El régimen de fuegos

Los bosques de coníferas experimentan disturbios; es decir, eventos discretos en el tiempo y espacio que modifican las condiciones ambientales, la disponibilidad de recursos y la estructura de poblaciones, comunidades, ecosistemas y paisajes. El origen de los disturbios puede ser exógeno o endógeno, por causas naturales o antropogénicas (^{Brown, 2013}). Entre los comúnmente reportados destacan fuegos, plagas, enfermedades, tormentas invernales, deslizamientos, inundaciones, sequías y ventarrones (^{Timoney, 2003}). De estos, el fuego es considerado el agente de disturbio natural más importante que incide sobre la regeneración, estructura y funcionamiento de los bosques de coníferas (^{Frelich, 2002}).

El régimen de fuegos se define como la integración espacio-temporal de los eventos individuales de fuego en función de sus atributos espaciales y temporales, magnitud, tipo de fuegos, sinergia con otros disturbios, y controles bióticos y abióticos (^{Brown, 2013}; ^{Conedera et al., 2009}) (Cuadro 1). El régimen de fuegos puede caracterizarse como: 1) natural, bajo el cual las especies evolucionaron a través de escalas de tiempo geológico; 2) histórico, bajo el cual los ecosistemas han estado sujetos desde que el ser humano comenzó a utilizar el fuego; y 3) actual, el que rige sobre los bosques en el tiempo presente (^{Jardel-Peláez, Pérez-Salicrup, Alvarado, & Morfín-Ríos, 2014}). A nivel global, se han identificado dos regímenes principales del fuego que contrastan en los bosques de coníferas: 1) fuegos superficiales, frecuentes, de baja severidad e intensidad, y característicos de bosques dominados por Pinus sp. y Juniperus sp., y 2) fuegos de copa activos o pasivos, poco frecuentes, de alta severidad e intensidad, generalmente presentes en bosques de Abies sp. y Picea sp. (^{Brown & Smith, 2000}; ^{Rodríguez-Trejo & Fulé, 2003}).

Régimen natural de fuegos y sus efectos

Las coníferas han desarrollado mecanismos para asegurar su regeneración dependiendo de los regímenes del fuego bajo los cuales han evolucionado (Figura 1A). A nivel de las especies, en los bosques que experimentan fuegos frecuentes es común encontrar árboles con corteza gruesa y exfoliante que les permite resistir el daño ocasionado por el fuego (^{Rodríguez-Trejo & Fulé, 2003}). Algunas especies como Pinus palustris Miller o Pinus devoniana Lindley presentan estado cespitoso durante el estadio de plántula, el cual les permite desarrollar una raíz profunda mientras que el tallo se encuentra protegido en caso de un fuego poco severo (^{Nelson, Weng, Kubisiak, Stine, & Brown, 2003}). En contraste, en sitios donde los fuegos son más severos, especies como Pinus halepensis Miller y Pinus contorta Douglas ex Loudon producen estróbilos serótinos que abren cuando se exponen al calor del fuego, de tal forma que, en los claros generados, sus semillas son las primeras en germinar y establecerse (^{Keeley, 2012}). Asimismo, los estróbilos de Abies sp. se desintegran liberando una lluvia de semillas que, potencialmente, germinan en los claros formados por fuegos de reemplazo del rodal (^{Cremer et al., 2012}). Otros rasgos adaptativos en Abies sp. son hojas micrófilas, compuestos volátiles y retención de hojas y ramas secas, que aumentan la flamabilidad de combustibles y generan fuegos de alta severidad (^{Keeley, 2012}).

A nivel poblacional se pueden caracterizar dos patrones de establecimiento (Figura 1B). En primer lugar, en sitios que experimentan fuegos frecuentes y de baja severidad e intensidad, el establecimiento de plántulas es continuo y la estructura poblacional se compone por individuos de diferentes categorías de edad (^{Brown, 2006}). En contraste, en lugares que experimentan fuegos poco frecuentes, de moderada a alta severidad e intensidad, el establecimiento de plántulas ocurre de modo sincrónico o por pulsos; es decir, eventos discretos y masivos de establecimiento durante periodos cortos, posterior a los fuegos de reemplazo del rodal. En este caso, los individuos de los rodales presentan poca variación en su edad (^{Flaver, Jonnson, Jönnson, & Esseen, 2008}).

La composición, estructura y dominancia de las comunidades arbóreas también depende de la magnitud y la frecuencia de fuegos. En primer lugar, siguiendo la hipótesis del disturbio intermedio (^{Svensson et al., 2007}), el número de especies arbóreas y, en general, la heterogeneidad espacial, son mayores en sitios con régimen de fuegos mixto; es decir, con fragmentos sujetos a fuegos de reducida extensión y baja severidad e intensidad y, a su vez, con fragmentos sujetos a fuegos de reemplazo del rodal. Esto permite la coexistencia de diversas especies arbóreas, contrario a las pocas especies que dominan en sitios con regímenes de fuego contrastantes (^{Kaufmann, Huckaby, Fornwalt, Stoker, & Romme, 2003}). En segundo lugar, la magnitud y frecuencia de fuegos afectan los patrones de sucesión ecológica y permiten la coexistencia de las especies arbóreas dominantes (Figura 1C); por ejemplo, los bosques mixtos de Pinus ponderosa Douglas ex Lawson (especie pionera) y Pseudotsuga menziesii (Mirb) Franco (especie tardía) se consideran un estadio sucesional detenido por fuegos superficiales frecuentes que mantienen la codominancia de ambas especies (^{Sherriff & Veblen, 2006}). En tercer lugar, la regeneración de las coníferas es mediada tanto por el fuego como por interacciones bióticas; por ejemplo, el nodricismo (facilitación) que ejerce Populus tremuloides Michx (especie pionera) sobre Abies lasiocarpa (Hooker) Nuttall (especie tardía) después de fuegos severos, ya que brinda protección y sombra a las plántulas de A. lasiocarpa, intolerantes a la insolación (^{Calder & St. Clair, 2012}).

También existe relación entre el régimen de fuegos y la incidencia de otros disturbios (Figura 1D). Por ejemplo, después de vientos fuertes, como huracanes o tormentas invernales, se produce la caída de gran cantidad de árboles y esto incrementa la carga de combustible que induce la ocurrencia de fuegos de alta magnitud durante años secos (^{Buma, 2015}). De forma similar, la probabilidad de infestación por insectos descortezadores puede aumentar en los árboles remanentes debilitados por los fuegos de severidad e intensidad moderadas; a su vez, la muerte de árboles infestados incrementa la carga de combustible generando fuegos de alta magnitud (^{Pelz & Smith, 2012}).

Figura 1 Efectos del régimen de fuegos en bosques de coníferas a escala individual (A), que se manifiestan en rasgos adaptativos como grosor de corteza, cespitosidad y estróbilos serótinos (^{Keeley, 2012}); a escala poblacional (B), donde determinan patrones de establecimiento continuo o por pulsos (^{Brown, 2006}); a escala de comunidades (C), donde pueden detener la sucesión forestal y generar la codominancia de especies (^{Sheriff & Veblen, 2006}); a escala ecosistémica (D), donde otros disturbios inducen la aparición de incendios de alta magnitud (^{Buma, 2015}). 

Alteración del régimen de fuegos y efectos sobre los bosques de coníferas

El régimen de fuegos puede modificarse por la acción directa o indirecta de factores biofísicos (variabilidad climática, altitud, cambios en fenómenos de circulación global, cambio climático y disturbios naturales) o humanos (aumento en fuentes de ignición, supresión del fuego y degradación forestal) (^{Morgan et al., 2003}). En los bosques de coníferas, la alteración del régimen de fuegos tiene repercusión sobre los patrones de regeneración, dominancia de los rodales y a escala ecosistémica (Figura 2). Por ejemplo, a escala poblacional, en sitios que experimentaban fuegos frecuentes y poco severos, la supresión de estos originó la acumulación de combustibles, mayor densidad arbórea en los rodales, árboles con diámetros pequeños, fuegos de alta severidad y establecimiento por pulsos en especies como P. ponderosa, cuya regeneración ocurría de modo continuo (^{Fulé, Korb, & Wu, 2009}). Al contrario, en sitios que presentaban fuegos poco frecuentes y de mayor severidad, el aumento en la frecuencia generó mayores tasas de mortalidad, especialmente en plántulas y juveniles, lo cual derivó en menor reclutamiento arbóreo de las especies dominantes (^{Schwartz et al., 2015}).

Figura 2 Efectos de la alteración del régimen de fuegos por factores biofísicos y humanos sobre los bosques de coníferas, dependiendo de la frecuencia, extensión, severidad e intensidad de los eventos.  

La estructura de las comunidades también es afectada, favoreciendo o restringiendo la dominancia de ciertas especies; por ejemplo, la reducción en el intervalo de retorno tiene la capacidad de desplazar a las especies tolerantes a la sombra, como Abies sp. y Quercus sp., y favorecer el establecimiento de Pinus sp. (^{Frelich, 2002}). En contraste, la exclusión del fuego puede generar el reemplazo de las poblaciones de Pinus sp. por Quercus sp. o Abies sp. (^{Brose & Waldrop, 2010}). También se modifican las interacciones entre las especies dominantes; por ejemplo, si los ciclos de fuego son más cortos, la dominancia de P. tremuloides se mantiene porque limita el desarrollo de A. lasiocarpa, debido a su intolerancia a la insolación (^{Calder & St. Clair., 2012}).

Las sinergias entre el fuego y otros disturbios también se ven afectadas por la alteración del régimen de fuegos; por ejemplo, la presencia de fuegos más severos por efecto de la supresión puede inducir mayor incidencia de escarabajos descortezadores, debido al debilitamiento de los árboles afectados por el fuego (^{Kulakowski & Jarvis, 2011}). Por otro lado, las condiciones de mayor aridez, por efecto del cambio climático, inducen la muerte de árboles, aumentando la carga de combustible que puede detonar fuegos de mayor intensidad (^{Buma, 2015}).

A nivel ecosistémico, la alteración del régimen de fuegos tiene la capacidad de modificar drásticamente las condiciones ambientales locales y la fisonomía de los paisajes. Por ejemplo, en bosques sujetos a fuegos frecuentes de baja severidad e intensidad como los de P. ponderosa, la supresión del fuego derivó en fuegos de alta intensidad que incluso transformaron el ecosistema de pinares a matorrales (^{Rother & Veblen, 2016}). Por otro lado, en bosques sujetos a fuegos poco frecuentes, pero de mayor intensidad y severidad, el efecto de la supresión es menos evidente, pero a largo plazo podría derivar en una acumulación atípica de combustibles y generar fuegos catastróficos (^{Fulé & Laughlin, 2007}). A escala global, algunos efectos de la alteración del régimen de fuegos podrían manifestarse en la modificación de los almacenes de carbono terrestre, la concentración del dióxido de carbono y aumento en la temperatura global (^{Pan et al., 2011}). De allí que es fundamental documentar los regímenes del fuego naturales y alterados tanto a escala local, como en escalas mayores.

Reconstrucción de regímenes del fuego

Existen métodos directos e indirectos para reconstruir los regímenes del fuego, que a menudo se concentran en conocer siete atributos: frecuencia, estacionalidad, severidad, intensidad, tipo de fuego (superficial o de copa), superficie y distribución espacial (^{Yocom, 2014}). Entre los métodos directos destaca el fechado de cicatrices de fuego, caracterizadas por la presencia de madera de reacción que envuelve paulatinamente el área del tronco afectada. Con base en los anillos anuales de crecimiento y mediante cortes parciales o totales del tronco es posible ubicar el año exacto del fuego e inferir la frecuencia histórica de fuegos a escala del rodal (^{Grissino-Mayer, 2001}). El segundo método directo es el análisis de la capa de sedimentos en el suelo, donde se acumulan restos de carbón provenientes de fuegos generalmente intensos y severos. Estos restos carbonizados se depositan y son cubiertos por otros sedimentos. El intervalo de retorno de este tipo de fuegos se puede datar con precisión mediante técnicas paleoecológicas, dependiendo de la tasa de sedimentación (^{Conedera et al., 2009}). El tercer método directo consiste en la descripción de los fuegos mediante registros históricos como fotografías, bitácoras y el monitoreo permanente. En este caso, generalmente, se documentan la extensión, severidad e intensidad de los eventos (^{Yocom, 2014}).

Entre los métodos indirectos destaca el análisis de la estructura de edades, bajo el supuesto de que la historia de establecimiento de árboles está correlacionada con los intervalos cíclicos de fuegos. Una estructura de edades continua, con gran variación en la edad, sugiere que el arbolado experimenta fuegos frecuentes y de severidad e intensidad bajas (^{Brown, 2006}); mientras que una estructura de edades por pulsos sugiere fuegos de reemplazo del rodal poco frecuentes y de moderada a alta severidad e intensidad (^{Flaver et al., 2008}). El segundo método indirecto es el análisis por percepción remota de cicatrices de fuegos en el paisaje, que consiste en generar polígonos georreferenciados de los fragmentos o claros producidos por fuegos, a partir de imágenes de satélite. En este método se evalúa la extensión del fuego y se estiman los tiempos de aparición y desaparición de cicatrices en el paisaje; es decir, la frecuencia y los intervalos de retorno, así como la severidad, estacionalidad y distribución espacial (^{Hudak & Brockett, 2004}). El tercer método indirecto es la reconstrucción de la frecuencia, la intensidad, el tipo de fuego y la severidad mediante entrevistas a propietarios, combatientes y manejadores del bosque. Esta técnica es bastante útil para recuperar el conocimiento empírico de las comunidades rurales sobre el manejo del fuego (^{Raish, González-Cabán, & Condie, 2005}).

Cada método presenta fortalezas y debilidades, y su implementación depende de los objetivos del estudio, de las propiedades del régimen de fuegos que abordan (Cuadro 2), y de los ecosistemas en los que se aplican. Por ejemplo, el método de fechado de cicatrices de fuego es el que más se ha utilizado, aunque solo es aplicable para sitios con fuegos de baja a media severidad e intensidad, ya que, en sitios con fuegos de reemplazo del rodal, no siempre se encuentran árboles con cicatrices (^{Yocom, 2014}). En estos casos se recurre generalmente a estudios de estructuras de edades, suponiendo que el establecimiento está asociado a este tipo de fuegos (^{Flaver et al., 2008}).

Una aplicación interesante es conocer el efecto del clima sobre el régimen de fuegos mediante un análisis de superposición de épocas, en el que se correlacionan los valores de precipitación, temperatura o de fenómenos de circulación global como El Niño Oscilación del Sur (ENSO), con los años de ocurrencia de fuegos. Esto permite saber, por ejemplo, si previo o durante el año de fuego, los valores de precipitación fueron estadísticamente bajos (^{Grissino-Mayer, 2001}). Otro aspecto importante es saber si la regeneración arbórea responde a los intervalos históricos de ocurrencia de fuegos. Esto implica realizar, en conjunto con las cronologías de fuegos, estudios de estructuras de edades y evaluación de los patrones de establecimiento de las poblaciones para saber si están correlacionados con la frecuencia de fuegos (^{Brown, 2006}).

Un tema que ha recibido atención es la posible existencia de un gradiente altitudinal o latitudinal en el intervalo de retorno de fuegos. Aunque no existe una revisión sistemática, existen algunos indicios de que el intervalo de retorno de fuegos es relativamente menor en bosques de coníferas montanos que se desarrollan dentro de la zona intertropical (^{Yocom & Fulé, 2012}). Por lo anterior, sería importante analizar si estos patrones pueden observarse en bosques de coníferas tropicales del centro y sur de México, donde en las montañas más elevadas es posible encontrar géneros característicos de zonas con mayor latitud como Abies, Pinus, Picea y Pseudotsuga (^{Gernandt & Pérez de la Rosa, 2014}).

Régimen de fuegos en bosques de coníferas tropicales montanos

Los bosques de coníferas tropicales montanos son aquéllos que se distribuyen en los macizos montañosos dentro de la zona intertropical; es decir, entre el Trópico de Cáncer y el Trópico de Capricornio. En México, el área de distribución corresponde con el Sistema Volcánico Transversal y la Sierra Madre del Sur. ^{Rodríguez-Trejo y Fulé (2003)} indican que, de acuerdo con el gradiente altitudinal, el régimen de fuegos en bosques de coníferas tropicales montanos difiere entre los bosques dominados por Abies sp. y los dominados por Pinus sp.; generalmente, los primeros se localizan en elevaciones mayores y son sujetos a fuegos poco frecuentes de moderada a alta severidad e intensidad, mientras que los segundos se distribuyen en laderas más bajas y están sujetos a fuegos frecuentes de baja severidad e intensidad. No obstante, tanto en los bosques dominados por Pinus hartwegii Lindley, en altitudes superiores a 3 400 m (^{Yocom & Fulé, 2012}), como en los bosques dominados por Pinus douglasiana Martínez, en altitudes inferiores a 2 700 m (^{Cerano et al., 2015}), los fuegos son frecuentes y de severidad e intensidad bajas. Aún no existen cronologías que documenten el intervalo de retorno de fuegos en altitudes intermedias (2 700 a 3 400 m), donde se distribuyen otras especies de Pinus y Abies. Por otra parte, existen indicios de que la regeneración de Abies religiosa (Kunth) Schltdl. et Cham. responde mejor a fuegos de moderada a alta severidad (^{Ángeles-Cervantes & López-Mata, 2009}). La carga de combustibles parece ser mayor en bosques dominados por esta especie con respecto a los bosques de pino, lo cual detonaría fuegos de mayor magnitud (^{Villers-Ruiz & López-Blanco, 2004}). Sin embargo, se han detectado patrones similares de severidad, intensidad y establecimiento arbóreo (continuo) en rodales dominados por Pinus pseudostrobus Lindley y A. religiosa que sugieren que ambos experimentan fuegos frecuentes de baja severidad e intensidad, y que la regeneración arbórea no está asociada a eventos cíclicos de fuego (^{Pérez-Salicrup et al., 2016}).

No hay certeza total sobre si la presencia de fuegos frecuentes de baja extensión, severidad e intensidad en bosques de coníferas tropicales montanos obedece a causas biogeográficas y sea propio para este tipo de ecosistemas de latitudes tropicales, o bien, sea consecuencia de la alteración del régimen de fuegos por actividades humanas. Por un lado, se ha propuesto que los bosques de coníferas tropicales montanos tienen atributos estructurales y funcionales distintos de los bosques de coníferas de mayor latitud (^{Yocom & Fulé, 2012}); por ejemplo, en los bosques montanos, la distribución de la precipitación es de tipo tropical con una estación seca y otra húmeda (^{García, 2003}), y la carga de combustible se seca y descompone más rápido que en los bosques de mayor latitud, lo cual impide la acumulación y la generación de fuegos de mayor magnitud (^{Quintero-Gradilla, García-Oliva, Cuevas-Guzmán, Jardel-Peláez, & Martínez-Yrízar, 2015}). Por otro lado, debido a la larga historia de manejo forestal de los bosques de coníferas tropicales montanos, se ha postulado que los regímenes del fuego son antropogénicos (^{Myers & Rodríguez-Trejo, 2009}) y que la frecuencia de fuegos está débilmente asociada a los periodos de sequía (^{Pompa-García, Camarero, Rodríguez-Trejo, & Vega-Nieva, 2018}). En este sentido, los fuegos son frecuentes porque son provocados por actividades humanas y son de baja severidad e intensidad debido a que se combaten y suprimen, lo cual no permite que se propaguen (^{Martínez-Torres, Castillo, Ramírez, & Pérez-Salicrup, 2016}). Por lo anterior, es importante seguir investigando los regímenes del fuego en bosques de coníferas tropicales montanos para conocer si estas características son de origen natural, si han sido alteradas por el hombre o por una mezcla de ambos procesos.

Actividad maderable y regímenes del fuego

Además del aspecto biogeográfico, los regímenes del fuego pueden ser alterados drásticamente por el aprovechamiento maderable. De hecho, esta actividad ha reemplazado al fuego como el principal agente de disturbio que modifica la estructura y función de los bosques de coníferas (^{Frelich, 2002}). En el manejo forestal destacan dos métodos: el manejo regular, que consiste en la extracción de grandes volúmenes de madera en superficies extensas, conocido comúnmente como cortas a matarrasa (^{Gustaffson, Kouki, & Sverdrup-Thygeson, 2010}); mientras que el manejo irregular consiste en la corta selectiva, con el fin de mantener estructuras diamétricas balanceadas y asegurar una provisión continua de madera en el mismo rodal, lo que deriva en el mantenimiento de alguna cobertura del dosel (^{Schwartz, Nagel, & Webster, 2005}). Hasta ahora, el efecto de estos métodos silvícolas y otros, como las extracciones de contingencia o la tala ilegal, no se ha evaluado sistemáticamente sobre los regímenes del fuego en bosques de coníferas de México; sin embargo, se podrían inferir algunas consecuencias a partir de información generada en otras latitudes.

El manejo regular, generalmente, aumenta el riesgo de fuegos, ya que una práctica común es extraer la madera comercial y dejar el material residual (ramas y troncos mal conformados) en el suelo, el cual incrementa la carga de combustible y la susceptibilidad a fuegos de mayor severidad e intensidad (^{Chen et al., 2015}). En los métodos de manejo irregular, la apertura de pequeños espacios promueve el establecimiento de especies intolerantes a la sombra, que pueden duplicar o triplicar su densidad (^{Merschel, Spies, & Heyerdahl, 2014}). Si no se aplican cortas de aclareo, se genera la acumulación de combustibles y el posible aumento en la severidad e intensidad de los fuegos (^{Morgan et al., 2003}). Por otro lado, el aprovechamiento por contingencia remueve los árboles dañados y reduce las cargas de combustibles, pero su aplicación es controvertida, puesto que modifica la dinámica natural de combustibles (^{Lindenmayer & Noss, 2006}). Finalmente, la tala ilegal se caracteriza por extraer segmentos que se cargan rápidamente a un camión, por lo que la mayor parte del árbol se abandona, situación que aumenta la carga de combustible e incrementa la severidad de fuegos y la velocidad de propagación hacia las copas (^{Kukavskaya et al., 2013}). Incluso, en algunos casos, los incendios son provocados deliberadamente para eliminar la evidencia de la tala clandestina (^{Martínez-Torres et al., 2016}; ^{Mehring & Stoll-Kleemann, 2008}). Estas situaciones permiten sugerir que el aprovechamiento maderable debe ser consistente con los regímenes del fuego, para asegurar la integridad de los bosques.

Manejo del régimen de fuegos

El manejo integral del fuego surgió como una propuesta para prevenir y contrarrestar los efectos negativos de la alteración de los regímenes del fuego. Tal manejo se basa en la premisa de mantener la estructura y función de los ecosistemas forestales, a través de prácticas de manejo que emulen el régimen natural (^{Scott, Bowman, Bond, Pyne, & Alexander, 2014}). Por ejemplo, la aplicación de métodos silvícolas, como el regular, puede imitar el efecto de fuegos de reemplazo, mientras que el método irregular puede tener efectos similares a los fuegos superficiales (^{Chen et al., 2015}). Dado que las coníferas han evolucionado según distintos regímenes del fuego, es importante que el manejo de este elemento se incorpore a las prácticas de manejo forestal, especialmente en sitios donde el régimen ha sido alterado (^{Fulé et al., 2009}). Las prácticas de manejo del fuego incluyen cortas de aclareo, implementación de brechas cortafuego, retiro del exceso de material combustible, cierre de caminos de abastecimiento forestal, control de pastoreo y quemas prescritas (^{Brown & Smith, 2000}).

En el manejo del fuego se deben considerar las diferencias en los regímenes del fuego de cada tipo de bosque de coníferas (^{Fulé & Laughlin, 2007}). Por ejemplo, para bosques de coníferas del centro de México, como los dominados por Pinus sp., se sugiere mantener una estructura de edades multiétanea e inducir fuegos superficiales, frecuentes y de baja severidad. Desafortunadamente, como se mencionó previamente, para otros bosques como los dominados por Abies sp. o los codominados por Pinus sp. y Abies sp., no hay información sobre los regímenes del fuego, lo cual dificulta la formulación de recomendaciones de manejo forestal acordes con los regímenes naturales. Por ello, siguiendo el criterio de incertidumbre que debe regir en el manejo de ecosistemas, antes de implementar prácticas de manejo forestal es necesario evaluar su efecto en ecosistemas con las dominancias de arbolado previamente descritas. Del mismo modo, se deben monitorear las cargas de combustibles, para mantenerlas en niveles compatibles con la dinámica de cada dominancia (^{Battaglia & Shepperd, 2007}).

El manejo del fuego enfrenta algunas barreras. En primer lugar, la expansión de las áreas urbanas ha incrementado el riesgo de daños en las propiedades y víctimas mortales por incendios forestales, lo cual ha derivado en la elaboración de leyes y políticas públicas que restringen o impiden el uso del fuego como herramienta de manejo forestal (^{Birot, 2009}). La segunda barrera es la falta de información sobre los regímenes del fuego en sitios o ecosistemas particulares, lo cual impide tener un marco de referencia sólido para tomar decisiones adecuadas (^{Conedera et al., 2009}). En este sentido, se requiere un cambio de paradigma de la supresión al uso del fuego como herramienta de manejo forestal. Por tanto, es imprescindible contar con estrategias de concientización y mecanismos de negociación, para planificar el manejo del fuego, entre manejadores de recursos forestales, investigadores, autoridades y sociedad en general (^{Morgan et al., 2003}). El aspecto más importante es entender cómo el fuego limita o promueve la regeneración y el desarrollo de los bosques de coníferas, incluyendo el efecto del cambio global, para mantener ecosistemas resilientes y sostenibles a largo plazo. La ecología del fuego es una ciencia en pleno crecimiento, por lo que será posible evaluar los regímenes del fuego en más ecosistemas, como los bosques de coníferas.