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Introducción
Estadísticas de la Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura [FAO] (2021), indican que 54% de los bosques del mundo se localizan en territorio de cinco países. Canadá, la Federación de Rusia, Brasil, E.U.A. y China, poseen en conjunto 2192 millones de hectáreas, mientras que la superficie restante, está dispersa en el resto del planeta. Respecto a México, a pesar de su categoría de país megadiverso (Llorente-Bousquets y Ocegueda, 2008) - solo detrás de Brasil, Colombia, China e Indonesia - posee 138 millones de hectáreas de vegetación forestal, 47% de la cual, corresponde a bosques templados y selvas; desafortunadamente, por la conversión de tierras, pierde 193 mil hectáreas anuales, según registros de la Conafor (2019). Asociados al cambio en el uso del suelo, existen agentes de daño (cambio climático, altas temperaturas, sequía, plagas, enfermedades, etc.) que también pueden ocasionar pérdidas de cubierta forestal, pero, inevitablemente, los bosques, deben hacerles frente (Ramsfield et al., 2016). De acuerdo con Manion (2003), las enfermedades y los insectos son parte integral de los ecosistemas forestales, los bosques han evolucionado en su presencia (Trumbore et al., 2015), aunada a la sequía, los incendios, el viento, etc. Las “plagas forestales”, en acepción amplia, no constituyen riesgo a la salud de los bosques, según lo mencionan el informe sobre Amenazas a la Salud de los Bosques (Toronto's Forest Health Threats, 2017) y el Servicio Forestal de Estados Unidos de América del Norte [USDA] (2011), salvo excepciones (Costanza, 2012). La exposición crónica o eventual a uno o más agentes de daño puede alterar la fisiología de especies leñosas (Chelli-Chaabouni, 2014), causar daños estructurales y estéticos (Saavedra-Romero et al., 2019) y disminuir el valor comercial del producto maderable. Pese a ello, el impacto de los daños en especies arbóreas se debe ver desde distintas perspectivas (Dale et al., 2001), dependiendo de los servicios ecosistémicos que se vean disminuidos o acrecentados, por ejemplo, en el plano ecológico, las cavidades/pudriciones en tronco pueden ocasionar la muerte de árboles, pero al mismo tiempo, formar parte de los servicios ecosistémicos de hábitat y soporte, es decir, son bifuncionales (Trumbore et al., 2015; Johnston y Hirons 2014). Con lo anterior en mente e interpretando a Manion (2003) y Potter et al. (2019), es necesaria una cantidad saludable de “enfermedad” para que los bosques sean sustentables y saludables, la cuestión es: ¿cuánto es saludable? En este sentido y debido al desconocimiento de umbrales, es prioritario identificar y evaluar la incidencia y severidad de los distintos agentes de perturbación, cuál es su naturaleza (cuán amenazante es) y cuál su distribución espacial, para poder informar a la sociedad y al gobierno corresponsable sobre la condición de salud del recurso forestal (Morin et al., 2016; Brandeis y Turner, 2013.
En el contexto de salud forestal, identificar los síntomas de precaria salud, separar las causas y monitorear tendencias es esencial; sin embargo, definir la interfase entre “normal” y “demasiado”, es difícil, por lo cual se requiere de estudios periódicos para recopilar información y establecer límites (Sudgen et al., 2015; Trumbore et al., 2015; Ramsfield et al., 2016). En torno a ello, desde hace más de 30 años, distintos programas de monitoreo permanentes realizan investigación respecto a la identificación y evaluación de los agentes de daño en bosques templados, boreales y subtropicales del mundo (Putri et al., 2020; Morin et al., 2016; Brandeis y Turner, 2013), en este sentido, el Programa de Monitoreo de Salud, del Servicio Forestal de América del Norte recopila información sobre los tipos de daño que afectan sus bosques, su frecuencia e intensidad. Actualmente, existe una crisis nacional por la muerte de miles de árboles de la icónica especie Metrosideros polymorpha en la Isla Grande de Hawaii, causada por Ceratocystis lukuohia y C. huliohia I., T.C. Harrin., & L.M. Keith, lo que ha generado alarma en esa región Barnes(Barnes et al., 2018). En Europa, el Programa de Cooperación Internacional para la Evaluación y Monitoreo de los Efectos de la Contaminación en los Bosques (ICP Forest) publica anualmente un informe sobre el impacto que tienen sobre sus bosques los agentes naturales y antropogénicos, destacando los daños de varias familias de insectos (Michel et al., 2020).
De acuerdo con Tkacz et al. (2013), la salud forestal y la sostenibilidad de los bosques se han evaluado y monitoreado periódicamente en distintos contextos. En 2008, teniendo como marco de referencia la necesidad de conocer el estado de salud del recurso forestal de México, la Gerencia de Sanidad y el Infys se dieron a la tarea de planear e impulsar el establecimiento de la Fase de Monitoreo de la Salud Forestal. La puesta en marcha del proyecto fue aprobada dentro de la Agenda de Colaboración Trilateral del Grupo de Trabajo de Insectos, Enfermedades y Plantas Invasoras de la Comisión Forestal de América del Norte (Cofan), y se concretó en la Remedición 2012 en 3305 conglomerados, cuyo propósito fue determinar el estado de salud actual de bosques y selvas de México (Alvarado-Rosales et al., 2021). Por vez primera se midieron dos indicadores de salud forestal: la condición de copa y los daños al arbolado.
Objetivos
Con base en lo anteriormente expuesto, el objetivo del presente estudio fue analizar los datos generados por el Infys para el indicador Daños al arbolado e identificar los tipos de daño y su frecuencia, en árboles de bosques templados y selvas de México durante el periodo 2012 a 2016.
Materiales y métodos
La información analizada en el presente estudio procede de las remediciones realizadas por el Infys, para el indicador de Salud denominado Daños al arbolado, durante el quinquenio 2012-2016. El levantamiento de la información se realizó con base en el protocolo del Programa de Inventario y Análisis Forestal (FIA), de Estados Unidos de América del Norte (Morin et al., 2016; Conkling et al., 2005).
Diseño de muestreo
El levantamiento de datos para el indicador mencionado se realizó a través de un muestreo sistemático estratificado en las áreas boscosas y selváticas de México, las cuales fueron divididas en paneles cuadrangulares de 5 km × 5 km. La unidad de muestreo utilizada fue el conglomerado, integrado por cuatro sitios de 400 m2 (r = 11,28 m), en un arreglo de “Y” invertida y azimut de 0°, 120° y 240° con respecto al sitio central. En el caso de bosques templados, los sitios fueron circulares y, en el caso de selvas cálidosecas y cálido-húmedas, rectangulares (Infys, 2012). La toma de datos se aplicó únicamente al estrato arbóreo con diámetro normal ≥ 7,5 cm medido a 1,3 m sobre el nivel del suelo (Schomaker et al., 2007).
Medición del Indicador Daños al arbolado
Con base en el protocolo del indicador mencionado, las brigadas del Infys, previamente capacitadas, registraron en cada sitio y por árbol, dos daños (Daño 1 y Daño 2) y la ubicación de cada uno de ellos. Para ello, cada árbol se examinó visualmente hasta obtener su vista completa, en orden ascendente de evaluación: raíz y cuello de la raíz, tronco, ramas y follaje. Se tomaron en cuenta solo los daños que pudieran afectar el crecimiento y potencial reproductivo de los árboles, así como aquellos con el potencial de aumentar la probabilidad de muerte o caída prematura (Coulston et al., 2005; Saavedra-Romero et al., 2019; 2021); debido a ello, se estableció un umbral de 20% para registrar cada tipo de daño. Para facilitar el levantamiento de la información de campo, y con base en el formato de campo del FIA, se diseñó una guía de campo para las condiciones de México, donde se integraron códigos de entrada para cada agente de daño y sus severidades respectivas, solo en el caso de muérdagos enanos y verdaderos (Alvarado-Rosales y Saavedra-Romero, 2021; Saavedra-Romero et al., 2021). Los datos se analizaron con estadística descriptiva empleando el programa Infostat versión 2017 (Di Rienzo et al., 2017).
Resultados
La base de datos analizada, correspondiente a las cinco remediciones realizadas por el Infys (2012 a 2016), comprendió 8351 conglomerados y 500 446 árboles (Fig. 1a). Las angiospermas ocuparon 86,8% de los registros y 13,2% las coníferas. El número de árboles incluidos en cada remedición presentó una clara disminución, de 250 489 individuos en 2012, a 14 798 para 2016, esto debido al control de calidad de datos realizado. El número de géneros arbóreos también fue variable, con 412 en 2012 y solo 219 para 2016. Para el quinquenio analizado, 142 980 árboles (28,6%) presentaron algún tipo de daño, en el resto, no hubo (Fig. 1b).
Figura 1 (a) Progreso de evaluación de conglomerados, árboles totales y por grupo. (b) Total de árboles evaluados y porcentaje de árboles dañados en bosques y selvas de México durante el periodo 2012-2016 de acuerdo con los datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
En 2012, año en el que por primera vez se implementó la medición del indicador Daños al arbolado, 35.6% de los árboles presentaron daño, mientras que en 2016 (última remedición), fue de 88.2% (Fig. 1b). El porcentaje de árboles con daño en bosques fue de 27,9% en 2012 y de 69,9% en 2016, mientras que en selvas fue de 7,7% en 2012 y de 18,2% en 2016 (Fig. 1b).
Se identificaron 34 agentes dañinos (Fig. 2), destacando los daños por fuego con 24,8%; por viento 16,3%; por agente desconocido 14,1%; por Tillandsia spp. 11,4%; por insectos defoliadores 7,53%; por sequía 5,40% y por parásitas y epífitas (como categoría general) 3,7%. Otros agentes de daño en menor número fueron los muérdagos, Arceuthobium spp. y Struthanthus spp., entre otros (Fig. 2).
Se muestran los agentes que afectaron n ≥ 100 árboles.
Figura 2 Agentes de daño identificados en árboles de bosques templados y selvas de México, durante el quinquenio 2012 a 2016.
El análisis mostró que el daño por incendios fue el denominador común durante 2012 (Fig. 3) y 2013 (Fig. 4), afectando 29 237 individuos, mientras que por viento fue evidente de 2013 a 2016, afectando 23 084 árboles (Fig. 3, 4, 5, 6, 7). El rubro agente desconocido se detectó en 19 747 árboles entre 2012 y 2014 (Fig. 3, 4, 5). El daño por insectos defoliadores e insectos en general se registró en 14 832 árboles de 2012 a 2015, los daños por sequía en 7607 y por la epífita Tillandsia spp. en 15 934 (Fig. 3, 4, 5, 7).
Figura 3 Frecuencia de agentes de daño en bosques templados y selvas de México ( n ≥ 100 árboles) en el año 2012. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Figura 4 Frecuencia de agentes de daño en bosques templados y selvas de México ( n ≥ 100 árboles) en el año 2013. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Figura 5 Frecuencia de agentes de daño en bosques templados y selvas de México ( n ≥ 100 árboles) en el año 2014. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Figura 6 Frecuencia de agentes de daño en bosques templados y selvas de México ( n ≥ 100 árboles) en el año 2015. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Figura 7 Frecuencia de agentes de daño en bosques templados y selvas de México ( n ≥ 100 árboles) en el año 2016. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Seis géneros arbóreos presentaron las mayores incidencias de daños: 54,6% en Alnus spp., 50,4% en Quercus spp., 46,6% en Arbutus, 41.5% en Pinus spp., 31% en Juniperus spp. y 25,5% en Acacia spp. (Fig. 8a), con agentes de daño comunes (Fig. 8b). Destacaron, para el caso de selvas, los géneros Lysiloma spp. y Bursera spp. (Fig. 8b), entre los más afectados.
Figura 8 (a) Géneros arbóreos con daño en más del 25% de sus registros, (b) Agentes de daño comunes y porcentaje de árboles con daño de 2012 a 2016. Datos del Inventario Nacional Forestal y de Suelos.
Por entidad federativa, Oaxaca tuvo el mayor número de árboles dañados (9302 árboles), seguido por Campeche, Durango, Guerrero y Chihuahua con más de 3000 árboles. Cabe destacar, que 83,5% de los árboles presentaron siete agentes de daño en común (Fig. 9).
Discusión
Diversos agentes de daño influyen en crecimiento, desarrollo, estructura poblacional y condición de salud de los macizos forestales del mundo; todas las especies crecen y evolucionan bajo su influencia (Michel et al., 2020; Paine et al., 1998). La presencia esporádica o constante de uno o más agentes dañinos puede ocasionar distintos grados de impacto cuando exceden, solos o en conjunto, su nivel normal (Morin et al., 2017, 2016; Trumbore et al., 2015). La cuestión es ¿Cuánto es suficiente? ¿Qué superficie afectada se puede tolerar? ¿Cuál es el umbral de severidad? De acuerdo con Manion (2003) y Potter et al. (2019), es indispensable cierta “cantidad saludable de enfermedad” para mantener una estructura poblacional saludable sin afectar la dinámica natural del bosque. En este sentido, para preservar el recurso y sus servicios ecosistémicos derivados, es vital identificar todos y cada uno de los agentes de daño en activo; reconocer sus patrones y posibles tendencias (Putri et al., 2020; Grossman et al., 2018). Hasta 2001, existía poca información sobre la frecuencia, intensidad y distribución espacial de algunas perturbaciones (o agentes de daño) y sus impactos sobre el recurso forestal, no obstante, a la fecha, el ICP Forest (programa europeo) y el FIA (programa estadounidense) publican anualmente estadísticas de los agentes de daño que afectan sus áreas boscosas (Michel et al., 2020; Potter et al., 2020). En esta línea, México tiene mucho por estudiar. Con base en el presente análisis de daños registrados en bosques y selvas, se observó una mayor incidencia en los primeros (Fig. 1b). Se identificaron 34 agentes de daño en diversos géneros arbóreos (Fig. 2), destacando los ocasionados por fuego, viento, insectos defoliadores (+ insectos en general), sequía, la epífita Tillandsia sp. y de origen desconocido, entre otros (Fig. 3, 4, 5, 6, 7).
A escala mudial, México es reconocido por ostentar una extraordinaria diversidad biológica: 109 especies endémicas de encinos (Valencia, 2004) y 46 especies de pino (Sánchez-González, 2008); desafortunadamente, en el presente análisis se encontró que los géneros Alnus, Quercus y Pinus presentaron la mayor incidencia de daños (Fig. 8a), lo cual es preocupante, seguidos de Arbutus, Juniperus y Acacia. Sin embargo, falta aún identificar las especies de insectos y los factores que están favoreciendo su presencia, cuántas especies de Tillandsia están presentes en los sitios evaluados y sus niveles de infestación, e identificar a los agentes desconocidos que están afectando a estos géneros arbóreos.
Bajo el prevalente escenario de cambio climático, Dale et al. (2001) mencionan que es preciso realizar mayor investigación sobre los principales insectos (defoliadores, barrenadores, chupadores, etc.), que probablemente serán los agentes de perturbación clave en los bosques durante los próximos 40 años. En esta línea de investigación, Estados Unidos de América está a la vanguardia. Hasta 2016, las estadísticas mencionaban que entre los defoliadores de mayor impacto en la salud forestal se encontraba Malacosoma distria Hübner en álamo temblón (Populus tremuloides Michx), Lymantria dispar Linnaeus en Quercus, y Choristoneura fumiferana Clemens en Picea glauca Moench Voss y Abies balsamea (L.) Mill (Potter et al., 2019, Kolb et al., 2016; USDA, 2011). En Europa, los insectos también son la principal causa de daño, ocasionando 38.9% de las afectaciones en Quercus spp., lo que coincide con este estudio (Fig. 8a), y 37.5% en Fagus sylvatica L. (Michel et al., 2020). En México, aunque los inventarios son limitados, la revisión de Sosa-Díaz et al. (2018) concluye que cerca de 31 millones de hectáreas de tierras forestales en Durango, Oaxaca, Guerrero, Chihuahua, Michoacán y Chiapas reúnen condiciones climáticas favorables para el ataque de defoliadores, entre ellos, Zadiprion, Monoctenus y Neodiprion, que causan severas defoliaciones y retrasan el crecimiento de varias especies de Pinaceae y Cupressaceae. De acuerdo con el presente análisis, en otros estados, como San Luis Potosí, Puebla, Hidalgo, Veracruz y Querétaro, los defoliadores también afectan un número considerable de árboles. Cabe mencionar que, aunque los brotes de defoliadores se pueden calificar como indicadores de condiciones forestales no óptimas, su sola presencia no se debe ver como causal de una deficiente salud forestal (Ostry y Laflamme, 2009).
Otra de las perturbaciones más frecuentes que afectan las áreas boscosas son los incendios (Jaksic y Fariña, 2015), siendo su combate el tradicional enfoque de protección forestal (Macías-Sámano, 2018). La intensa lucha por regular y suprimir los daños ocasionados por el fuego ha provocado la acumulación de enormes cantidades de residuos leñosos en el piso forestal, debido a lo cual, los incendios cada vez son más devastadores y de mayor duración, no solo en México, sino en otras partes del planeta (Pyne, 2010; Linton, 2004). Como agente de daño, el fuego, y el viento, se clasifican entre los más catastróficos. El primero tiene una influencia enorme sobre el desarrollo y el manejo de muchos bosques del mundo, incluso, algunos ecosistemas forestales han evolucionado en respuesta a incendios frecuentes, mientras que otros, permanecen en su estado natural (Trumbore et al., 2015; Moore y Allard, 2011). Del tiempo y del clima depende la frecuencia, la intensidad, el tamaño y el tipo de incendio (Dale et al., 2001). En 2010, ocurrieron más de 32 mil incendios en la Federación Rusa con una pérdida estimada en 2.3 millones de hectáreas de bosques mixtos y de coníferas. Según Williams et al. (2011), los largos periodos de sequía preparan el escenario y, con la indiferencia humana, se han favorecido los megaincendios registrados, especialmente en Brasil, Grecia, Botswana, Australia e Israel (en los años 1997, 2007, 2008, 2009 y 2010, respectivamente).
En México, muchos ecosistemas están adaptados a diferentes frecuencias e intensidades de incendios, como algunos bosques de pino en las cadenas montañosas del este, oeste, centro y sur del país, también, diversos encinares (Rodríguez-Trejo, 2000). De acuerdo con el Dr. Magaña-Rueda (2020), del Instituto de Geografía de la UNAM, los incendios no son espontáneos, estos son consecuencia de un mal manejo del fuego y del recurso; también menciona que la sequía meteorológica, las altas temperaturas y el estrés hídrico que sufre la vegetación explican en parte los incendios forestales, pero no su frecuencia y afectación. Con base en el presente análisis de los datos del Infys, la mayor frecuencia de árboles dañados por fuego fue registrada en Chihuahua, Durango, Guerrero, Jalisco, Michoacán y Oaxaca (Fig. 9). Esto concuerda con las estadísticas del Infys 2004-2009 y con Rodríguez-Trejo (2007) y se atribuye a los constantes incendios que se registran anualmente en estas áreas y al mayor número de conglomerados evaluados en los estados mencionados. Entre los principales efectos del fuego, destacan: muerte de árboles individuales, cambios en la dirección de la sucesión, pérdida de bancos de semillas y cambios en las capas orgánicas del suelo superficial; también contribuyen a mantener la biodiversidad, a inducir la germinación de semillas y a crear ambientes favorables, como refugio y alimento para la fauna silvestre (Rodríguez-Trejo, 2000). De acuerdo con el informe sobre el estado de los bosques de Australia, el fuego es una importante herramienta en el manejo forestal, ya que a través de una quema planificada es posible reducir la carga de combustibles en el piso forestal y promover, al mismo tiempo, la regeneración y salud de los macizos forestales (Australian Government, 2018).
La influencia del viento sobre el recurso forestal es compleja, sobre todo, por su presencia errática (Dale et al., 2001). Como agente de daño, el viento causa enormes pérdidas en varios países; en Japón, por ejemplo, las pérdidas no se relacionan con la frecuencia de estos eventos, sino más bien con la presencia de tifones catastróficos (Kamimura y Shiraishi, 2007). En Suecia, el viento ha sido el responsable de afectaciones en más de 1.2 millones de hectáreas de bosque alpino (Moore y Allard, 2011), con daños variables en magnitud, según la especie y la densidad del sitio. La gravedad del evento-viento (dirección y velocidad > 48 km h-1) y la cantidad de biomasa expuesta determinan también la extensión del daño (Martin y Ogden, 2006); a mayor altura del árbol, mayor susceptibilidad al impacto, y mientras más delgado el sustrato, las probabilidades de derribo son mayores (Dale et al., 2001; Alvarado-Rosales et al., 2007). Eventos intensos de viento pueden provocar mortalidad arbórea, reducir la densidad y la estructura por edades y desencadenar una regeneración avanzada, mientras que, a escala individual, causan deshidratación, ruptura, resquebrajamiento y caída de ramas, heridas, enanismo y deformaciones cuando la exposición es crónica, tal es el caso de zonas costeras, entre otras (Costello et al., 2003; Peterson y Pickett, 1995). Rodales maduros y semimaduros se catalogan como los más susceptibles (Gardiner y Quine, 2000). Según
Alvarado-Rosales et al. (2007), el impacto del viento es igual en latifoliadas y coníferas, sin embargo, los resultados del presente análisis mostraron que algunas latifoliadas estuvieron entre las más susceptibles, siendo Quercus spp., Bursera spp., Lysiloma spp., y Acacia spp. (Fig. 8b). Por entidad federativa, destacaron los efectos del viento en las regiones costeras de Campeche, Oaxaca, Guerrero, y Quintana-Roo (Fig. 9), Alvarado-Rosales et al. (2007) concuerda con ello. En términos económicos, los daños ocasionados por el viento generan gastos descomunales debido a las actividades no planeadas, entre estas, costos de tala, aclareo y extracción de madera no programada, que pueden en lo futuro, modificar los planes de manejo forestal (Zeng et al., 2004).
Es importante mencionar el porcentaje de árboles dañados por agentes desconocidos de 2012 a 2016 (Fig. 2, 8b, 9) y, aunque México no es la excepción, no deja de ser alarmante. Para Estados Unidos, Meneguzzo et al. (2018) mencionan que las causas de mortalidad arbórea en 25% de los casos de daño registrados en bosques de las llanuras del norte no pudieron ser determinados y, en Europa, la evaluación de daños en 26 países concluye que, de 103 297 árboles inventariados, en 30% los daños no pudieron ser identificados (Michel et al., 2020). La infructuosa identificación del agente o agentes causales de daño puede estar relacionada con diversos factores, entre los cuales se pueden mencionar, la naturaleza del agente, el perfil de los brigadistas (no afín a las ciencias biológicas, forestales y agrícolas), la falta de capacitación periódica de las brigadas responsables del levantamiento de datos en campo y la inadecuada época de medición. Es posible que algunos agentes de daño se hayan sobre o subestimando, por lo que es vital capacitar a las brigadas; esto contribuirá a reducir el error en la medición e interpretación de los datos.
Respecto a la participación de epífitas, el género Tillandsia es un componente importante de la diversidad del trópico y de los bosques templados de México (Espejo-Serna y López-Ferrari, 2018). En el presente análisis, Tillandsia spp. se encontró asociada a varios géneros arbóreos de bosques templados y selvas, pero su presencia fue frecuente en nueve de ellos, destacando su asociación en ocho mil árboles de Pinus spp. y Quercus spp., durante el periodo de estudio (Fig. 8b). A escala estatal, se encontró en Oaxaca, Durango, Guerrero, Chihuahua y Sonora (Fig. 9), y su frecuencia se atribuye a su amplia distribución altitudinal (Espejo-Serna et al., 2007). Cabe mencionar que, a pesar de que Tillandsia spp. no establece una relación parasitaria con su hospedero, su competencia por espacio y luz es innegable y, entre sus numerosas especies, T. recurvata puede causar alteraciones anatómicas en xilema, floema y peridermis y la muerte de ramas y brotes de Prosopis laevitaga (Humb. Et Bonpl. ex Willd) M.C. Johnston (Pérez-Noyola, 2015). Finalmente, cabe destacar la mínima participación de los muérdagos enanos y verdaderos, especialmente cuando Arceuthobium spp. y Phoradendron spp. han sido calificados como los principales responsables de pérdidas de madera en volumen en México, según Vázquez y Cibrián-Tovar (1996).
Es indudable que los distintos agentes de daño identificados tienen un efecto sobre la salud del recurso forestal, sin embargo, aún falta por definir en qué grado participa cada uno de ellos. De acuerdo con Trumbore et al. (2015), los agentes de perturbación operan en concierto dentro del bosque, es decir, en una sucesión continua de factores-respuesta que comprometen las defensas de los árboles, o incluso, alteran positivamente el paisaje (Jaksic y Fariña, 2015). Para México, la información derivada del uso del indicador Daños al arbolado pretende, en el medianolargo plazo, determinar qué proporción de bosques y selvas pudieran estar en riesgo, y aunque hasta el momento no es posible determinar el impacto ecológico y económico de los daños registrados, se recomienda dar continuidad a la medición de este indicador de salud con el fin de observar posibles tendencias.
Conclusiones
A partir de la implementación del protocolo del indicador de salud Daños al arbolado, por parte del Infys, se obtuvo que las coníferas conformaron 13,2% de los registros y 86,8% las latifoliadas. Se identificaron 34 agentes de daño generales y específicos, 22 de los cuales afectaron más de 100 árboles, cada uno, destacando daño por fuego (24,8%), viento (16,3%), agente desconocido (14,1%), Tillandsia spp. 11,4%, insectos defoliadores (7,5%), sequía (5,4%) y parásitas y epífitas (categoría general, 3,7%). Respecto a género, el número de árboles dañados fue variable, aunque en Alnus, Quercus y Pinus fue mayor; el primero con 54,6% de árboles dañados por causas diversas, el segundo con 50,4% y el tercero con 41,5%. Por entidad federativa, destacaron Oaxaca, Durango, Guerrero y Chihuahua con más de 3000 árboles dañados cada uno, presentando como agentes comunes de daño a las actividades humanas, los insectos defoliadores, los insectos en general, Tillandsia spp. y daños por fuego, viento y sequía. Este es el primer análisis sobre los principales agentes de daño que afectan los bosques y selvas de México en el quinquenio 2012-2016.
