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Conservación y subsistencia

PRESENTACIÓN DE “CONSERVACIÓN Y SUBSISTENCIA EN SOCIEDADES DE PEQUEÑA ESCALA”

El principal valor de este artículo es que desmonta el mito de que las sociedades de pequeña escala (bandas de cazadores-recolectores, tribus horticultoras, pastores nómadas…) son conservadoras de la naturaleza. Los casos en los que se puede encontrar una ética y unas prácticas de conservación en este tipo de sociedades son excepcionales, según los autores.

            Uno de los defectos más graves del artículo es que intenta negar el concepto de clímax en ecología con la excusa de que los ecosistemas van evolucionando a lo largo del tiempo. Los autores proponen la “ecología de la ausencia de equilibrio”, es decir un relativismo ecológico. El caso es que parten de unos presupuestos teóricos que ni siquiera ellos se creen, puesto que se contradicen al menos en tres ocasiones a lo largo del artículo (cuando hablan de predador clave, de praderas como degradación de bosques y de especies características de las fases de la sucesión ecológica).  

Por otro lado, al leerlo pueden surgir cuestiones interesantes, por ejemplo la biodiversidad. Hoy en día está de moda, todo el mundo habla de ella. El hecho de que la diversidad (cultural, étnica, política,...) sea un valor muy importante de la sociedad tecnoindustrial ha facilitado la expansión del término “biodiversidad” en la sociedad. Ha calado tanto en la sociedad que funciona hasta como atractivo turístico. Todas las regiones cacarean su alta biodiversidad para atraer turistas y todos los parques naturales quieren tener mucha biodiversidad, aunque para ello tengan que usar maquinaria (mantener prados, p.ej.).

Se supone que una alta biodiversidad es señal de estabilidad y salud del ecosistema, pero esto no siempre es así. Un buen ejemplo lo tenemos en la Península Ibérica, se considera que es uno de los lugares con mayor biodiversidad de Europa. Aunque haya alta diversidad de especies y de hábitats, al no haber zonas salvajes de gran extensión, los grandes predadores tienen muchas dificultades en subsistir. Una cosa es la naturaleza salvaje y otra la biodiversidad. Hay otras zonas en Europa más salvajes y donde alguno de nosotros preferiría estar, aunque sean menos biodiversas.

Evidentemente, hay ecosistemas salvajes que tienen una altísima biodiversidad, por ejemplo las selvas tropicales. En este caso hay una correlación entre alta biodiversidad y naturaleza salvaje. Sin embargo, hay otros ecosistemas salvajes (cierto tipo de bosques, p.ej.) que tienen menos biodiversidad, pero que tienen igualmente valor intrínseco, precisamente, porque son salvajes. Resumiendo, lo que tiene valor intrínseco es la naturaleza salvaje, no la biodiversidad.

Los autores defienden el valor positivo de los efectos del ser humano en los ecosistemas porque al hacer un claro en el bosque mejora la biodiversidad. No obstante, más adelante dicen que la pradera es una degradación, entonces ¿en qué quedamos? ¿Es algo positivo que potencia la biodiversidad o es algo que degrada? El argumento de que es algo positivo se esgrime hoy en día para justificar la dehesa y otros ecosistemas antropizados. No se dan cuenta de que si hubiese, entre otros elementos, grandes masas de herbívoros en Europa, como hace miles de años, no habría necesidad de mantener prados (ya sea con máquinas o con ganado) como se hace hoy en día. Por otro lado, las especies surgieron (me refiero al proceso de especiación) antes de la antropización de los ecosistemas, por lo tanto no es necesaria la intervención del hombre para mantener esas especies vivas sobre la faz de la tierra o “para crear biodiversidad”, la naturaleza salvaje se basta y se sobra. No todos los lugares tienen que tener una altísima biodiversidad.

Otra cuestión interesante relacionada con la anterior sobre la cual se puede reflexionar es la interacción del ser humano con los ecosistemas. Si se quiere ofrecer un ideal positivo (la caza-recolección) para un movimiento contrario a la sociedad tecnoindustrial no estaría de más reflexionar sobre esta cuestión. ¿Qué tipo de sociedades serían? ¿Con qué modo de producción? ¿Cuál es ético? ¿Sólo los cazadores-recolectores nómadas a pie? Si usamos la terminología del artículo, ¿qué grado de ingeniería de ecosistemas es aceptable?

Como suele ocurrir, los autores tienen unos valores muy diferentes de los que tiene Naturaleza Indómita. No solo porque intenten desechar el concepto de clímax o porque tomen la biodiversidad como referente, sino también porque lo importante para ellos son los pueblos, no la naturaleza salvaje. Además son progresistas, y se sirven del concepto “ingeniería de ecosistemas” para no discernir entre los efectos en la naturaleza de una sociedad de cazadores-recolectores y los de una civilización.

 

CONSERVACIÓN Y SUBSISTENCIA EN SOCIEDADES DE PEQUEÑA ESCALA[a]

Eric Alden Smith

Mark Wishnie        

INTRODUCCIÓN

La idea, que empezó hace varias décadas, de que los pueblos indígenas y otras sociedades de  pequeña escala eran conservacionistas ejemplares se ha generalizado en los medios de comunicación populares así como en los círculos académicos.1 Este conservacionismo indígena ha sido a menudo atribuido a un respeto espiritual y a una comprensión práctica del mundo natural (p.ej., Vecsey 1980, Martinez 1996, Berkes 1999). Las evidencias presentadas en defensa de esta idea incluyen la expresión cultural de una ética de la conservación, creencias religiosas animistas que conceptualizan a otras especies como seres sociales, los altos niveles de biodiversidad encontrados en los lugares donde viven esos pueblos, y el impresionante conocimiento medioambiental que poseen (Nelson 1982, Durning 1992, Posey 1992, Gadgil et al. 1993, Callicott 1994, Alcorn 1996, Bodley 1996, Nabhan 1997).

           Aunque esta visión sigue siendo ampliamente aceptada, está siendo cuestionada cada vez más, tanto en la literatura divulgativa (p.ej. Diamond 1992, Redford 1991) como en la académica. Muchas de las pruebas citadas por estos críticos son arqueológicas (Stahl 1996, Redman 1999) o etnohistóricas (Kay 1994, Krech 1999), pero algunas están basadas en estudios de campo contemporáneos de etnógrafos o biólogos (p.ej., Stearman 1994, Alvard 1998b, FitzGibbon 1998). Ejemplos específicos de comportamiento no conservacionista a cargo de sociedades de pequeña escala (SPE) incluyen extinciones antrópicas de fauna y degradación de hábitats, así como patrones de comportamiento de subsistencia que parecen corresponderse más con la optimización económica que con la conservación de recursos o hábitats. Además algunos antropólogos han cuestionado la eficacia causal[b] (Hames 1987, Low 1996), o incluso la propia existencia (Bulmer 1982, Brightman 1987, Carrier 1987, Krech 1999), de la ética de la conservación en los pueblos indígenas.

            Este debate ha adquirido una carga política porque aquellos que trabajan por los derechos indígenas a veces ven las críticas a la conservación indígena como ataques a sus esfuerzos por defender el control local de los recursos por parte de los grupos indígenas (Alcorn 1995, Posey 1998, Sponsel 1992). Los críticos a menudo responden defendiendo los derechos indígenas sobre la tierra, mientras argumentan que esos derechos acabarán siendo socavados por las ideas equivocadas o ingenuas acerca de la conservación indígena (Hames 1991, Stearman 1994, Vickers 1994, Hill 1996). Por esas y otras razones la literatura sobre la conservación en SPE está a menudo polarizada en puntos de vista dicotómicos, que presentan a esos pueblos bien como “guardianes de la tierra” (Durning 1992) que viven en armonía con ambientes prístinos hasta la invasión de una fuerza destructiva externa (agricultura, industrialización, capitalismo), o bien como “contaminadores primitivos” (Rambo 1995) con un registro de destrucción ambiental que se remonta hasta la “matanza del Pleistoceno” (Martin 1993) de la que las primeras gentes de América (y recientemente las de Australia) son acusadas.

            Con la acumulación de considerables pruebas empíricas sobre esta cuestión, más el desarrollo de un cuerpo teórico coherente que pueda guiar la recopilación y análisis de esas evidencias, existe ahora la posibilidad de presentar una evaluación más equilibrada y menos apasionada de la conservación indígena, superando caricaturas peyorativas como la del “buen salvaje ecológico” (Redford 1991). Con este espíritu, Krech (1999) y Redman (1999) han revisado recientemente las evidencias arqueológicas e históricas/etnohistóricas. Aquí nos centramos en estudios de campo contemporáneos, analizados a la luz de teorías relevantes procedentes de varias disciplinas.

            Lo que queda del artículo está organizado de la siguiente manera. Empezamos con un resumen del contexto ecológico y evolutivo en el que las relaciones medioambientales de las SPE tienen lugar, estas relaciones incluyen rasgos evolutivos favorecedores de las capacidades de dispersión y colonización de nuevos hábitats y lo que algunos académicos han llamado “ingeniería de ecosistemas”. Después resumimos la teoría concerniente a la utilización y conservación ambiental procedente de diferentes disciplinas, enfatizando cuestiones como la sostenibilidad, el descarte de la demora[c], la acción colectiva y la gestión de recursos de propiedad común. Estas secciones contextuales y teóricas nos proveen de fundamentos para revisar los argumentos y pruebas etnográficas relacionadas con la conservación en las SPE.

EL CONTEXTO ECOLÓGICO Y EVOLUTIVO

Aunque esta revisión se refiere a casos etnográficos (como opuestos a los casos arqueológicos o etnohistóricos) de conservación (o de falta de ella), es instructivo analizar este fenómeno desde una perspectiva histórica o evolutiva más profunda. Es igualmente importante mirar más allá de nuestra especie hacia un contexto ecológico más amplio, y considerar brevemente cómo los ecólogos contemporáneos ven las cuestiones del cambio y la perturbación medioambientales.

Ecología de la ausencia de equilibrio

Durante la mayor parte del siglo XX[d], el estudio de comunidades ecológicas y ecosistemas estuvo dominado por un conjunto de conceptos y teorías que enfatizaban una ordenada sucesión hacia el equilibrio (a veces denominado “clímax” o “madurez”) (Smith 1984, Winterhalder 1994).2 Este paradigma centrado en el equilibrio que empezó en los años setenta fue cada vez más cuestionado por ecólogos impresionados por la ubicuidad de los procesos dinámicos incluyendo las perturbaciones, las interrupciones, la impredecibilidad, las interacciones complejas no lineares, y la influencia de la historia (o de las condiciones iniciales) (Pickett & White 1985, DeAngelis & Waterhouse 1987, Botkin 1990, Perry & Amaranthus 1997). Actualmente el paradigma dinámico o de la ausencia de equilibrio está claramente en ascenso en los círculos de la ecología académica, aunque no ocurre lo mismo en la gestión medioambiental y en las ciencias sociales (Scoones 1999).

            Esta revisión del concepto de naturaleza tiene importantes implicaciones para la biología de la conservación y para nuestra idea acerca de los humanos en la naturaleza (Botkin 1990, Worster 1995). Primero, porque hoy en día es algo comúnmente aceptado que “la diversidad de especies es generalmente potenciada por las perturbaciones que ocurren en niveles intermedios de frecuencia e intensidad” (Perry & Amaranthus 1997:33; pero mírese Hubbell et al. 1999), parece bastante probable que perturbaciones antrópicas a esos niveles intermedios (como el cultivo de roza y quema con densidades de población bajas, o la quema controlada para potenciar el crecimiento de plantas herbáceas) puede tener efectos positivos en la biodiversidad.3 Segundo, si las comunidades ecológicas están siempre evolucionando, no está claro qué estado o conjunto de estados son los que hay que intentar conservar. Como el ecólogo del fuego Stephen J. Pyne (1992:2) ha argumentado  recientemente,

Lo que los partidarios normalmente quieren restaurar es el fuego “natural”, pero el paisaje histórico que sostiene su visión de lo que la restauración debería producir fue el resultado de miles de años de fuegos de origen cultural. La misión de restaurar nos conduce a un estado de ironía permanente. Nunca decidiremos hasta qué punto del pasado hay que restaurar la tierra- y nunca podremos, de ninguna manera, volver realmente a ese punto.

De hecho, hay una doble ironía aquí porque hábitats vistos como “naturales” pueden ser en realidad solo estados temporales de un continuum dinámico, y los lugares ensalzados como naturaleza prístina -ricas praderas, por ejemplo, o un bosque dominado por grandes y espaciados árboles- pueden ser particularmente dependientes de una historia de perturbaciones antrópicas (Anderson 1990, Gomez-Pompa & Kaus 1992).

Dispersión humana e ingeniería de ecosistemas

La creencia de que los pueblos indígenas no cambian, que “están congelados en el tiempo”, viviendo en el mismo sitio desde tiempos inmemoriales, está generalizada en la cultura popular. Los antropólogos hace tiempo que criticaron la noción de que las SPE consisten en gente “sin historia” (Wolf 1982). No obstante, el hecho de ampliar esta comprensión hasta reconocer que estos  pueblos son agentes activos en la historia ambiental ha tardado más en llegar. Ese reconocimiento se está desarrollando rápidamente y está cambiando nuestra idea de la ecología, la adaptación y la conservación humanas (p.ej., Sponsel 1992, Crumley 1994, Kirch & Hunt 1997, Russell 1997, Balée 1998).

            Sin lugar a dudas, muchos pueblos tienen raíces profundas en ciertos lugares, y prácticamente todos tienen fuertes lazos con sus territorios de origen. Sin embargo, esto no implica necesariamente que hayan ocupado continuamente un solo lugar en el planeta y que lo hayan hecho su hogar durante cientos de generaciones. Un ejemplo pertinente es el de las primeras gentes de Norteamérica. Un examen de la distribución de los idiomas nativos norteamericanos (un indicador de genealogía cultural) muestra claramente que los indígenas americanos se vieron involucrados en grandes movimientos de población posteriores a la colonización original del continente y anteriores a la invasión europea (Goddard 1996). Patrones como estos sugieren que oleadas de dispersión o migración recurrente pueden conducir a un mosaico de lenguas y a una diversidad ecológico-cultural.

            Los registros arqueológicos e históricos también revelan muchos episodios de sustitución de una población (o al menos de un estilo de vida) por otra. Por ejemplo, los inuit contemporáneos, que habitan el ártico canadiense y en Groenlandia, son conocidos por su ingeniosa adaptación a un medio ambiente exigente de poca productividad biológica (Damas 1984). Sin embargo, sus antecesores inmediatos, los pueblos Thule, llegaron a esta región (desde el Norte de Alaska) solo entre unos seis y nueve siglos antes de que llegaran allí los europeos. Además la colonización Thule reemplazó a la cultura Dorset que había ocupado el ártico norteamericano durante aproximadamente dos milenios -una cultura que había reemplazado a su vez a los paleoesquimales pre-Dorset que colonizaron originariamente el Alto Ártico (McGhee 1984).

       Las pruebas disponibles indican que en cualquier lugar del planeta, alguna versión de este escenario de colonización/sustitución se ha producido al menos una vez, si no repetidamente. De hecho, este patrón básico -oleadas de colonización espoleadas por innovaciones tecnológicas o sociales o por fluctuaciones medioambientales, y la consecuente sustitución de un estilo de vida previo por el de un intruso competitivamente superior- es ahora aceptada por la mayoría de especialistas en los orígenes del ser humano moderno como la historia constitutiva de nuestra especie (Klein 2000).

            Aunque hay poco consenso en torno a sus causas, una explicación plausible para la evolución de esta estrategia colonizadora en nuestro linaje establece la inestabilidad ecológica como causa fundamental (Potts 1997). El periodo en el que el género Homo emergió (el Pleistoceno, que va desde hace aproximadamente 1,7 millones de años hasta hace 10.000 años) fue marcado por la mayor inestabilidad climática de los últimos 65 millones de años, incluyendo grandes cambios en el nivel del mar, movimiento de hielos, fluctuaciones climáticas, y los subsiguientes desplazamientos de hábitats (p.ej., aumento y disminución de bosques) (revisado en Potts 1997). Nuestros ancestros homínidos parecen haber respondido a tal inestabilidad ambiental a gran escala desarrollando capacidades que mejoraron su aptitud para sobrevivir y reproducirse bajo una cada vez mayor variedad de condiciones ambientales.

            En otras palabras, uno podría decir que nuestra especie se ha especializado en ser un generalista ecológico, consumiendo una increíble variedad de alimentos, habitando una gama sin precedentes de hábitats y climas, y desarrollando un abanico de nichos muy flexible y oportunista (Gamble 1994). No hemos desarrollado estas habilidades porque sean intrínsecamente adaptativas -una visión antropocéntrica que deja sin explicar la evolución y persistencia de innumerables especies relativamente especializadas e inmutables-, sino porque en nuestro particular contexto ecológico nos confirieron ventajas evolutivas. En resumen, la inestabilidad ecológica puede haber sido la encrucijada de la cual surgió nuestra especie y la matriz en la cual hemos medrado.

Ingeniería de ecosistemas. El secreto de la disposición de nuestra especie para colonizar diferentes hábitats reside en la capacidad humana para cambiar nuestros medios de subsistencia de manera repetida y sustancial, en algunos casos, rehaciendo literalmente nuestros hábitats en el proceso. Incluso antes de la agricultura los humanos empezaron a alterar los ecosistemas (p.ej., a través de quemas periódicas) para poder capturar una mayor porción de energía biótica total. Esta táctica ha sido tan exitosa que ha producido un sorprendente crecimiento de la población humana y un grado sin precedentes de dominación de los ecosistemas. Como ejemplo de esto último, diferentes análisis recientes estiman que entre el 40% y el 50% del total de la energía alimentaria que fluye a través de la biosfera es canalizada para el sustento humano u otros tipos de consumo (Vitousek et al. 1997).

            Aunque hay diferentes medios a través de los cuales los humanos consiguen la dominación de los ecosistemas, hay uno que implica diferentes prácticas que tienen en común el remodelamiento físico del terreno, de las vías fluviales, de las comunidades de flora y fauna, y de otros aspectos de la estructura y la función ecológicas. Siguiendo la terminología de Jones et al. (1994), nosotros nos referimos a este conjunto de prácticas como ingeniería de ecosistemas, un término usado para describir la creación y mantenimiento de hábitats por parte de los organismos. Así, los castores crean humedales, las especies de coral crean atolones, y las lombrices crean suelos aireados; nótese que esto no implica necesariamente que los efectos de la ingeniería sean intencionados o diseñados per se, aunque claramente algunos aspectos pueden serlo.

            La ingeniería de ecosistemas humana a una escala significativa ha existido al menos desde que nuestros ancestros desarrollaron el control del fuego. El trabajo de antropólogos, geógrafos, historiadores y ecólogos es cada vez más revelador sobre hasta qué punto las SPE, incluyendo los pueblos preagrícolas, se dedican a modificar el hábitat (Day 1953, Stewart 1956, Lewis 1982, Cronon 1983, Denevan 1992, Burney 1995, Fairhead & Leach 1996, Little 1996, Nabhan 1995, Russell 1997). Los métodos usados para “domesticar” su medio (Blackburn & Anderson 1993a) van desde la quema intencionada (p.ej., para potenciar el crecimiento de plantas usadas por la gente o para pasto de los ciervos u otras presas) hasta la siembra, poda, o incluso irrigación de plantas comestibles silvestres, y desde la construcción de pequeñas presas[e] para pescar o parapetos donde esconderse para cazar hasta la construcción monumental de túmulos funerarios (p.ej., Steward 1933, Lewis 1982, Roosevelt 1995, Anderson 1996, Pyne 1998). Con la llegada de la agricultura, la ingeniería de ecosistemas ciertamente incorporó nuevas técnicas, incluyendo clarear zonas boscosas para hacer huertos, campos y pastos; construir sistemas de riego, a veces a gran escala; aterrazar laderas de montaña (Evans & Winterhalder 2000); fertilizar, arar y otras formas de modificar el suelo; y por supuesto la creación de nuevas formas de vida a través del cruce de plantas o animales (reseñado en Redman 1999).

             En los ecosistemas modificados, especialmente en los agrícolas, los humanos han sido a menudo agentes primarios de la perturbación biológica (Chapin et al. 1997, Noble & Dirzo 1997). Como se ha tratado anteriormente, las pruebas sugieren que las perturbaciones ambientales de intensidad y frecuencia moderada pueden a menudo potenciar la biodiversidad (Petraitis et al. 1989, Perry & Amaranthus 1997). Particularmente en ambientes de bosque y sabana una historia de perturbaciones antrópicas (como clareos de pequeñas zonas en el bosque, quema de baja intensidad, modificación del suelo, y niveles moderados de depredación) puede tener este efecto. Por ejemplo, un estudio sobre la dehesa mediterránea[f] (Pineda 1991) descubrió que la perturbación antropogénica recurrente propiciaba la hetereogeneidad espacial, y por tanto la biodiversidad, en ese hábitat. De la misma manera Delcourt & Delcourt (1997) concluyeron que la quema selectiva en la zona sur de los Apalaches por los nativos americanos en tiempos precolombinos creó “un régimen de perturbación de escala intermedia que produjo un heterogéneo mosaico de diferentes tipos de vegetación” (p. 1013), aumentando así el contraste entre límites de vegetación e incrementando la diversidad (beta) del hábitat[g]. Otros ejemplos bien documentados incluyen el pastoreo y la quema en las sabanas del Este de África (Little 1996), las “islas de bosque” creadas alrededor de los poblados en Guinea, África Occidental (Fairhead & Leach 1996), los ricos suelos antrópicos (terra preta do Indio) producidos por los indios amazónicos horticultores de roza y quema (Smith 1980, Hecht & Posey 1989, Balée 1993, McCann 1999), y la quema, poda y caza-recolección de los indios Miwok que ayudó a generar el hábitat en mosaico de Yosemite, la joya de la corona de los preservacionistas americanos (Anderson 1993, Anderson & Nabhan 1991).

            Aunque tales perturbaciones moderadas pueden ser potenciadoras de la biodiversidad, la introducción de quemas periódicas en áreas donde la vegetación no está adaptada a esta alteración puede tener efectos irreversibles, incluyendo la extinción de algunas especies de plantas. Esto ha sido recientemente propuesto como la causa de la secuencia de cambios de hábitat y extinciones    de megafauna acontecida durante la colonización humana de Australia hace 50.000 años (Miller et al. 1999). En cualquier caso, abundantes pruebas indican que las poblaciones densas y la producción agrícola intensiva (especialmente la comercial) inclinan la balanza hacia la pérdida de biodiversidad (Chapin et al. 1997, Matson et al. 1997). Además, la intensificación de la producción agrícola durante los últimos milenios ha llevado a aumentar la dependencia del hombre de unas pocas especies de plantas domesticadas (Matson et al. 1997). En muchos casos, eso ha llevado a una reducción aún mayor de la biodiversidad en los ecosistemas agrícolas, y al mismo tiempo al aumento de población y por tanto a un ciclo de retroalimentación positiva (Imagen 1). Cuando este ciclo de intensificación y aumento de población se ha producido de forma suficientemente gradual, la trayectoria ha sido sostenible (Redman 1999: 122ff). En casos de cambio rápido (demográfico y medioambiental) hay a veces una disyuntiva[h] entre producción total y sostenibilidad (p.ej. Humphries 1993). La dinámica inestable resultante en muchas regiones es causa actualmente de una preocupación generalizada (McMichael 1993, Cohen 1995, Swanson 1995, Redford & Mansour 1996).

             En suma, los humanos somos colonizadores, no gente tranquila y hogareña; estamos siempre forzando los límites de nuestros dominios, expandiéndonos hacia otras áreas (aunque estén ocupadas por otra gente) cuando los cambios medioambientales o en el modo de producción lo permiten. Los rasgos que impulsan esta estrategia colonizadora parecen haber evolucionado en un contexto de altos niveles de inestabilidad medioambiental durante el Pleistoceno. La estrategia ha sido tan exitosa que los humanos han colonizado prácticamente toda la superficie terrestre en un periodo relativamente breve y ahora están modificando la biosfera a una escala sin precedentes. Nuestro éxito como especie está basado en la innovación cultural, la dispersión competitiva y la ingeniería de ecosistemas; pero este éxito significa la perdición para miles, incluso millones de especies más venerables pero menos adaptables (Kerr & Currie 1995, Norgaard 1995, Reaka-Kudla et al. 1996, Vitousek et al. 1997). En este contexto se vuelve crucial comprender las fuerzas que han modelado las relaciones entre el humano y el medio ambiente en las SPE y, en particular, las condiciones bajo las cuales el uso sostenible, y quizás incluso la conservación deliberada, han sido posibles.


Imagen 1 Ciclo de retroalimentación positiva en la intensificación agrícola con la pérdida de biodiversidad como efecto secundario.

TEORÍA DE LA CONSERVACIÓN MEDIOAMBIENTAL

El papel principal de la teoría en la ciencia es guiar la toma y evaluación de conocimiento empírico. Si nuestro objetivo es comprender la existencia y el funcionamiento de la conservación medioambiental, entonces una teoría de este fenómeno nos debería decir las condiciones bajo las cuales es probable que tenga lugar, las formas que probablemente tomará y sus consecuencias medioambientales. Estas predicciones teóricas deberían ser empíricamente demostrables, a no ser que nos enamoremos tanto de nuestras construcciones teóricas que dejemos de evaluar su poder explicativo real. En otras palabras, una teoría ideal nos ofrecería una explicación coherente para la variación en la forma y frecuencia de aparición[i] de la conservación medioambiental que haya sido sometida a una rigurosa evaluación empírica. Actualmente no tenemos esa teoría ideal. Sin embargo, algunos elementos de ella están empezando a tomar forma, a menudo en paralelo en diferentes disciplinas. Aquí, presentamos lo que para nosotros es la forma más prometedora de esa teoría, sintetizando trabajos hechos en microeconomía y teoría de la toma de decisiones, en ecología del comportamiento y en ciencia política.

¿Qué es “conservación”?

Para empezar tenemos que ponernos de acuerdo en el significado del término conservación. Como se apunta en la introducción, esto va más allá del mero interés semántico porque el debate actual, a veces encarnizado, sobre la existencia de la conservación indígena depende en parte de diferentes concepciones del significado de este término.           

       Muchas descripciones de las relaciones medioambientales indígenas equiparan implícita o explícitamente la conservación con la coexistencia a largo plazo de una gente, o una cultura, y de un conjunto de otras especies o un ecosistema. En otras palabras, la falta[j] de sobreexplotación, o de eliminación de las especies residentes, o de degradación del hábitat se toma como diagnóstico de conservación. Sponsel et al. (1996a:23) resumen esta idea de manera sucinta cuando tienen en cuenta los argumentos que defienden que “muchos indígenas, como los Bora y los Desana en la Amazonía y los Mentawai en Indonesia, son efectivos conservacionistas; sus sociedades han usado y gestionado los recursos naturales de su hábitat de manera sostenible durante siglos o incluso milenios.”

                No obstante, como muchos han apuntado, esta visión puede ser criticada por mezclar conservación y sostenibilidad (Hunn 1982, Winterhalder 1983, Hames 1987, Alvard 1995, Smith 1983, 1995, Low 1996). En general, es de esperar que factores como baja densidad de población humana, baja demanda de un recurso o tecnología limitada puedan contribuir en muchos casos a la sostenibilidad, con cierta conservación como efecto secundario. Adscribir esos usos sostenibles a la conservación supone un error en la atribución causal, porque uno o más de los factores mencionados pueden ser probablemente la causa real, mientras que denominar a algo “conservación” implica que existe porque evita la sobreexplotación o degradación que tendría lugar si no existiese. Casos como los mencionados pueden ser denominados conservación epifenoménica (Hunn 1982), pero también pueden ser llamados coexistencia (de especies residentes) y uso sostenible (de hábitats).

            Teniendo en cuenta esta cuestión, Alvard (1995) propuso que las prácticas deben ser “costosas a corto plazo” para poder considerarse conservación. La esencia de la conservación, bajo este punto de vista, reside en restringir en el presente la extracción de recursos o el uso del suelo (y por tanto reducir los beneficios inmediatos, lo cual cumple el criterio del coste a corto plazo) para obtener beneficios en el futuro. Sin embargo, el criterio del coste (o del beneficio pospuesto) no es suficiente, porque de nuevo, no excluye otras causas para una práctica (Smith 1995). Los costes debidos a la restricción de la extracción pueden ser soportados con el fin de conseguir objetivos diferentes a la conservación, como permitir que las presas se congreguen en grandes cantidades (Ruttan 1998:48) o evitar el ataque enemigo (Hickerson 1965, Kay 1994). Tampoco el coste a corto plazo parece necesario para la conservación porque pueden existir opciones que no son más costosas que las alternativas pero que son elegidas porque producen beneficios en la conservación (p.ej., labrar siguiendo las curvas de nivel en vez de a favor de la pendiente).

            Una segunda cuestión concierne al efecto: para ser considerada conservación, una práctica debería tener un efecto medible a la hora de limitar la extracción o la degradación ambiental. El fundamento de este criterio puede parecer evidente, pero merece la pena incidir en él debido a la tendencia generalizada a citar la existencia de creencias sobre la conservación, la gestión y la veneración de la naturaleza como prueba de una conservación eficaz (Callicott 1994). La existencia de tales creencias o ideologías es un fenómeno interesante merecedor de investigación etnógráfica o filosófica, pero no constituye por sí mismo una prueba de prácticas o resultados de conservación (Hames 1991). Sin lugar a dudas, la ideología puede ser una causa próxima de las prácticas de conservación y puede ser utilizada en los discursos en torno a las prácticas medioambientales; nuestra idea fundamental es que si la conservación se refiere a acciones medioambientales, el efecto de estas acciones debería ser demostrado.

           Concluimos que para ser considerada conservación, una acción o práctica debería cumplir dos criterios. Primero, debería impedir o mitigar el agotamiento de los recursos, la extinción de especies o la degradación del hábitat y, segundo, debería estar diseñada para ello (Smith 1995, Alvard 1998a, Ruttan & Borgerhoff Mulder 1999). El primer criterio, concerniente al efecto, es sencillo conceptualmente, pero plantea dificultades no comentadas en este artículo como la definición operacional de agotamiento o degradación (ver Meffe & Carroll 1997, Cocklin 1989). El criterio de diseño es más exigente conceptualmente, ya que plantea cuestiones sobre los procesos históricos, la explicación causal vs. la funcional, agentes, etc. No obstante, parece esencial de todos modos si aspiramos a comprender los procesos históricos que han modelado las relaciones entre los humanos y su medioambiente. Además tiene un significado práctico, porque si un historial de  coexistencia o uso sostenible es tomado como prueba suficiente de prácticas e instituciones que mantienen la conservación medioambiental, entonces no estaremos preparados si aparecen el agotamiento de los recursos o la degradación ambiental debido a cambios en factores como la densidad de población o las oportunidades de mercado (Low & Heinen 1993, Henrich 1997, Galaty 1999).

            Decimos “diseñado” para permitir que varios procesos distintos jueguen un papel en el modelado de las prácticas de conservación. Por un lado, puede implicar diseño basado en creencias conscientes y preferencias, y por tanto, una forma intencional de explicación (Elster 1983). No obstante, los procesos evolutivos, sean culturales o genéticos pueden producir un diseño complejo, y nuestra definición también lo tiene en cuenta. Por tanto, si pudiera demostrarse que una práctica de conservación se ha difundido o ha sido mantenida en una población porque sus practicantes eran menos propensos a la extinción o más propensos a prosperar y expandirse (en comparación con los que no conservan), esta cumpliría el criterio. Este sería el caso incluso si las razones conscientes para llevar a cabo esa práctica no estuvieran relacionadas con la conservación (sino con hacer que los espíritus fuesen propicios, p.ej.). No obstante, es importante hacer notar que las condiciones para que esto ocurra parecen bastante restrictivas porque la conservación no solo implica un retraso en la obtención de un beneficio (Rogers 1991), ello a menudo también produce un bien colectivo (véase más adelante) que puede beneficiar tanto a quienes no conservan como a los que sí lo hacen. Probablemente por esta razón nadie ha sido capaz de demostrar la evolución de sistemas de conservación en poblaciones no humanas, a pesar de los intentos en el pasado como la “selección de grupo” (Wynne-Edwards 1965) o la “depredación prudente” (Slobodkin 1968). Por otro lado, es posible que la evolución cultural sea más favorable que la evolución genética en lo que respecta a la expansión de rasgos beneficiosos para el grupo (Boyd & Richerson 1985, Soltis et al. 1995).

           En definitiva, una definición de conservación que incorpore los dos criterios de efecto y diseño es lógicamente coherente y quizás posea valor práctico. Sirve para distinguir la conservación deliberada de la sostenibilidad debida a otros factores, y dirige la investigación hacia la medición  de los efectos medioambientales reales aparte de a las creencias o de los efectos declarados. Esta definición también pone de relieve algunas razones por las cuales el debate sobre conservación indígena o premoderna se ha dilatado tanto y ha sido tan difícil de resolver. Algunos participantes en ese debate toman el uso sostenible como único criterio para la conservación mientras que otros lo toman como un efecto secundario no intencionado de otros factores (tales como la baja densidad de población); y algunos toman la declaración de creencias o éticas conservacionistas como prueba concluyente de conservación, mientras que otros exigen datos acerca de los efectos medioambientales. Nuestra definición propone difíciles retos empíricos y conceptuales. En particular, significa que la conservación es inherentemente más difícil de verificar empíricamente que el agotamiento de recursos, puesto que uno no solo debe determinar que la coexistencia o el uso sostenible tienen lugar, sino también que son debidos a acciones humanas diseñadas para asegurar ese fin (como es el caso de cualquier propuesta válida que implique funciones adaptativas del comportamiento humano).

El problema del descarte de la demora

A menudo la conservación implica asumir una pérdida a corto plazo para obtener una ganancia a largo plazo (Alvard 1995, Ruttan & Borgerhoff Mulder 1999). Esta disyuntiva[k] entre el presente y el futuro plantea la compleja cuestión del descarte de la demora, un aspecto crucial a la hora de determinar si la conservación es racional (Clark 1973) o adaptativa (Rogers 1991, Alvard 1998a). Hay dos razones para descartar futuras ganancias en favor de las presentes: el hecho de posponer algo incrementa las posibilidades de que esa ganancia no se produzca en absoluto (porque las condiciones medioambientales cambian, o porque otros se van con el recurso, o porque el que toma la decisión muere); y la posposición reduce la oportunidad de invertir una ganancia en generar más ganancias. Este tipo de motivos[l] son obvios en un contexto mercantilizado, donde las extracciones inmediatas permiten invertir las ganancias al mismo ritmo que la tasa de rentabilidad. De esta manera, uno puede predecir que recursos de crecimiento lento (como ballenas y secuoyas) que tienen una tasa reproductiva por debajo de la tasa de rentabilidad predominante en la inversión de capital serán más propensos a sufrir tasas de extracción insostenibles (Clark 1973, Alvard 1998a). Es probable encontrar el descarte de la demora también en economías de subsistencia, y puede ser un significativo elemento disuasorio de la conservación porque las decisiones de subsistencia siempre implican los dos tipos de razones[m] mencionadas (Alvard 1998a). De hecho, la teoría (Rogers 1994) y los datos de las decisiones de recolección en otras especies (Cuthill & Houston 1997, Kacelnik 1997) sugieren que el descarte de la demora es un producto omnipresente de la evolución.

            A pesar de esta ubicuidad, es probable que haya causas ecológicas y culturales de la variación en las tasas de descarte de la demora. En síntesis, estas pueden incluir las siguientes:

1. Tasas de crecimiento demográfico: el tamaño de población estable o en regresión reduce el valor de la inversión en reproducción en el presente frente a la inversión en reproducción en el futuro (Fisher 1958, Rogers 1994); lo contrario vale para el tamaño de población en aumento.

2. Tasas de mortalidad: la baja mortalidad reduce la incertidumbre futura; lo contrario vale para alta mortalidad.

3. Tasa de renovación de recursos: como se ha apuntado ya, los recursos de crecimiento lento reducen las ganancias que pueden ser obtenidas en el futuro por conservar en el presente.

4. Movilidad de los recursos: la alta movilidad incrementa la incertidumbre sobre futuras extracciones.

5. Movilidad del capital: la alta movilidad disminuye el incentivo para soportar costes a corto plazo con el fin de obtener ganancias a largo plazo gracias a la conservación.

6. Control sobre futuras extracciones: aquellos que tienen poco control sobre quién obtendrá la ganancia pospuesta tienen menos incentivos para renunciar a las ganancias en el presente.

 Este último punto nos lleva directamente a nuestra próxima cuestión.

Conservación y acción colectiva

La teoría de la acción colectiva es una rama bien desarrollada de la ciencia política y de la teoría de la toma de decisiones que tiene que ver con la elección social (Hardin 1982). La acción colectiva se refiere a cualquier grupo de (dos o más) individuos que cooperan y coordinan sus acciones para producir un resultado. Basada en las premisas del individualismo metodológico y del interés propio racional (Elster 1983), la lógica de la acción colectiva es una lógica de beneficios y costes individuales, no colectivos (Olson 1965).

            Un problema de acción colectiva surge cuando la acción colectiva es costosa para el individuo, pero beneficiosa para el grupo (o viceversa). Un escenario usual en el que puede surgir un problema de acción colectiva implica el intento de hacer accesible o salvaguardar un bien colectivo –es decir, cualquier bien o servicio que esté disponible para todos los miembros de algún colectivo (p.ej., una aldea, una organización, una nación), pero cuyo consumo por parte de algunos reduce el beneficio disponible para los demás (Hardin 1982). Una forma clásica de bien colectivo es lo que los economistas y teóricos de la acción colectiva denominan “recurso de uso común” (RUC) (Gordon 1954, Ciriacy-Wantrup & Bishop 1975, Ostrom 1990).

         La conservación medioambiental plantea problemas de acción colectiva porque normalmente requiere acciones costosas para el individuo que producen beneficios colectivos, y de ese modo ofrece la oportunidad (y el incentivo) para el abuso. El famoso ensayo de Hardin (1968) sobre “la tragedia de los comunes” implica precisamente un escenario de este tipo, donde pastores individuales son reacios a asumir los costes de conservación (limitar el tamaño del rebaño) porque los beneficios de hacerlo son compartidos colectivamente. La lógica del argumento de Hardin es sólida, pero algunas de las premisas en las que se basa pueden ser rebatidas (Feeny et al. 1990, Ostrom et al. 1999). En particular, Hardin no hace distinción entre las situaciones que implican libre acceso (ausencia de derechos de propiedad) y las de propiedad comunal (Feeny et al. 1990). Esta omisión resulta crucial puesto que tanto la teoría como los datos indican que los recursos que implican libre acceso son mucho más vulnerables a la sobreexplotación que aquellos con acceso restringido (Ostrom 1990, McKean 1992).

            Antropólogos y no antropólogos han documentado docenas de sistemas de propiedad común y manejo de RUCs, muchos de ellos bastante longevos, y algunos con considerables pruebas de prácticas de conservación explícitas y efectivas (Ostrom 1990, Feeny et al. 1990). Se pueden encontrar ejemplos en comunidades por todo el mundo e incluyen desde pastos y bosques a sistemas de irrigación y caladeros. Algunos rasgos de la gestión de los RUCs parecen diseñados para solventar aspectos claves de los problemas de acción colectiva: acceso regulado socialmente, normas de gestión que regulan la extracción de recursos, medios para controlar el cumplimiento de esas normas y sanciones para castigar a aquellos que las violen. La ubicuidad del control y las sanciones en sistemas de RUC exitosos apoya fuertemente la premisa del interés propio de la teoría de la acción colectiva; estos serían superfluos si este tipo de sistemas surgieran de motivaciones colectivistas o si reflejaran culturalmente racionalidades particulares (Froemming 1999).

            Si los sistemas de gestión de RUCs son tan efectivos en solventar problemas de acción colectiva que impliquen la utilización de recursos y han sido inventados aparentemente de forma independiente muchas veces, ¿por qué es la sobreexplotación o degradación ambiental un problema recurrente y generalizado? En primer lugar, la mayoría de sistemas de gestión de RUCs dependen de medios relativamente informales para controlar y sancionar el parasitismo y otras violaciones de las normas de gestión. Sin embargo, estos se vuelven inefectivos a medida que aumenta el tamaño del grupo, un fenómeno bien estudiado en la literatura sobre acción colectiva (Olson 1965, Hardin 1982, Taylor 1987, Boyd & Richerson 1988). A medida que se incrementa la densidad de población y la centralización política, las comunidades pueden exceder el tamaño y homogeneidad necesarios para los sistemas endógenos de gestión comunal (Singleton & Taylor 1992). En segundo lugar, donde han conseguido persistir, los sistemas de RUC de pequeña escala son vulnerables a la competencia de sistemas económicos y políticos más grandes y poderosos.

            El problema al que nos enfrentamos hoy en día no es tanto la tragedia de los comunes (aunque los sistemas de libre acceso aún persisten en espacios importantes, como la atmósfera y las pesquerías de mar abierto), sino la eliminación de miríadas de sistemas de gestión de propiedad comunal a pequeña escala que implican un acceso regulado socialmente (Feeny et al. 1990). El par de gigantes que constituyen los gobiernos centralizados y los intereses comerciales en expansión –a menudo trabajando en connivencia-, pueden minar la gestión de los recursos locales e incrementar a un ritmo acelerado a lo largo de todo el mundo la extracción de recursos impulsada por el mercado. La dinámica ha sido bien estudiada en bosques de zonas del Sur y Sudeste de Asia (Gadgil & Guha 1992, Alcorn & Molnar 1996, Padoch & Peluso 1996). Gestionados durante siglos por las aldeas y otras colectividades, algunos sistemas han sufrido la expropiación por los planes de los gobiernos coloniales y postcoloniales de extraer recursos comercialmente valiosos o de combatir lo que ellos ven como los peligros de la deforestación debida al uso local. Sin embargo, este tipo de control externo puede destruir los incentivos para la gestión comunal y conducir a la sobreexplotación, tanto por parte de los intereses comerciales externos como por parte de la gente local (¿Por qué conservar algo si se lo van a llevar los de fuera?). Una vez minados de esta manera, es difícil restablecer los sistemas efectivos de gestión de RUCs, especialmente debido al incremento de la demanda local de recursos naturales a causa de la mayor implicación en las economías de mercado, así como al incremento de la población.4

Predecir la conservación

Hemos definido la conservación como aquellas prácticas que son diseñadas para prevenir o mitigar la extinción de especies o la degradación de los hábitats. Esta definición implica un proceso de diseño, ya sea intencional o evolutivo. A su vez, estas prácticas implican procesos de toma de decisiones o adaptación por selección natural (de la cultura o de los genes) que, junto con la teoría resumida anteriormente, permite hacer una serie de predicciones sobre las condiciones en las que es probable que la conservación tenga lugar:

1.  Acceso controlado o exclusivo (derechos estables sobre las tierras);

2.  Poblaciones de recursos diferenciadas o confinadas (a las que se controla el acceso);

3.  Poblaciones de recursos que se recuperan o que se renuevan rápidamente (por ello es probable que respondan bien a los controles de gestión);

4. Bajas tasas de descarte, de manera que el valor de la extracción sostenida en el tiempo exceda el valor de la extracción inmediata;

5. Parámetros sociales (p.ej., pequeño tamaño y composición estable del grupo) e instituciones (que controlan y sancionan) que combaten el abuso.

Por el contrario, el siguiente conjunto de condiciones hacen mucho menos probable que la conservación deliberada y efectiva surja o sea estable:

6.   Alta demanda por parte de mercados externos;

7.   Rápido crecimiento de población;

8.   Escasez aguda de recursos;

9.   Sustitutos adecuados para los recursos amenazados;

10. Adquisición de nueva tecnología o emigración a nuevos hábitats;

11. Facilidad para relocalizar la producción (fronteras expandibles, movilidad del capital).

Con estas expectativas en mente, analicemos ahora las pruebas etnográficas.

PRUEBAS ETNOGRÁFICA

Los argumentos teóricos tratados más arriba nos ofrecen algunas predicciones sobre las condiciones bajo las cuales surgirían y se mantendrían de forma endógena sistemas locales de conservación medioambiental. Estos argumentos sugieren que aunque esas condiciones son bastante restrictivas, un abanico más amplio de condiciones podría generar un uso sostenible de recursos. Por la escasez de estudios que proveen datos comparables, actualmente no es posible examinar sistemáticamente los registros etnográficos para determinar la correspondencia empírica con las predicciones teóricas. Por ello presentamos resúmenes de diversos casos, organizados en dos categorías: prácticas diseñadas para conservar especies o hábitats y casos de uso sostenible (coexistencia y no degradación) pero sin pruebas de diseño para la conservación. Los casos tratados aquí son representativos de la gama de posibilidades, pero no necesariamente de la frecuencia real en cada categoría.

Prácticas diseñadas para conservar

Siguiendo los argumentos resumidos anteriormente, incluimos los casos en esta categoría si los individuos involucrados expresan claramente que las prácticas en cuestión están dirigidas a conservar o si esas prácticas muestran elementos de diseño que son costosos o complejos y que es improbable que hayan surgido para propósitos diferentes a la conservación. Diversas prácticas de este tipo son descritas en la literatura etnográfica y las hemos agrupado en diferentes categorías. Sin embargo, en casi ningún caso hay datos suficientes para determinar si el criterio del efecto de conservación se cumple o no.

Restricción de la extracción que supone una reducción en la producción a corto plazo[n]. El tipo de utilización de recursos que cumple más claramente el criterio de diseño para la conservación es la restricción de la extracción que supone una reducción en la producción. Sin embargo, ha sido muy pocas veces documentado (con la excepción obvia de la gestión de recursos domesticados). Las descripciones de recolectores norteamericanos nativos que dejan atrás pequeñas raíces y bulbos[o] (o porciones de ellos) durante el proceso de recolección (Anderson 1996) podrían constituir un ejemplo pero puede haber otras razones que expliquen esa práctica.

            A veces la restricción de la extracción está motivada por la creencia en sanciones sobrenaturales. Así, los recolectores de miel kayapó en el Amazonas brasileño dejan una porción de la miel, del polen y del panal[p] en la colmena para aplacar a la deidad Bepkôrôrôti, que anima a las abejas a recolonizar la colmena (Posey 1998). Aunque la intención de conservar está ausente en este caso, Posey argumenta que el diseño para la conservación está presente. No obstante, él también relata que los recolectores de miel acceden a la colmena talando el árbol; esto seguro que acelera la descomposición de un excelente lugar de cría[q] (un tronco hueco), y deja la colmena parcialmente destruida accesible a los predadores que viven en el suelo. Esto, en el mejor de los casos, convierte el efecto conservativo de la recolección parcial de la colmena en dudoso.

            Otro estudio reciente que trata sobre restricción de la extracción de subsistencia describe las limitaciones establecidas en la caza de la cabra de las Rocosas[r] por los indios del Noroeste[s] gitksan y wet’suwet’en. Incluye la defensa grupal de los territorios de caza y la regulación de la caza dentro de cada grupo por el jefe local (Gottesfeld 1994:468). Puesto que las cabras están localizadas y tienen tasas de reproducción y de capacidad de dispersión bajas, pueden fácilmente acabar siendo cazadas en exceso. Gottesfeld argumenta que el control de los jefes sobre la caza era una necesaria y efectiva forma de conservación. Aunque no presenta datos cuantitativos sobre las prácticas de caza ni sobre la biología de la cabra de las Rocosas, Gottesfeld sí menciona un mito local que relata una matanza incontrolada de cabras de montaña seguida de la venganza de éstas sobre los cazadores humanos. A pesar de que faltan pruebas cruciales, la existencia de control territorial y de sanciones centralizadas, además de la falta de substitutos adecuados para la lana de la cabra en la economía tradicional, aportan cierta verosimilitud a la hipótesis de la conservación. Aquí, la existencia de elementos de diseño para mitigar el problema del abuso, más la vulnerabilidad a la extinción local de las cabras de montaña, sirven para dar fuerza al argumento de la conservación. Por el contrario, la mayor parte de los demás argumentos de Gottesfeld para la conservación de la caza de los gitksan y wet’suwet’en no cumple los criterios de diseño para la conservación (véase más adelante).

            Muchas afirmaciones sobre supuestas restricciones de la extracción no consiguen aportar ninguna prueba aparte de vagas aseveraciones sobre un probable efecto conservativo. Por ejemplo, Posey (1998) presenta la observación de que los kayapó evitan los bancos de pececillos por miedo a mry-ka’ak, una serpiente mitológica de 20 metros, para sostener que así preservan un componente básico de la cadena trófica del río. El argumento de Posey es que la intención o la consciencia de la conservación no son necesarias para que esta tenga lugar. Quizás esté en lo cierto, pero indudablemente necesitamos más pruebas que las presentadas en este caso. Aunque un estudio ecológico más detallado pueda confirmar que esa conservación es un efecto de las creencias kayapó sobre mry-ka’ak, hay otras muchas razones posibles para la existencia de esa creencia. Un argumento convincente para demostrar que el efecto conservativo explica una práctica requiere prestar especial atención a las características del diseño y la consideración de las hipótesis alternativas. Nosotros, sin embargo, no vislumbramos la manera en que una práctica que sacrifica ganancias a corto plazo para los pescadores (asumiendo que los kayapó fueran capaces de pescar eficientemente esos pequeños peces) para beneficiar un recurso común de libre acceso (la cadena trófica del río) pueda surgir y extenderse.

            Todavía más problemática es la interpretación de Gottesfeld (1994) de que el cuello de botella creado por las labores en el procesamiento del salmón para su almacenaje en la pesquería de los indios de la Costa Noroeste funciona como factor limitante de las capturas, y por ende como factor de conservación del salmón. Aunque es verdad que las limitaciones impuestas por el procesamiento suponían que se podía pescar mucho más de lo que se podía conservar, no se puede inferir que el procesamiento haya sido diseñado para conservar la población de peces. Al contrario que Gottesfeld nosotros sostenemos que al desarrollar maneras de conservar el pescado, los indios de la Costa Noroeste incrementaban la pesca en vez de limitarla, por estar motivados para capturar suficiente pescado para ahumar y servir como plato principal durante muchos meses al año (aunque no hay pruebas de ese incremento fuese suficiente para agotar el salmón). Gottesfeld (1994:453) cuenta que cuando un anciano gitksan fue preguntado sobre la gestión tradicional de los peces y las prácticas de conservación, él respondió que “todos los restos del pescado deben ser devueltos al agua. Eso es todo lo necesario para renovar los peces”. Esto apoya la conclusión de que la conservación del salmón no era ni practicada ni necesaria en la pesca indígena.

            Los cazadores-recolectores inuit con quienes uno de nosotros trabajó describieron una práctica de conservación, evitar la caza de gansos con crías (Smith 1991:282), pero no se hicieron observaciones para confirmar o refutar esa afirmación. Fienup-Riordan (1990) presenta la práctica contraria, la caza de crías de gansos y de gansos sin capacidad de volar, como una actividad regular de los esquimales yup’ik en el oeste de Alaska; y Burch (1994) cita diversas prácticas de caza no conservacionistas de los cazadores-recolectores del norte. Incluso las simples afirmaciones de que tengan lugar limitaciones en la captura son raras en la literatura etnográfica, encontrándose solo en el 5% de los 122 casos en un reciente estudio comparativo de diferentes culturas (Low 1996:359).

            Amplios datos procedentes de la observación de diversos cazadores de subsistencia tropicales indican uniformemente que sus decisiones de subsistencia están diseñadas para maximizar la eficiencia cazadora (capturas por unidad de tiempo dedicado a la caza), contradiciendo habitualmente las predicciones basadas en la conservación de las presas (Hames 1987, Kay 1994, Vickers 1994, Alvard 1995, FitzGibbon 1998). Por ejemplo, los cazadores preferentemente persiguen especies que producen altos rendimientos, independientemente de su vulnerabilidad a la desaparición; cazan sin miramientos hembras e individuos jóvenes en edad reproductiva; a menudo responden a una disminución en la cantidad de presas intensificando la caza; y distribuyen el esfuerzo cinegético por zonas en proporción a su rentabilidad en vez de basarse en la abundancia de presas o en la capacidad de recuperación de la población. Resultados similares han sido recientemente descritos en la pesca artesanal de las Islas Salomón (Aswani 1998, 1999).

            Es importante aclarar que así como el uso sostenible no indica necesariamente conservación, la falta de conservación no indica necesariamente agotamiento de los recursos. Niveles de extracción sostenibles son frecuentemente el resultado del modelo de simulación de la ecología de las poblaciones de predador(cazador-recolector)-presa de Winterhalder & Lu (1997), a pesar del hecho de que el modelo asume que las decisiones humanas están guiadas meramente por el objetivo de optimizar la extracción. Diversos estudios cuantitativos de la caza-recolección de subsistencia indican que la de depredación sobre la mayoría de las poblaciones de presas parece estar dentro de niveles sostenibles. Por ejemplo, Hill (1983) puso a prueba la afirmación de que los !kung san limitaban su tasa de reproducción y su intensidad cinegética para evitar la sobreexplotación de la provisión de presas (p.ej., Harris 1979:81) y descubrió que los !kung capturan menos del 1% de la biomasa de los grandes herbívoros locales, mientras que  los niveles máximos de caza sostenible de estas especies está entre el 10% y el 20%. En este caso, como en otros, la explicación más probable para las bajas tasas de captura es que el rendimiento de la caza usando la tecnología indígena es demasiado bajo para motivar mayores tasas de captura.

            Algunas pruebas directas de esto están empezando a acumularse. Usando modelos de fuente y sumidero[t] y cuidadosos análisis de la presión cinegética y de la abundancia de presas, Hill, Padwe y los indios ache que colaboran con ellos, han demostrado recientemente que los ache cazan una proporción muy pequeña y sostenible del total de la población de las nueve especies de presas más importantes (Hill et al. 1997,2000). Sin embargo, en el caso de los ache y en otros, pruebas etnográficas detalladas indican que la caza de subsistencia por parte de los cazadores indígenas puede llevar al agotamiento localizado (Alvard 1994, Vickers 1991, Peres 2000) o incluso a la extinción regional, como ocurrió con la caza inuit del buey almizclero tras la introducción de rifles (Burch 1997, 1994). En suma, las pruebas del impacto en la fauna por parte de las SPE indican que la conservación está ausente y que el agotamiento es a veces una consecuencia. Excepciones a esto se dan en casos en los que los cazadores controlan el acceso a los territorios de caza (Feit 1987), en consonancia con una de las predicciones enumeradas anteriormente. No obstante, las pruebas de que la caza de subsistencia disminuye la población de presas (p.ej., Kay 1994, Peres 2000) no demuestran que el efecto neto de la predación humana sobre la biodiversidad sea negativo. En primer lugar, un agotamiento localizado será compensado por un aumento de la población en las cercanías (Hill et al. 2000). En segundo lugar, al funcionar como predadores clave[u] (Paine 1996), los humanos puede que eviten la excesiva competencia entre las especies de presas o (indirectamente) entre otros miembros de la comunidad ecológica (Simenstad et al. 1978).

Protección o propagación de especies que son un recurso. Otra forma de conservación implica prácticas diseñadas para proteger o propagar especies recurso. Han sido descritas multitud de tales prácticas en los indios cazadores-recolectores de Norteamérica, incluyendo el riego de  gramíneas[v] silvestres, la dispersión deliberada de plantas silvestres usadas como comida o medicina tanto a voleo, como sembradas de otros modos o en algunos casos transplantadas, así como las quemas periódicas para controlar brotes de enfermedades vegetales (reseñado en Anderson 1996, Blackburn & Anderson 1993a). Es interesante resaltar que todos estos ejemplos se refieren a recursos vegetales, en contraste con la escasez de casos de restricciones de la caza o de protección de la fauna.

Evitar la modificación perjudicial de hábitat. Como se ha dicho anteriormente (y será documentado más adelante), la perturbación del hábitat no conlleva necesariamente degradación ambiental o pérdida de biodiversidad y, de hecho, puede aumentar la biodiversidad. No obstante, es obvio que algunos tipos de hábitats son más sensibles a los efectos de la modificación que otros. De ahí que evitar o mitigar ese tipo de cambios del hábitat pueda constituir una forma de conservación, como se recoge en la regulación y legislación medioambiental de muchas sociedades industrializadas. ¿Muestran las SPE controles análogos diseñados para conservar respecto a la modificación del hábitat? Si es así, parece que han sido descuidados por la literatura etnográfica. Un ejemplo posible se encuentra en varias sociedades indias del noroeste de la Amazonía, que evitan la horticultura de roza y quema en los márgenes de los ríos, preservando así los bosques de galería que mejoran la productividad acuática (Chernela 1989, Beckerman & Valentine 1996). Aunque aparentemente esto se lleve a cabo para mantener la productividad de la pesca, es un caso posible de conservación que implicaría coste a corto plazo.

            Otro ejemplo propuesto de conservación indígena del hábitat incluye varios casos de arboledas sagradas. Aunque muchos de estos casos se dan en sociedades estatales de larga duración, y por tanto quedan fuera de la órbita de este artículo, Olofson[w] (1995) ha publicado recientemente un interesante artículo de arboledas sagradas en Filipinas y descubrió que la protección de arboledas sagradas era “una función latente de ... la religión, y por tanto una forma blanda de conservación” (Olofson[x] 1995:29). No había ningún indicio de que la protección local respondiese a la preservación general del bosque, sino que respondía más bien a “la protección de ellos mismos y de sus hijos respecto a espíritus del entorno que causan enfermedades,”, una relación que él denomina “conservación incidental” (Olofson 1995:29)[y].

Restricción del crecimiento de la población humana para adecuarlo al recurso base. Aunque la protección de los recursos medioambientales es el camino obvio hacia la conservación, la oferta y la demanda pueden mantenerse bajo control reduciendo la demanda de los consumidores, como señalan los defensores contemporáneos del control de la población. La mayoría de las afirmaciones que hemos examinado sobre control de la población humana para evitar la explotación de los recursos confunden efectos secundarios con causas reales (como se ha tratado en Bates & Lees 1979, Dewar 1984, Smith & Smith 1994). No obstante, bajo condiciones especiales -poblaciones muy circunscritas, eficazmente centralizadas o con sanciones comunales- se puede conseguir un control de ese tipo. Uno de los pocos casos documentados adecuadamente es la jefatura polinesia de Tikopia. Tikopia mostró claros controles de población que incluían el celibato, la contracepción, el infanticidio, el aborto y la emigración forzada periódica (Firth 1936, Borrie et al. 1957). Esto junto con la horticultura y la arboricultura intensivas, así como los controles centralizados (por los jefes) sobre los recursos marinos limitó el consumo de recursos a niveles sostenibles durante muchos siglos (Kirch & Yen 1982, Kirch 1997).

Sin embargo, las prácticas de Tikopia no conservaron en general las especies terrestres nativas, y de hecho la ocupación inicial fue seguida de una extensa deforestación, una creciente erosión del suelo, la extinción, al menos local, de como mínimo seis especies de aves, y el agotamiento de la fauna marina y terrestre (Kirch 1997:37). Finalmente los tikopianos adoptaron un sistema de producción sostenible que hacía énfasis en la arboricultura, creando un hábitat tan sumamente antrópico que “prácticamente toda la superficie de terreno está cubierta por estos huertos con árboles valiosos para su economía... que protegen y dan sombra a las plantaciones intensivas de ñames y otros cultivos que crecen bajo sus copas” (Kirch 1997:35). Por lo tanto los tikopianos no conservaron la biodiversidad original o unos recursos concretos sino un agroecosistema altamente modificado (así como los recursos marinos del arrecife y de la laguna, cuya explotación estaba limitada por la autoridad y las sanciones de los jefes).

Uso sostenible sin conservación

Hemos sugerido anteriormente que las SPE han desarrollado muchas prácticas diseñadas para mejorar la subsistencia, por lo que la conservación del hábitat o de la biodiversidad es un producto secundario –en otras palabras, esas prácticas se llevarían a cabo tuvieran o no efectos de conservación. Como en los casos de diseño para la conservación, es conveniente agrupar estos ejemplos etnográficos en diferentes categorías.

Ajustar la extracción a las necesidades. Las afirmaciones de que la gente solo extrae lo que necesita o lo que puede utilizar completamente son lugares comunes en la literatura popular sobre conservación indígena. Nelson (1983:200) cita a una mujer india koyukon que decía “la gente nunca mata animales sin una razón, porque sabe que hay épocas en las que realmente necesitarán matar todo lo que encuentren”. Esta es una postura racional, y bien podría tener una dimensión moral que incluyese un contrato social con los espíritus inmortales de los animales (ver más adelante), pero nosotros cuestionamos la conclusión de Nelson de que esa afirmación “resume un elemento importante de las interacciones de los koyukon con la naturaleza –la ética de la conservación y sus prácticas asociadas”. Evitar la destrucción gratuita de presas no necesarias no es lo mismo que restringir las capturas por debajo de los deseos del presente, y no demuestra diseño para la conservación. Después de todo, dado que extraer recursos adicionales generalmente requiere esfuerzo, incluso en economías de mayor escala, normalmente abstenerse de hacerlo ahorrará tiempo y esfuerzo. A su vez, responder a la escasez aguda intensificando la presión cinegética -“matar todo lo que encuentren”- significa que el agotamiento de los recursos es más probable que ocurra precisamente cuando las poblaciones locales de presas están en horas bajas. Por supuesto, una extracción mayor que la demanda de consumo podría a veces tener un coste muy bajo o ser incluso inevitable, como en el caso de despeñar a los bisontes por un precipicio, en que la impredecibilidad del tamaño de la manada hace difícil controlar el número de muertes (Wheat 1972).

            Entonces, ajustar la extracción a las necesidades del presente no vale como conservación, aunque pueda tener el efecto de minimizar el consumo. Aprovechar completamente cada elemento extraído puede tener también ese efecto, pero de nuevo, el efecto conservativo parece fortuito. Cuando los recursos son escasos, los costes marginales de su extracción (debido al incremento del tiempo de búsqueda) son más altos, y entonces la respuesta eficiente es invertir más trabajo en obtener más valor de cada elemento extraído (Jones & Metcalfe 1988). Prácticas como partir huesos para extraer el tuétano y hervirlos para extraer grasa son respuestas observadas comunes. Por el contrario, cuando los recursos son abundantes, podemos esperar ver menos utilización frugal; por ejemplo, durante periodos en que la población de caribú era elevada, los inuit a veces mataban una docena o más de animales por hogar cada otoño para obtener pieles frescas para mantas y ropa, dejando que la carne se pudriese (Kelsall 1968).

Regular el inicio o la duración de las extracciones. Los controles que establecen los tiempos de extracción de los recursos, así como quién tiene derecho a participar, están muy extendidos en las SPE. Se dan, por ejemplo, en zonas de pesca cercanas a la costa, por ejemplo en el caso de la pesca de conchas[z] de las Islas Kei del este de Indonesia (Ruttan 1998). Como argumentó Polunin (1984) sobre estos sistemas en general, en los casos que estudió Ruttan, el objetivo parece ser maximizar el control económico por parte de los locales, más que conservar los recursos per se, aunque lo segundo puede ser una consecuencia no buscada. Por otro lado, regular el inicio de una extracción puede a veces ser algo diseñado para maximizar el rendimiento del tiempo de trabajo (p.ej., esperar a que los bancos de peces se junten en gran número), y por tanto puede realmente aumentar la extracción más que restringirla (Polunin 1984). Un buen ejemplo de esto es la caza del bisonte practicada en el pasado por las tribus indias de las llanuras de Norteamérica, como los cheyenne. El inicio de la caza tribal estival era regulado cuidadosamente por una “policía del campamento” nombrada específicamente para ello y cualquiera tentado de adelantarse (y así obtener una buena captura personal, pero espantando la manada antes de que los demás pudieran participar) recibiría severas sanciones, como palizas públicas y la destrucción de sus caballos y equipo de caza (Hoebel 1978: 58f).

            Las limitaciones en la duración de las extracciones son mejores candidatas al diseño para la conservación, pero en comparación parecen ser escasas en la literatura etnográfica. Una práctica relacionada con ellas, la restricción de la intensidad de la caza-recolección inmediatamente posterior a una extracción exitosa, ha sido frecuentemente considerada práctica de conservación. Por tanto, Beckerman & Valentine (1996) relatan que entre los arawak y los pueblos tukanos orientales en el noroeste de la Amazonía, generalmente se cree que uno debe descansar durante unos días después de una captura exitosa para evitar sanciones sobrenaturales por inmoderación. Estos autores proponen que esta práctica protege las existencias vulnerables de pescado y presas de caza, pero no ofrecen datos de efectos de conservación reales, ni consideran hipótesis alternativas. Por ejemplo, dado que el contexto social de la caza-recolección en estas comunidades implica compartir comunalmente la mayor parte de la captura, es posible que los cazadores-recolectores hagan turnos para evitar el excesivo gorroneo y parasitismo a costa de sus esfuerzos.

Cambio de zona para maximizar las tasas de rendimiento generales. Comúnmente se observa la coexistencia de los cazadores-recolectores y sus presas, en lugar de una extinción total o local. Muchos han usado esto como prueba de la existencia de conservación, pero como se ha sugerido anteriormente, esto no es suficiente porque esa coexistencia puede ser debida a otras causas. Una alternativa destacada expone las ventajas de dejar una zona (es decir, una área en la que se concentran los recursos) antes de que esté totalmente agotada, dada la probabilidad de obtener rendimientos de caza-recolección más altos en otro lugar (Winterhalder 1981, Smith 1983). El modelo de estrategia de caza-recolección conocido como teorema del valor marginal (TVM)[aa] (Charnov 1976) hace varias predicciones concernientes al uso de zonas, movimiento y distribución del tiempo. La clave, en nuestro caso, es que un cazador-recolector que desea maximizar las extracciones por unidad de tiempo empleado en la caza-recolección debería abandonar una zona dada cuando la tasa de rendimiento marginal (la tasa de extracción esperada durante la próxima breve fracción de tiempo) esté por debajo de lo que puede obtenerse viajando a otra zona menos agotada. Por tanto, asumiendo que hay suficientes zonas alternativas, y asumiendo que el agotamiento de la zona sigue una curva de rendimiento decreciente, el TVM predice que un cazador-recolector eficiente generalmente abandonará una zona bastante antes de que se produzca el  agotamiento total del recurso.

          Smith (1983) sugirió que este patrón de toma de decisiones podría explicar la “rotación de los territorios de caza” descrita por Feit (1973) y otros en los indios cree waswanipi. Feit (1987) contraargumentó con pruebas más detalladas que, según sostenía, demostraban una gestión activa (conservación) de alces, castores y posiblemente de otros recursos por parte de los waswanipi. Obviamente, si los cazadores pueden estar seguros de que sus cazaderos no van a ser “furtiveados por otros, la gestión a largo plazo y las restricciones costosas a corto plazo al servicio de rendimientos sostenibles duraderos podrían concordar con sus intereses. Si un sistema así funciona en los cree de las últimas décadas, seguro que difiere substancialmente del patrón de uso de la tierra e intensidad cinegética más móvil y oportunista descrito en textos de los misioneros jesuitas y los exploradores de los siglos XVII y XVIII (Leacock 1954, Krech 1999:200ff).

       De hecho, la evidencia etnohistórica (Brightman 1987 y 1993, Krech 1999) indica que “la ética y prácticas de conservación actuales estaban ausentes en los algonquinos del norte hasta que surgieron ciertas condiciones históricas tras la llegada de los europeos interesados principalmente en dominar a los indios económica y espiritualmente” (Krech 1999:206). En cambio, lo que prevalecía era un sistema de creencias animistas que consideraba las presas como inextinguibles pero el éxito en capturarlas como dependiente de la reciprocidad social que implicaba formas rituales de respeto (p.ej., en el manejo de los cadáveres y en el cuidado de los huesos de las presas). Dentro de ese sistema de creencias, la manera de asegurar la abundancia de presas era matar todas las que fuera posible y consumirlas con respeto, así sus almas reencarnadas animarían a las futuras presas a ofrecerse ellas mismas a los cazadores en cantidades cada vez más grandes. En algunos casos los cazadores afirmaban que negarse a matar animales que se habían puesto a tiro era una falta de respeto que conduciría a una disminución del éxito en la caza (Brightman 1993, Krech 1999). Fienup-Riordan (1990) ha detallado un conjunto similar de creencias y prácticas en los esquimales yup’ik miles de millas al oeste de la zona de los algonquinos aunque, como en el caso de estos últimos, las creencias y prácticas explícitas de conservación hayan surgido como resultado de la influencia occidental (Zavaleta 1999).

            Aunque el TVM es aplicado normalmente solo a contextos de caza-recolección, su lógica esencial se puede aplicar a cualquier sistema de producción. Así, los pastores a menudo llevan sus rebaños a mejores áreas de pasto antes de que la zona en la que están se haya agotado por completo (Ruttan y Borgerhoff Mulder 1999 y quienes los han comentado). Este tipo de decisiones son análogas a las de los cazadores-recolectores que abandonan una zona para buscar rendimientos más altos en otra zona, en consonancia con las previsiones del TVM. De forma similar, los agricultores de roza y quema generalmente dejan de cultivar una parcela después de uno o pocos años, lo cual permite regenerar los nutrientes del suelo y el bosque en la época de barbecho. Claramente, esta práctica evita la degradación medioambiental, pero de nuevo este cambio de zona parece estar diseñado para maximizar el rendimiento productivo más que para conservar el bosque o el suelo.

            Si el cambio de zona por razones de eficiencia tiene como resultado una caza, un pastoreo o una horticultura de roza y quema sostenibles, ¿converge con el diseño para la conservación, haciendo de la distinción un debate “académico” estéril? Nosotros creemos que no, porque las predicciones del TVM o una lógica similar a las mismas están destinadas a diferir de las de la conservación en el momento más importante: cuando la presión sobre los recursos medioambientales es alta. Por tanto, si por alguna razón (p.ej., cambio climático, caza excesiva gradual, crecimiento de la población cazadora-recolectora, restricciones territoriales por intrusión de sistemas estatales) la abundancia per cápita de presas disminuye, los cazadores-recolectores, siguiendo la lógica del TVM, se quedarán más tiempo en cada zona (al haber menos alternativas atractivas que les tienten a abandonarla), y esto puede conducir a un agotamiento progresivo (Broughton 1994, Vickers 1994). De manera similar, durante las sequías regionales, los pastores eficientes tendrán pocos incentivos para buscar pastos más verdes inexistentes, así que el sobrepastoreo es más probable, aunque en la mayoría de casos los pastos se recuperen rápido una vez que ha vuelto la lluvia (Galaty 1999). De la misma manera, una escasez de bosque no clareado, sea debida al crecimiento de población interno o a la competencia externa, puede llevar al agricultor de roza y quema a acortar el periodo de barbecho hasta niveles insostenibles, teniendo como consecuencia la conversión del bosque en pradera u otros hábitats degradados (Uhl et al. 1982, Richards 1996: 284). Por el contrario, cabría esperar que unas prácticas diseñadas para conservar pudieran prevenir el desarrollo de esos escenarios.

Prácticas antrópicas que crean mosaicos de hábitats. Aunque la mayoría del debate antropológico sobre la conservación en SPE se ha centrado en la restricción de la extracción de recursos, unos pocos investigadores (principalmente etnobiólogos y ecólogos de la restauración) han tomado otro enfoque. Basándose en el consenso creciente entre los ecólogos de que la perturbación moderada y repetida puede aumentar la biodiversidad a nivel de especies, hábitats y paisajes, estos investigadores han estudiado las maneras en que las SPE y las sociedades indígenas contribuyen a esos regímenes de perturbación. Como dijimos anteriormente, la quema controlada recurrente es un tipo de perturbación antropogénica muy extendido, pero se han descrito otros tipos también. Por ejemplo, al talar árboles grandes para recolectar la miel, los kayapó crean espacios que son colonizados por muchas especies dependientes de los claros en el bosque. Posey (1998:105) afirma que “...la tala de un árbol grande ofrece una fuente inmediata de miel y ofrece un nuevo nicho ecológico para plantas útiles que se desarrollan creando un terreno de caza duradero”. De manera similar, los datos revisados por Little (1996) indican que los hábitats de sabana del este de África han sido fuertemente modelados por las prácticas de subsistencia del pastoreo y la caza-recolección durante los últimos milenios. En particular, el mantenimiento de las praderas a través de la quema y el pastoreo ha evitado la invasión de arbustos y así ha ayudado también a mantener una alta densidad y diversidad de ungulados salvajes.

            Uno de los casos más cuidadosamente documentados de aumento antrópico de biodiversidad a través de la creación de mosaicos de hábitat es el de los barbechos de roza y quema de los ka’apor (Balèe 1993). En una comparación entre los barbechos y el bosque primario, Balée muestra que difieren significativamente en la composición de especies de árboles pero que tienen igual diversidad. Esos hallazgos apoyan fuertemente la visión de que estos bosques antrópicos han aumentado la biodiversidad regional. Es interesante que aunque los barbechos tienen una proporción mucho más alta de especies comestibles significativas comparada con la del bosque primario, Balée descubre que los ka’apor no producen ese resultado intencionalmente; por el contrario, la mayoría de las especies de los barbechos son introducidas o dispersadas por animales atraídos por los claros. Él concluye, basándose en esto y en otras pruebas, que “el complejo agroforestal de los ka’apor ... parece derivado de los procesos de desarrollo asociados a las sociedades semisedentarias e igualitarias de la Amazonía -simplemente no es un producto de diseño a largo plazo, indígena o no” (Balée 1993:248).

CONCLUSIONES

Hemos definido la conservación como aquellas prácticas que están diseñadas para evitar o mitigar el agotamiento de las especies o la degradación de los hábitats. Esta definición implica un proceso de diseño, ya sea intencional o evolutivo. Así mismo, estos procesos incluyen mecanismos de toma de decisiones o adaptación por selección natural (de la cultura o de los genes) que permite hacer una serie de predicciones sobre las condiciones en las que es probable (o no) que la conservación tenga lugar, como se ha señalado anteriormente. Aunque el estado del registro etnográfico no permite una evaluación sistemática de esas predicciones, la muestra analizada en la sección anterior parece congruente con todas o con la mayoría de ellas. En particular, la conservación deliberada es rara vez evidente en especies cinegéticas, sobre todo de caza mayor, cuya gran movilidad a menudo impide el control local sobre el acceso y por ello diluye los beneficios de la restricción. Por el contrario, la mayoría de casos de conservación deliberada (que van desde la limitación de la extracción al fomento del aumento de la población del recurso) encontradas en nuestro sondeo de la literatura se refieren a recursos vegetales o a hábitats. Además, dado que la conservación es probable que afecte solo a ciertos hábitats o recursos, la presencia o ausencia de prácticas de conservación no es un indicador del impacto general humano en los procesos y la biodiversidad de los ecosistemas.

         Muchos cuestionarán una definición de conservación que requiera pruebas de intencionalidad o diseño; pero la alternativa, denominar conservación a las limitaciones en las tasas de extracción o de degradación medioambiental, es problemática. En primer lugar, sugiere una solución donde puede que no haya problema, como en muchas casos en los que la presión medioambiental humana es demasiado ligera o esporádica como para causar una pérdida de biodiversidad o una degradación del hábitat irreversibles; las pruebas indican que este es a menudo el caso de las SPE que no están involucradas en la extracción comercial y que tienen una población baja y estable. En segundo lugar, sin el criterio de diseño para la conservación, los análisis están sujetos a los problemas derivados del funcionalismo que a menudo infesta las ciencias sociales (Elster 1983), incluida la antropología ecológica (Smith & Winterhalder 1992). Muchas prácticas y creencias pueden tener el efecto de reducir las tasas de extracción o los impactos ambientales -ir a misa los domingos, evitar áreas peligrosas cercanas al territorio enemigo, o inventar un arpón de punta movible[bb] que haga más probable que una foca herida pueda ser cobrada en vez de escapar para morir más tarde. Sin embargo, esos efectos no son la razón por la que se llevan a cabo esas prácticas, y los beneficios medioambientales en casos así son normalmente demasiado difusos como para motivar a los individuos a adoptarlas.

            El significado y las prácticas culturales de la “conservación” que son dominantes en el momento histórico actual se centran en la preservación de la biodiversidad (de especies y de niveles superiores) y de la función de los ecosistemas. Este enfoque de la conservación depende de un conjunto de realidades políticas, económicas e intelectuales con pocos paralelismos en la historia de la humanidad. La conservación de la biodiversidad por sí misma y la preservación de zonas salvajes[cc] para la recreación o admiración estética, son objetivos que pueden tener sentido para la élites urbanitas de la sociedad industrial (Guha 1989, 1997). Sin embargo, a las sociedades basadas en la subsistencia, especialmente a las de pequeña escala, esos conceptos les resultan ajenos. Tras revisar un gran número de programas de conservación con base en las comunidades, Little (1994: 350) concluye que “los casos en los que las comunidades locales de regiones con pocos ingresos gestionen sus bases de recursos con la conservación como principal objetivo –por delante de la mejora del bienestar económico y social- son prácticamente inexistentes”. En cambio, es probable que los miembros de esas sociedades busquen aumentar los recursos necesarios para su sustento, para la defensa de sus tierras de la explotación por parte de los forasteros, y para la distribución de los esfuerzos de subsistencia en las áreas y recursos más provechosos disponibles en ese momento. Estas decisiones a menudo tienen el efecto de conservar los hábitats y la biodiversidad, pero no tienen por qué estar diseñadas para ello y a veces pueden tener el efecto contrario.

          Hay muchas cuestiones políticas serias en juego en los debates sobre la conservación indígena, los derechos de propiedad y el cambio económico. No hay duda de que la “conservación coercitiva” (Peluso 1993, Hitchcock 1995, Zerner 1996, Neumann 1998) puede ser una gran amenaza para los derechos indígenas. Nuestro examen crítico del debate sobre la conservación indígena no tiene la intención de apoyar a aquellos que creen que los programas de conservación se hallan por encima de los derechos humanos, o que la protección medioambiental justifica privar de poder político y económico a las SPE. Los derechos indígenas a sus territorios tradicionales y a la utilización de sus recursos no deberían basarse en la conservación medioambiental (Stearman 1994). La conservación no es el criterio para los derechos de propiedad utilizado en los estados modernos, así que es tan hipócrita como injusto imponerlo sobre pueblos ya marginados y a menudo empobrecidos.   

       Una comprensión más realista y restrictiva de la conservación indígena no solo mejora la ciencia social (y medioambiental), también puede aportar beneficios en el campo de la política y las leyes medioambientales. Las expectativas basadas en la generalización excesiva o en la idealización concernientes a las bases de las creencias y prácticas indígenas o de SPE pueden producir enfado y desconfianza cuando estas no se cumplen, como se puede apreciar en el revelador artículo de Conklin & Graham (1995) sobre los cambios en las relaciones entre los indios kayapó y los ecologistas (ver también Stearman 1994). A medida que nos acercamos a una visión más realista y matizada de las relaciones entre los humanos y el medioambiente en las SPE, los logros reales de esos pueblos a la hora de conseguir su sustento de una manera generalmente sostenible, a veces conservando deliberadamente o potenciando especies y hábitats, se vuelven más notables y dignos de ser entendidos y respetados.

Notas:

1. Con “sociedad de pequeña escala” nos referimos a la que mantiene autonomía política al nivel de una o unas pocas comunidades locales y, por tanto, consta de unos pocos cientos o unos pocos miles de habitantes (Bodley 1996: 12). Hay poco consenso en torno al significado de “indígena”. No vamos a definirlo, pero esto afecta poco a los argumentos que discutimos aquí.

2. Con “comunidad ecológica” nos referimos simplemente a un conjunto de organismos que coexisten en un área determinada, sin tener necesariamente que implicar ninguna integridad temporal o espacial. “Ecosistema” simplemente añade elementos abióticos a una comunidad definida en este sentido.

3.  La biodiversidad tiene diferentes significados en la literatura de la biología de la conservación (Meffe & Carroll 1997). Normalmente se refiere a la riqueza de especies (número de especies en un área determinada). Esta, a su vez, puede ser dividida en riqueza de especies dentro de un tipo de hábitat dado (“diversidad beta”) y a través de diferentes hábitats (“diversidad gamma”). Las perturbaciones en el hábitat pueden incrementar la diversidad gamma, y a largo plazo pueden preservar niveles más altos de biodiversidad total al permitir a las especies persistir en los hábitats propios de las primeras fases de la sucesión, las cuales de otra manera perecerían por la competencia con las especies de las últimas fases.[dd]

4.  Aunque estas generalizaciones son aplicables ampliamente, la distinción entre sistemas de gestión forestal locales y sistemas externos y más grandes, así como la premisa de que la gestión forestal local es siempre sostenible están siendo actualmente objeto de debate y revisión basados en investigaciones históricas y antropológicas (p.ej., Fairhead & Leach 1998, Sivaramakrishnan 1999).

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[a] Traducción a cargo de A. G del artículo Conservation and Subsistence in Small-scale Societies, publicado originalmente en Annual Review of Anthropology, 2000. 29:493–524. N. del t.

[b] Se denomina “eficacia causal” a la incidencia de las normas jurídicas en la determinación del comportamiento de los individuos. En este caso, los autores se refieren a que algunos antropólogos han puesto en cuestión que la posesión de una ética de la conservación genere realmente comportamientos conservacionistas. N. del t.

[c] “Temporal discounting” en el original. En el ámbito anglosajón es un concepto que se refiere al hecho de preferir recompensas a corto plazo en vez de recompensas a largo plazo (y por tanto más inciertas). En el ámbito hispanohablante, se suele traducir como “descuento por demora”. He optado por “descarte de la demora”, porque se entiende mejor. N. del t.

[d] “This century” en el original. Hay que tener en cuenta que ese artículo fue publicado en el 2000. N. del t.

[e] “Weir” en el original. Los autores se refieren a pequeñas presas hechas con ramas, barro o piedras para poder atrapar peces con más facilidad. N. del t.

[f] “Mediterranean oak savanna woodlands” en el original. N. del t.

[g] Ver nota dd de pie de página. N. del t.

[h] “Trade off” en el original. N. del t.

[i] “Ocurrence” en el original. N. del t.

[j]  “Failure” en el original. N. del t.

[k] “Trade off” en el original. N. del t.

[l]  Ídem. N. del t.

[m] Ídem. N. del t.

[n] “...That Raises Short-Term Production Cost” en el original. N. del t.

[o] “Corms” en el original. N. del t.

[p] “Broodcomb” en el original. Se refiere a la parte del panal donde se depositan las larvas. N. del t.

[q] “Nesting site” en el original. N. del t.

[r]  Oreamnus americanus, también llamada cabra blanca. N. del t.

[s]  “Pacific Northwest” en el original. Hace referencia a lo que hoy en día es la Columbia Británica (Canadá) y territorios limítrofes (Oregon, Washington, Alaska...). Normalmente se refiere a zonas de la costa pero justo los dos grupos étnicos que citan son más del interior. N. del t.

[t] “Source-sink” en el original. En el mundo anglosajón y dentro del ámbito de la ecología, los “source-sink models” se  usan para evaluar la calidad del hábitat. “Source” (“fuente”) sería una zona de hábitat de alta calidad que permite a una determinada especie prosperar. “Sink” (“sumidero”) sería una zona de hábitat de baja calidad, donde se pueden encontrar ejemplares de una especie, pero que no tiene las características necesarias para que estos puedan procrear y prosperar. N. del t.

[u] “Key-stone predator” en el original.  Se refiere a un depredador cuya presencia es fundamental para mantener estable la estructura y composición del ecosistema. N. del t.

[v] “Grasses” en el original. N. del t.

[w] “Olafson” en el original. Es una errata, el apellido auténtico es Olofson. N. del t.

[x] Ídem N. del t.

[y] Ídem N. del t.

[z] “Trochus shell” en el original. Hace referencia a gasterópodos del género Trochus que en la concha tienen una capa de nácar y una perla. N. del t.

[aa] “Marginal value theorem (MVT)” en el original. N. del t.

[bb] “Toggling harpoon” en el original. N. del T.

[cc] “Wilderness” en el original. N. del t.

[dd] El traductor no ha podido consultar la obra en la que se basan los autores, pero la definición dada de biodiversidad beta o no es muy precisa o no se corresponde con el uso que se hace de este concepto en las universidades americanas. Hay diferentes acepciones, pero se usa normalmente para comparar la biodiversidad de dos lugares, es decir, es una herramienta comparativa. La biodiversidad gamma se refiere normalmente a la biodiversidad regional, es decir compuesta de diferentes hábitats y ecosistemas. N. del T.

[ee] Existe edición en castellano: El tercer chimpancé, Debate, 2007. N. del t.

[ff] Existe edición en castellano: “La tragedia de los comunes”, Gaceta Ecológica, núm. 37, Instituto Nacional de Ecología, México, 1995. N. del t.

[gg] Existe edición en castellano: El materialismo cultural, Alianza, 1982. N. del t.