Dr. Eduardo Martínez Carretero

Canadá Universitè Laval, Québec.- Ph. D. Roger Hernández

Cuba Instituto de Investigaciones Fundamentales en Agricultura Tropical.- Dra. Amelia Capote Rodríguez

Unión Nacional de Escritores y Artistas de Cuba.- Dra. Raquel Carreras Rivery

ChileUniversidad del Bío Bío.- Dr. Rubén Andrés Ananias Abuter

EspañaCIFOR-INIA.- Dr. Eduardo López Senespleda, Dr. Gregorio Montero González, Dr. Sven Mutke Regneri

Fundación CEAM.- Dra. María José Sánz SánchezUniversidad de Oviedo.- Dr. Elías Afif Khouri

Universidad Politécnica de Madrid.- Dr. Alfredo Blanco Andray, Dr. Luis Gil Sánchez, Dr. Alfonso San Miguel-Ayanz,Dr. Eduardo Tolosana, Dr. Santiago Vignote Peña

Estados Unidos de AméricaNew Mexico State University.- Ph.D. John G. MexalNorthern Arizona University .- Ph.D. Peter Z. Fulé

University of Colorado at Denver.- Ph.D. Rafael Moreno SánchezUniversity of Florida.- Ph.D. Francisco Javier Escobedo Montoya

United States Department of Agriculture, Forest Service.- Dr. Mark E. Fenn, Dr. Carlos Rodriguez Franco

ItaliaInternational Plant Genetic Resources Institute.- Dra. Laura K. Snook

México.Asociación Mexicana de Arboricultura.- Dr. Daniel Rivas Torres.

Benemérita Universidad Autónoma de Puebla.- Dr. José F. Conrado Parraguirre Lezama.Centro de Investigación Científica de Yucatán, A.C. Dra. Luz María del Carmen Calvo Irabién

Ph.D. José Luis Hernández StefanoniCentro de Investigación y Docencia Económicas.- Dr. Alejandro José López-Feldman

CENTROGEO / CONACYT.- Dra. Alejandra López Caloca.Colegio de la Frontera Sur.- Dr. Bernardus H. J. de Jong, Dr. Mario González Espinosa, Ph.D. Jorge E. Macías Sámano,

Dr. Neptalí Ramírez Marcial, Dr. Cristian Tovilla Hernández, Dr. Henricus Franciscus M. VesterColegio de Postgraduados.- Dr. Arnulfo Aldrete, Dr. Dionicio Alvarado Rosales, Dr. Víctor M. Cetina Alcalá,Dra. Ma. de Lourdes de la Isla de Bauer, Dr. Héctor M. de los Santos Posadas, Dr. Armando Equihua Martínez,

Dr. Ronald Ferrara-Cerrato, Dr. Edmundo García Moya, Dr. Manuel de Jesús González Guillén, Dr. Jesús Jasso Mata,Dr. Lauro López Mata, Dr. Javier López Upton, Dr. Martín Alfonso Mendoza Briseño, Dr. Antonio Trinidad Santos,

Dr. Juan Ignacio Valdés Hernández, Dr. José René Valdez Lazalde, Dr. J. Jesús Vargas Hernández,Dra. Heike Dora M. Vibrans Lindemann

El Colegio de México.- Dra. María Perevochtchikova


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El Colegio de Tlaxcala, A.C..- M.C. Noé Santacruz GarcíaInstituto de Ecología, A. C..- Dr. Pedro Guillermo Ángeles Álvarez, Dr. Ismael Raúl López Moreno

Instituto Politécnico Nacional.- Dr. Alejandro Daniel Camacho Vera, Ph.D. José de Jesús Návar Cháidez,M.C. D. Leonor Quiroz García, Ph.D. Sadoth Sandoval Torres

PRONATURA.- Dr. José A. Benjamín Ordoñez DíazUniversidad Autónoma Agraria Antonio Narro.- Dr. Eladio Heriberto Cornejo Oviedo, M.C. Salvador Valencia Manzo

Universidad Autónoma Chapingo.- M.C. Beatriz Cecilia Aguilar Valdez, M.C. Baldemar Arteaga Martínez,Dra. Emma Estrada Martínez, M.C. Mario Fuentes Salinas, M.C. Enrique Guízar Nolazco, Dra. María Isabel Palacios Rangel,Dr. Hugo Ramírez Maldonado, Dr. Dante Arturo Rodríguez Trejo, Dr. Leonardo Sánchez Rojas, Dr. Enrique Serrano Gálvez,

Dra. Ernestina Valadez Moctezuma, Universidad Autónoma de Baja California Sur.- Dr. José Antonio Martínez de la Torre

Universidad Autónoma de Chihuahua.- Ph.D. Concepción Luján Álvarez, Ph.D. Jesús Miguel Olivas GarcíaUniversidad Autónoma de Guadalajara.- Dr. Mauricio Alcocer Ruthling

Universidad Autónoma de Nuevo León .- Dr. Glafiro J. Alanís Flores, Dr. Enrique Jurado Ybarra,Dr. José Guadalupe Marmolejo Monsiváis, Dr. Eduardo Javier Treviño Garza

Universidad Autónoma de Querétaro.- Dr. Luis Gerardo Hernández SandovalUniversidad Autónoma de San Luis Potosí.- M.C. Carlos Arturo Aguirre Salado

Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo.- Dra. Ana Laura López Escamilla, Dr. Ángel Moreno FuentesUniversidad Autónoma del Estado de México.- Dr. Darío Ibarra Zavala, Dr. Armando Burgos-Solorio

Universidad Autónoma Indígena de México.- Dra. Hilda Susana Azpiroz Rivero Universidad Autónoma Metropolitana.- Dr. Héctor Castillo Juárez, Dra. Carmen de la Paz Pérez Olvera

Universidad de Guadalajara.- Dr. Luis Ramón Bravo García, Dr. Ezequiel Delgado Fourné,M.C. Francisco Javier Fuentes Talavera, M.C. María Guadalupe Lomelí Ramírez, M.C. Roberto Novelo González,

Dr. Rubén Sanjuán DueñasUniversidad del Mar.- M.C. Verónica Ortega Baranda

Universidad Juárez del Estado de Durango.-Dr. Javier Leonardo Bretado Velázquez,Dr. Hermes Alejandro Castellanos Bocaz, Dr. José Javier Corral Rivas, Ph.D. José Ciro Hernández Díaz, Dr. Marín Pompa García

Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo.- Dr. José Cruz de León, M.C. Marco Antonio Herrera Ferreyra,Dr. Alejandro Martínez Palacios, Dr. José Guadalupe Rutiaga Quiñones, Dr. David Zavala Zavala

Universidad Nacional Autónoma de México.- Dra. María del Consuelo Bonfil Sanders, Dr. Humberto Bravo Álvarez,Dra. Eliane Ceccón, Dr. Joaquín Cifuentes Blanco, Dr. Abisaí Josué García Mendoza, Dr. Roberto Garibay Orijel,

Dr. Julio Alberto Lemos Espinal, Dr. Daniel Piñero Dalmau, Dr. Américo Saldívar Valdés, Dra. Teresa Terrazas Salgado Universidad Veracruzana.- Dr. Lázaro Rafael Sánchez Velásquez

Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias.- Dr. Miguel Acosta Mireles,Dr. Juan de Dios Benavides Solorio, Dr. Fernando Carrillo Anzures, Dr. Carlos Román Castillo Martínez,

Dr. José Gilberto Chávez León, M.C. Alfonso de la Rosa Vázquez, Dr. José Germán Flores Garnica,M.C. Antonio González Hernández, Dr. Vidal Guerra de la Cruz, Dr. José Amador Honorato Salazar, Dr. Fabián Islas Gutiérrez,

Dr. Emiliano Loeza Kuk, M.C. José Francisco López Toledo, Dr. Martín Martínez Salvador,Dra. Aixchel Maya Martínez, Dr. José Isidro Melchor Marroquín, M.C. Francisco Moreno Sánchez, Dr. Ramiro Pérez Miranda,

Dr. José Ángel Prieto Ruíz, M.C. Fabiola Rojas García, Dr. Guillermo Sánchez Martínez, Dr. Erasto Domingo Sotelo Ruiz,Dr. Arturo Gerardo Valles Gándara, Dr. José Villanueva Díaz, M.C. Eulalia Edith Villavicencio Gutiérrez.

M.C. Ana Laura Wegier BriuoloConsultores Privados.- Dr. Gustavo Cruz Bello, M.C. Juan Islas Gutiérrez, M.Sc. Rosalía A. Cuevas Rangel,

Dra. Teresita del Niño Jesús Marín Hernández

CONSEJO EDITORIAL

Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias.- Dr. Francisco Becerra Luna,M.C. Andrés Flores García, M.C. Georgel Moctezuma López, M.C. Francisco Moreno Sánchez

M.C. Santa Ana Ríos Ruíz, M.C. Martín Enrique Romero Sánchez, M.C. Juan Carlos Tamarit Urias, M.C. Efraín Velasco BautistaUniversidad Autónoma de Chapingo.- Dra. María Isabel Palacios Rangel

Universidad Autónoma del Estado de México.- Dr. Armando Burgos-SolorioUniversidad Nacional Autónoma de México.- M.C. Verónica del Pilar Reyero Hernández


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El

Vo lu m e n 3, Número 11

de la Revista Mexicana de Ciencias Forestales, se

terminó de imprimir en junio de 2012, “Año Internacional de los

Bosques”, por: URBIMPRESOS, Ingenieros Mecánicos Mz. 14, Lt. 27, Col. Nueva Rosita,

Delegación Iztapalapa C.P. 09420 México, D.F. México, D.F . Tiraje: 1,000

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