B.A. Wilcox
Análisis de los actuales sistemas utilizados para evaluar los efectos de la deforestación sobre la diversidad biológica, mediante un nuevo concepto de la misma a la luz de los últimos progresos realizados en la teoría ecológica, y descripción de un marco racional para aplicar el concepto de análisis de riesgos a la evaluación y reducción de los efectos negativos de la deforestación de los bosques tropicales sobre la diversidad biológica. Se sugiere aplicar una perspectiva más amplia en la que se haga hincapié en la función de los ecosistemas así como en la diversidad biológica y la necesidad de tener en cuenta los valores ecológicos, económicos y sociales cuando se determinan los efectos de la deforestación y las perspectivas para la conservación y utilización sostenible.
Bruce A. Wilcox trabaja en el Instituto de Desarrollo Sostenible, Menlo Park, California, Estados Unidos.
Cuando se prevén las pérdidas y se adoptan medidas preventivas con respecto a la conservación de la diversidad biológica, se hace referencia sobre todo a las especies (especialmente a especies particulares, o en peligro). Sin embargo, la categoría de las especies representa solamente uno de los niveles de la diversidad. La diversidad biológica consiste asimismo en la variedad y la variabilidad a niveles superiores e inferiores de la organización biológica entre ecosistemas o hábitats y dentro de las especies.
No obstante, actualmente sólo es posible una caracterización muy general de los tipos y variedades de ecosistemas y organismos que existen en los bosques (CMVC, 1992). A nivel genético, y a pesar del impresionante aumento de conocimientos sobre genética forestal (Namkoong, 1986), la caracterización de la variabilidad genética dentro de las especies se ha realizado solamente para unos cuantos centenares de los cientos de miles de especies que existen. La distribución geográfica de los tipos de ecosistema o hábitat, especies y diversidad genética sólo se conocen como modelos muy generales para los trópicos en su conjunto, y existe información detallada sobre los estudios de cualquiera de estos niveles para un número relativamente reducido de parajes forestales.
En los últimos años los conocimientos científicos de los modelos y procesos de la diversidad biológica de los bosques tropicales han avanzado considerablemente. Los resultados recientemente publicados por el Proyecto de Evaluación de los Recursos Forestales Tropicales (FAO, 1993) han aumentado significativamente nuestros conocimientos sobre la situación de los bosques tropicales en el mundo. Aprovechando la experiencia de las evaluaciones mundiales previas (FAO, 1982), la evaluación de 1990 ha utilizado metodologías perfeccionadas, que permiten la re visión de las estimaciones de 1980, y ha facilitado estimaciones de la situación en 1990 y del ritmo al que cambia la cubierta forestal en lo que respecta a 90 países situados dentro de la zona forestal tropical. En la evaluación también se tuvo en cuenta la creciente disponibilidad de las imágenes de satélite y se aplicaron nuevos instrumentos analíticos para estimar la biomasa, la fragmentación y el riesgo que corre la diversidad biológica, a fin de mejorar la escala de resolución y nuestra comprensión de las repercusiones de la degradación y de las pérdidas de la cubierta forestal.
Sin embargo, siguen existiendo grandes vacíos de información en la distribución geográfica de los elementos y en su correspondencia con los efectos forestales, que impiden una estimación fidedigna de la pérdida de diversidad biológica. Aun si se dispusiera de dicha información espacial, no se puede calcular correctamente la gran variedad de respuestas de las especies a la pérdida de hábitat y a la degradación, ni siquiera a escala relativamente reducida, y mucho menos a escala mundial. La utilización de expresiones matemáticas con respecto al número de especies en relación con la superficie del hábitat, mientras se emplean modelos de especies-superficie cuya generalidad está demostrada, no logra reducir esta incertidumbre (Lugo, Parrotta y Brown, 1993).
Las estimaciones realizadas sobre esta base, que son de una pérdida total de especies del 3 al 10 por ciento basada en las estimaciones de deforestación tropical previstas para el año 2000, requieren formular numerosas hipótesis cuya validez es básicamente imposible de demostrar (Whitmore y Sayer, 1992). Tampoco con ello se explica la pérdida de diversidad biológica a nivel de hábitat o genético, que podría dar lugar a una estimación insuficiente de los efectos negativos que la pérdida de hábitat forestal tiene sobre la diversidad de elementos en general. Por otra parte, esta información no da mucha orientación por sí misma en cuanto a estrategias de conservación o de utilización sostenible.
No existe ninguna duda de que la deforestación de las regiones tropicales está amenazando o eliminando numerosos ecosistemas, especies y poblaciones genéticamente únicas de los bosques tropicales (CMVC, 1992), incluidos los valiosos recursos genéticos de los bosques tropicales (FAO, 1990). La identificación de prioridades y orientación programática de numerosos organismos internacionales y organizaciones no gubernamentales incluye una larga y creciente lista de hábitats de especies amenazadas en las zonas tropicales. No obstante, el significado y valor de la diversidad biológica se extiende mucho más allá de los elementos amenazados e incluye su papel funcional y valor percibido en todas las escalas geográficas institucionales, independientemente del grado de originalidad, raridad, o grado actual de amenaza.
Los ecólogos especializados en los bosques han reconocido desde hace tiempo la interacción entre las estructuras geométricas de los organismos, el hábitat y sus funciones. Tales relaciones, a las que también se conoce como «modelo y proceso», consideradas en diferentes escalas espaciales y temporales, se consideran básicas para determinar la importancia de los distintos factores en el cambio de vegetación (Solomon y Shugart, 1993). Es necesario que haya una triple interacción entre los componentes (elementos), la estructura y la función para poder elaborar indicadores que permitan la evaluación de la diversidad biológica. Según las diferentes escalas espaciales (paisajes regionales, comunidades ecológicas, lugares locales), y los niveles de diversidad biológica (eco sistema, especie, población y genética), pueden definirse los rasgos y factores más importantes dominantes (Noss, 1990). A este esquema y como tercera dimensión pueden añadirse las diferentes escalas institucionales o de gestión (internacional, nacional, de distrito, comunitarias) (FAO, 1994).
La perspectiva que se centra en los elementos, sobre todo la que se basa solamente en la categoría de especies, presenta importantes limitaciones en cuanto a los datos e ignora asimismo una grande y creciente cantidad de informaciones, sobre todo en lo que respecta a los efectos indirectos sobre la diversidad de los elementos debida al cambio de estructura de los ecosistemas y a la función provocada por la pérdida y degradación de los bosques. En general, los últimos descubrimientos científicos apoyan una visión más amplia de la diversidad biológica, en la que se tenga en cuenta la variedad y variabilidad de los elementos en función de su interacción con el «modelo y proceso» a diferentes escalas espaciales y temporales. Se ha vuelto evidente, por ejemplo, que la elevada diversidad de árboles de los bosques higrofíticos tropicales se debe a la continua alteración de zonas no contiguas, que forman un modelo en forma de mosaico. Igualmente, la variación de ecotipos presente en muchos de los genes más importantes de los árboles forestales, se mantiene y está representada por modelos de variación ambiental en todo un paisaje forestal o una región. Los modelos de variación en el medio ambiente y en el paisaje pueden constituir una buena medida de la diversidad biológica y, en general, se puede medir de forma práctica y eficaz utilizando las técnicas de prospección de superficie o de teledetección.
Los recursos forestales, al igual que los recursos producidos por los sistemas vi vos, son renovables en la medida en que su «capital biológico» permanece intacto. Este capital incluye los bienes y servicios que proporcionan las existencias en formación, como es la madera en pie o la protección de las cuencas hidrográficas, así como la variedad y la variabilidad genética.
Si bien existe el peligro de reducir la complejidad de la interdependencia hombre-bosque a una perspectiva puramente económica o de producción, la mejor manera de evaluar y exponer las consecuencias de la deforestación, y la dependencia humana de los ecosistemas forestales, es utilizar los conceptos de riesgo, costo y beneficio. Los riesgos, costos y beneficios de la conversión o conservación de los bosques pueden definirse sobre la base de los valores de «uso» y «no uso» de la diversidad biológica, considerando los ecosistemas forestales como sistemas de producción (véase la Figura 1). Los valores de uso consisten en beneficios productivos directos, como los productos de la madera y los productos no madereros, y los beneficios funcionales indirectos. Entre estos últimos pueden citarse los efectos sobre la biosfera, el mantenimiento y la reglamentación de las funciones hidrológicas que afectan al clima local, la energía hidroeléctrica y los recursos hídricos y el transporte de las aguas, así como la protección de los cultivos, los ciclos de los nutrientes, la conservación in situ de los recursos genéticos, y otros. Los valores de no uso son «intrínsecos» a las especies o al hábitat, y se basan en perspectivas culturales, estéticas y espirituales. Puede calcularse el valor monetario de muchos de estos beneficios y, cuando existen, su contribución a las economías locales y nacionales puede resultar mucho mayor que los otros usos de las tierras forestales (Pearce, Moran y Fripp, 1994).
FIGURA 1 La diversidad biológica como sistema de producción
1 Los atributos incluyen la complejidad ecológica y la diversidad (incluido el exceso funcional) a nivel de especies y genético, que constituyen la «variedad y variabilidad» necesarias para sustentar los insumos de producción y los productos de valor.2 Los requisitos básicos incluyen las redes alimentarias, las relaciones tróficas, la fijación de energía y nutrientes y los ciclos biogeoquímicos.
3 Los productos incluyen los «beneficios de productos directos» (bienes), los «beneficios funcionales indirectos» (servicios), y las especies de valor intrínseco.
Nota: Casi toda la diversidad biológica de un ecosistema contribuye indirectamente a su protección amortiguando el estrés de origen antrópico o natural (insumos de mantenimiento) o proporcionando la energía y el material inmediatamente necesarios. Estos insumos de mantenimiento y de producción constituyen la base para proporcionar productos de valor de manera continuada.
A pesar de lo expuesto anteriormente, el valor real de la diversidad biológica elude las cuantificaciones monetarias o de otro tipo pues no se tienen en cuenta las dificultades de medida o los beneficios no reconocibles como son los beneficios productivos indirectos o los atributos y elementos de la diversidad biológica de los que dependen las especies de valor productivo y funcional para el crecimiento y la reproducción. En los bosques tropicales estos factores incluyen por ejemplo las aves y mamíferos responsables de la polinización y la dispersión de semillas de muchas de las especies de frondosas de elevado valor, así como de otras especies vegetales que le sirven como fuente de alimento y protección. Tampoco tienen en cuenta los cambios de las necesidades o deseos de las futuras generaciones.
Aun más difícil de calcular son los atributos de variedad y variabilidad que contribuyen a la resistencia ecológica y potencial en la evolución de los ecosistemas forestales y, por lo tanto, a su sostenibilidad. Estos «beneficios indirectos» están representados por atributos de la diversidad biológica que facilitan o permiten los procesos que se desarrollan a todos los niveles (Wilcox, 1994). El mosaico heterogéneo de paisajes forestales protege contra los efectos de las amenazas naturales como pueden ser la inclemencia del tiempo o la aparición de plagas. La competencia y abundancia de especies dentro de los ecosistemas favorece su idoneidad y contribuye a garantizar la resistencia, fortaleza y supervivencia genética de una determinada especie ante las circunstancias adversas para el medio ambiente de origen humano o natural.
Si bien no es seguro cuánta variedad y variabilidad son necesarias para facilitar determinados bienes y servicios, existen métodos para estimar las necesidades para mantener la viabilidad de poblaciones de plantas y animales valiosas (Soulé, 1987), así como la integridad del ecosistema natural subyacente (Karr, 1994). Los últimos descubrimientos de las investigaciones indican que en el conjunto funcional de ecosistemas ricos en especies se encuentra una gran abundancia genética (Schulze y Mooney, 1993). Sin embargo, algunos grupos funcionales constan de sólo una especie, que actúa como «piedra angular» que a menudo sostiene una red de otras muchas especies dentro de una comunidad ecológica.
En cuanto a la evaluación y la gestión, es evidente que hay unos cuantos procesos y especies «estructuradores» que son imprescindibles para el mantenimiento del uso directo e indirecto, y para los valores de no uso de la diversidad biológica forestal. Estos factores estructuradores incluyen, por ejemplo, la estructura física que proporciona la cubierta forestal o la «estructura» en el sentido de tejidos alimentarios o interacciones mutuas en las que intervienen animales y árboles frutales o plantas portadoras de néctar. Los factores clave de la estructuración son también animales tales los elefantes o los castores o agentes físicos como el fuego, que perturban considerablemente o reestructuran el medio ambiente (Bond, 1993).
Particularmente significativa es la relación entre la fauna forestal tropical y la diversidad en lo que respecta a los árboles. Los cambios introducidos en la composición o diversidad de especies consumidoras de frutas y semillas pueden influir en la diversidad de las especies arbóreas, afectando incluso la regeneración de las frondosas con valor comercial (Bawa et al., 1989). Los efectos de la menor diversidad de los mamíferos sobre la caída de los frutos son directamente observables (Dirzo y Miranda, 1990), y la disminución de los grandes depredadores, los más vulnerables a la pérdida de hábitat en gran escala, influye de forma diferente sobre la densidad de los mamíferos que se alimentan de frutos y semillas y, por lo tanto, sobre la regeneración de las cubiertas forestales con gran cantidad de semillas (Terborgh, 1992). Por lo tanto, es muy probable que el descenso general de la diversidad de la fauna en los bosques tropicales tenga amplios aunque lejanos efectos, cuyas consecuencias para la diversidad biológica general de los bosques tropicales podría ser espectacular. Es también muy importante mantener la diversidad de los insectos que se alimentan de plantas así como, en general, de los invertebrados, para garantizar la continua evolución y diversificación de las especies vegetales, incluso el mantenimiento de los recursos genéticos (Brown, 1987).
Como ya se ha puesto de relieve, los riesgos sobre la biodiversidad asociados a la deforestación se suelen examinar desde el punto de vista de la pérdida de las especies. De igual importancia son los efectos de la deforestación sobre la función de los ecosistemas, que afectan tanto a los valores biológicos como utilitarios que requieren el mantenimiento de la integridad ecológica. Como se ha dicho ya, la estimación de los efectos de la deforestación sobre la pérdida de las especies plantea problemas debido a una serie de razones. Por ejemplo, los modelos que relacionan la extinción de las especies con la pérdida del hábitat demuestran que existe un ritmo creciente de pérdida de especies sólo después de que se haya perdido la tercera parte del hábitat original (FAO, 1994; Tilman, May y Nowak, 1994). Sin embargo, estos modelos no tienen en cuenta los efectos de la deforestación sobre la función de los ecosistemas, que pueden entrar en juego en un grado más significativo antes de que se pierdan las dos terceras partes de la cubierta forestal original de un ecosistema. Además, un análisis de la cubierta forestal indica que la mayor parte de las regiones han perdido ya las dos terceras partes de ella (Cuadro). En este sentido, más significativo que la pérdida de las especies propiamente dichas es el «empobrecimiento biótico» general que acompaña a la degradación de los ecosistemas forestales (Figura 2).
FIGURA 2 Modelo de degradación del ecosistema forestal
Las fuentes de estrés de un ecosistema forestal pueden ser:
· extracción excesiva de los recursos renovables
· contaminación
· reestructuración física
· especies exóticas
· variación naturalFuente: Rapport, Reggier y Hutchinson (1985).
El proceso general de degradación del ecosistema forestal, que algunos ecólogos llaman también retrogresión ecológica, va acompañado de:
· reducción de la diversidad de las especies
· agotamiento de las reservas de nutrientes
· cambios en la estructura, pasando de bosques a arbustos y hierbas
· complejidad de las relaciones entre especies
· descenso de la productividad primariaFuente: Woodwell (1967; 1970).
Fuente: Jordan (1985), con modificaciones.
CUADRO. Comparación regional del porcentaje de bosques originales remanente en 1990
|
Región original 1 |
Bosque en 1990 2 |
Bosques originales |
Bosques remanentes en 1990 |
|
(miles de ha) |
(%) |
||
|
Asia |
|||
|
Asía meridional |
311722 |
61150 |
20 |
|
Asia sudoriental continental |
189 609 |
75 197 |
40 |
|
Asia sudoriental insular |
244 140 |
135 349 |
60 |
|
América Latina |
|||
|
América Central |
176 744 |
66 673 |
40 |
|
América du Sur |
1 278 371 |
802 716 |
60 |
|
Africa |
|||
|
Africa saheliana occidental |
145 667 |
40 750 |
30 |
|
Africa saheliana oriental |
251 973 |
64 631 |
30 |
|
Africa Occidental |
200566 |
55 607 |
30 |
|
Africa Central |
394 837 |
204 112 |
50 |
|
Africa Subtropical |
457 249 |
143 297 |
30 |
|
Africa Insular |
116508 |
15782 |
10 |
1 Olson, Watts y Allison (1985).
2 Datos de la FAO.
Nota: Las estimaciones de la superficie de «bosques originales» provienen del mapa digital de Olson, Watts y Allison (1985). Se compararon los datos originales con otras estimaciones basadas en una combinación de técnicas de mapeo bioclimático, telepercepción y verificación de campo, y se pudo encontrar que eran los más conservadores y precisos, a pesar de las impropiedades generales de todos los juegos de datos existentes sobre la vegetación mundial. El concepto de cubierta forestal original es una hipótesis que trata de aproximarse a las condiciones de la prehistoria, pero que supone que el clima y otras condiciones físicas y bióticas que prevalecieron durante la prehistoria son las mismas de hoy. La calidad de los datos y la resolución e interpretación de los datos del mapa digital en función de la vegetación y los límites geopolíticas hacen que exista un rango de confiabilidad de las estimaciones del ±20 por ciento. Sin embargo, los valores del «bosque original remanente» que han sido redondeados al 10 por ciento más cercano, reflejan con mucha probabilidad el nivel real de cubierta forestal en relación a la que hubiera existido en ausencia de seres humanos.
La diversidad biológica, los riesgos, los costos y los beneficios asociados a la situación y el cambio de la cubierta forestal tienen una gran importancia cuando se trata de evitar el empobrecimiento biótico y el mantenimiento de la integridad biótica o de la salud del ecosistema. Un ecosistema forestal en buen estado - donde se mantiene la integridad biótica - puede caracterizarse por ser un sistema donde se realiza su potencial inherente, existe una situación estable, una capacidad de autogeneración cuando sea perturbado, y que requiere los mínimos «insumos» exteriores para su mantenimiento. La diversidad biológica y la integridad biótica actúan mutuamente entre sí y ambas se ven amenazadas o disminuyen a causa de la deforestación (Rapport, Reggier y Hutchinson, 1985).
Los factores adversos y la respuesta a ellos tienen un efecto potencialmente negativo sobre la integridad biótica y la diversidad biológica, que provoca un síndrome de efectos asociados a la degradación de los ecosistemas que da lugar al empobrecimiento biótico (Fig. 2). Con ayuda de indicadores adecuados pueden medirse y detectarse los efectos adversos, la respuesta a ellos, las repercusiones y el grado de empobrecimiento biótico. La respuesta o el cambio de estructura o composición de los ecosistemas (composición de las especies) tiende a ser más útil como indicador precoz del mal estado de los bosques que los cambios funcionales (por ejemplo, el ciclo de los nutrientes).
En un sentido estrictamente analítico, la evaluación de los riesgos comprende la identificación de éstos y la de los peligros y la estimación de la probabilidad de que aparezcan. Así pues, para evaluar los riesgos que corre la diversidad biológica se requiere una especificación de las consecuencias negativas o «punto límite». En este sentido, los puntos límite no deseables suelen ser la pérdida de los componentes valiosos o de los productos de la diversidad biológica. Por lo tanto, puede definirse el riesgo para la diversidad biológica como una situación con consecuencias potencialmente perjudiciales, que supone un cambio de la variedad o variabilidad entre ecosistemas y dentro de ellos, así como entre especies, poblaciones y organismos individuales.
El hecho que un determinado nivel de degradación forestal y empobrecimiento biótico represente un riesgo en sentido social depende hasta un cierto punto de los valores y preferencias de los usuarios de un determinado bosque, o de los beneficiarios de la corriente de bienes y servicios forestales. Así pues, la evaluación del riesgo para la diversidad biológica incluye dos niveles de análisis. El primero es la determinación del efecto de las presiones provocadas por la presencia del ser humano sobre la integridad biótica. El segundo es la determinación del efecto del empobrecimiento biótico sobre la sociedad, y la disminución a largo plazo de los valores de uso y de no uso derivados de los ecosistemas.
El examen de las relaciones causales entre deforestación, función de los ecosistemas y diversidad biológica pone de manifiesto que en la degradación de los ecosistemas y en el empobrecimiento biótico intervienen varios factores. Algunos de éstos dependen tanto de los tipos de deforestación y de los sistemas de utilización de los bosques, como de la cantidad total de pérdida de los hábitats forestales. Así pues, puede existir la posibilidad de mitigar los peores efectos de la pérdida de los bosques mediante el mantenimiento de zonas de protección, corredores, extensos bloques de bosques naturales, así como mediante la restauración ecológica y la repoblación forestal. Se pueden determinar medidas concretas de mitigación para conservar los atributos estructurales o funcionales a nivel local, de paisaje o regional que se ven afectados por la pérdida y fragmentación del hábitat forestal.
Existe siempre un peligro en la visión reducida que supone la evaluación de los riesgos. El concentrarse excesivamente en los mecanismos de detalle y las relaciones causales directas puede hacer perder de vista hechos que son evidentes y que pueden conocerse con certeza. Durante los últimos veinte o treinta años, la cubierta forestal de los países tropicales ha disminuido a un ritmo sin precedentes históricos. Si bien en el pasado se han producido ritmos comparables de deforestación a nivel local y regional (Williams, 1990), la amplitud de la escala geográfica y el corto período de tiempo no han sido jamás igualados. Además, el mayor volumen de precipitaciones, radiación solar y dependencia directa de la población local para su sostenimiento, eleva al máximo las consecuencias ecológicas, sociales y económicas de la deforestación en los países tropicales. Unida al aumento, igualmente sin precedentes históricos, de las emisiones de dióxido de carbono en los países industrializados, la deforestación tropical agrava el riesgo de los cambios climáticos mundiales, tanto mediante la emisión de dióxido de carbono por la combustión de la vegetación forestal, como por el mayor albedo o capacidad de reflexión solar. La segunda tiene el efecto adicional de producir tendencias locales y regionales a la sequía y al calentamiento, haciendo problemática la recuperación natural, o incluso asistida por el hombre, de las tierras forestales.
Muchas formas de actividad y producción humanas son compatibles si se basan en el mantenimiento de los bosques, incluida la diversidad biológica local. La explotación sostenible de los recursos forestales renovables y la reordenación de la madera en pie, así como su variedad y variabilidad, no disminuyen necesariamente el capital biológico. De hecho, el acelerar el desarrollo sostenible de los recursos forestales de los países en desarrollo, incluida la conversión de bosques sin explotar en bosques explotados de forma productiva, a fin de elevar el nivel de vida y romper el ciclo de pobreza y de degradación ambiental, puede ser la mejor forma de aumentar al máximo la conservación de la diversidad biológica en muchos países en desarrollo. La cantidad total de bosques naturales necesarios para «capturar» zonas con la mayor riqueza de especies indígenas, endemismo y recursos genéticos forestales es probablemente pequeña, en cuanto la cubierta total forestal siga siendo suficiente para mantener las propiedades funcionales y estructurales del ecosistema o paisaje forestal de la región. La experiencia acumulada hasta ahora indica que el mantenimiento del 75 al 90 por ciento de la actual cubierta forestal puede ser necesario para mantener la estabilidad de las funciones ecológicas locales y mundiales (Woodwell, 1993). Para ello sería necesario una buena gestión de los mosaicos forestales de los bosques, plantaciones, agrosilvicultura, setos protectores y otras formaciones naturales. Sin embargo, aun manteniendo esta cantidad de cubierta forestal no se garantiza el buen estado y la sostenibilidad de un ecosistema forestal regional, incluido el mantenimiento de su resistencia y adaptabilidad. Para ello es necesario dedicar una atención específica a las condiciones requeridas para mantener los atributos de la diversidad biológica que contribuyen al valor de los bosques sujetos y no sujetos a ordenación. Esto, a su vez, requiere un marco racional para la normativa y planificación de la utilización de las tierras forestales, basado en la plena contabilización de los valores de uso y no uso de los bosques.
Aun cuando el acervo creciente de conocimientos sobre la función de los ecosistemas y la diversidad biológica ofrece mayores oportunidades de conseguir una utilización sostenible de los recursos forestales, esos mismos conocimientos revelan que las actuales tendencias y modalidades de deforestación son inequívocamente negativas. Los métodos cuantitativos empíricos para establecer una relación entre la cubierta forestal y la función y biodiversidad de los ecosistemas son demasiado generales para poder prever de forma fidedigna los niveles específicos de degradación o empobrecimiento cuando se aplican en gran escala (por ejemplo, regionalmente), pero son adecuados para indicar que la pérdida forestal en todos los países tropicales, salvo en una minoría, es grave, y catastrófica en algunos.
Sin embargo, no es inevitable que se produzca una pérdida igualmente desastrosa de la biodiversidad forestal tropical a un nivel que ponga en peligro la función básica de los bosques en la sociedad. La teoría ecológica indica asimismo que la erosión de la diversidad biológica retrasa la pérdida y fragmentación de los bosques, y existe la posibilidad de que se invierta la situación que ha provocado previamente la utilización no sostenible de los bosques. Estas tendencias podrían aumentar con la suficiente rapidez para provocar una estabilización y un aumento neto de la cubierta forestal en algunos bosques de países tropicales dentro de una o dos décadas.
El tema de la diversidad biológica de los bosques tropicales y su evaluación a la luz de las tasas actuales de pérdidas de ellos requiere que se adopte un criterio racional de base amplia a fin de encaminar las prioridades estratégicas a la conservación y al desarrollo sostenible. Este criterio debería hacer hincapié en los conocimientos científicos sobre la diversidad biológica, incluido el importante papel que desempeñan sus atributos estructurales y funcionales. Habría también que tener en cuenta lo que no se conoce, y que puede tardarse demasiado tiempo y ser demasiado costoso conocer. A pesar de las grandes lagunas de información, existe una impresionante cantidad de conocimientos sobre los que se puede basar la acción de forma racional; muchos de ellos se han acumulado y sintetizado recientemente, y consisten en criterios conceptuales y metodológicos útiles para evaluar: i) los valores y beneficios relativos de los distintos atributos y elementos de la diversidad biológica; ii) la parte correspondiente a la diversidad biológica en la función de los ecosistemas; iii) las relaciones existentes entre los elementos y los aspectos estructurales y funcionales críticos de la diversidad biológica; iv) los modelos y procesos de los ecosistemas en diferentes escalas espaciales y temporales que influyen en la diversidad biológica y, v) modos y modalidades de utilización de tierras y bosques coherentes con la conservación y con una ordenación sostenible de la diversidad biológica de los bosques tropicales. Considerada en su conjunto, esta información re salta suficiente para proporcionar un marco básico que permita evaluar los posibles riesgos relacionados con la deforestación e indicar las formas de mitigarla.
Sin embargo, para muchos países el con sumo de leña y la conversión de tierras forestales en tierras agrícolas hacen de la estabilización de las zonas forestales, antes de que se haya perdido casi todo el terreno forestal original y de que se hayan extinguido cantidades considerables de diversidad biológica indígena, una tarea de dificultad sin precedentes para las autoridades como para los administradores de los bosques.
Bawa, K.S., Ashton, P.S., Primack, R.B., Terborgh, J., Salleh, M.N., Ng, F.S.P. y Hadley, M. 1989. Reproductive ecology of tropical forest plants: research insights and management implications. París, IUBS.
Bond, W.J. 1993. Keystone species. En: E.-D. Schulze y H.A. Mooney, eds. Biodiversity and ecosystem function, p. 237-253. Nueva York, Springer.
Brown Jr, K.S. 1987. O papel dos consumidores na conservação e no manejo de recursos genéticos florestais in situ. IPEF, 35: 61-69.
CMVC. 1992. Global biodiversity: status of the earth's living resources. Londres, Chapman and Hall.
Dirzo, R. y Miranda, A. 1990. Contemporary neotropical defaunation and forest structure, function, and diversity - a sequel to John Terborgh. Conserv. Biol., 4(4): 444447.
FAO. 1982. Los recursos forestales tropicales. Estudio FAO: Montes N° 30. Roma, FAO/PNUMA.
FAO. 1990. Report of the FAO Panel of Experts on Forest Gene Resources. Seventh Session, 4-6 de diciembre de 1989, Roma.
FAO. 1993. Forest resources assessment 1990: tropical countries. Estudio FAO: Montes N° 112. Roma.
FAO. 1994. Tropical deforestation and the loss of biological diversity: assessing the risks. Roma.
Franklin, J.F. 1992. Scientific basis for new perspectives in forests and streams. En: R.J. Naiman, ed. Watershed management: balancing sustainability and environmental change, p. 25-72. Nueva York, Springer.
Jordan, C.F. 1985. Nutrient cycling in tropical forest ecosystems. Chichester, Reino Unido, Wiley
Karr, J.R. 1992. Ecological integrity: protecting earth's life support systems. En: R. Costanza, B.G. Norton y B.D. Haskell, eds. Ecosystem health: new goals for environmental management. Washington, DC, Island Press.
Karr, J.R. 1994. Landscapes and management for ecological integrity. En: K C. Kim y R.D. Weaver, eds. Biodiversity and landscape: a paradox for humanity. Nueva York, Cambridge University Press.
Lugo, A.E., Parrotta, J.A. y Brown, S. 1993. Loss in species caused by tropical deforestation and their recovery through management. Ambio, 22(2-3): 106-109.
Namkoong, G. 1986. La genética y los bosques del futuro. Unasylva, 38(152): 2-18.
Nepstad, D.C. y Schwartzman, S., eds. 1992. Non-timber products from tropical forests: evaluation of a conservation and development strategy. Advances in economic botany, Vol. 9. Nueva York, New York Botanical Garden.
Nepstad, D.C., de Carvalho, C.R., Davidson, P., Jipp, H., Lefebvre, P.A., Hebreiros, G.H. y da Silva, E.D. The deep-soil link between water and carbon cycles of Amazonian forests and pastures. Woods Hole Research Center/EMBRAPA-CPATU, University of California, Irvine, Estados Unidos (en prensa).
Noss, R.F. 1990. Indicators for monitoring biodiversity: a hierarchical approach. Conserv. Biol., 4(4): 355-364.
Olson, J. Watts, J.A. y Allison, L.J. 1985. Major world ecosystem complexes ranked by carbon in live vegetation: a database, NDP-017. Oak Ridge, Tenn., Estados Unidos, Oak Ridge National Laboratory.
Pearce, D., Moran, D. y Fripp, E. 1994. The economic value of biological and cultural diversity. Gland, Suiza, UICN.
Rapport, D.J., Regier, H.A. y Hutchison, T.C. 1985. Ecosystem behavior under stress. Am. Nat., 125(5): 429-433.
Schulze, E.-D. y Mooney, H.A., eds. 1993. Biodiversity and ecosystem function. Ecological Studies. Nueva York, Springer.
Singh, K.D. 1993. La evaluación de los recursos forestales tropicales de 1990. Unasylva, 44(174): 10-19
Solbrig, O.T. y Nicolis, G., eds. 1991. Perspectives on biological complexity. París, IUBS.
Solomon, A.M. y Shugart, H.H., eds. 1993. Vegetation dynamics and global change. Nueva York, Chapman and Hall.
Soulé, M.E., ed. 1987. Viable populations for conservation. Cambridge, Reino Unido, Cambridge University Press.
Terborgh, J.T. 1992. Maintenance of diversity in tropical forests. Biotropica, 24(2b): 283-292.
Thomas, C.D. 1990. Fewer species. Nature, 347:237.
Tilman, D., May, R.M. y Nowak, M.A. 1994. Habitat destruction and the extinction debt. Nature, 371: 65-66.
Whitmore, T.C. y Sayer, J.A., eds. 1992. Tropical deforestation and species extinction. Londres, Chapman and Hall.
Wilcox, B.A. 1994. Ecosystem goods and services: an operational framework. Working Paper of the 2050 Project. Washington, D.C., IMR
Williams, M. 1990. Forests. En: B.L. Turner II, W.C. Clark y R.W. Kates, eds. The earth as transformed by human action, p. 179202. Cambridge, Reino Unido, Cambridge University Press.
Wondwell, G.M. 1967. Radiation and the patterns of nature. Science, 156: 461-470.
Woodwell, G.M. 1970. Effects of pollution on the structure and physiology of ecosystems. Science, 168: 429-433
Woodwell, G.M. 1993. Forests: what in the world are they for? En: K. Ramakrishna y G.M. Woodwell, eds. World forests for the future: their use and conservation, p. 1-20. New Haven y Londres, Yale University Press.
