Víctor Meza Picado1; Pablo Abarca-Valverde2

[Recibido: 24 de abril de 2025; Aceptado: 25 de agosto de 2025; Corregido: 15 de septiembre de 2025; Publicado: 15 de octubre de 2025]

Resumen

[Introducción]: Se presenta un análisis técnico-ecológico y técnico-económico para la determinación de un ciclo de corta óptimo en bosques naturales. El estudio integra 25 años de monitoreo silvícola con el desarrollo y calibración de un modelo de silvicultural explícito (dinámica de rodal y respuesta al manejo) y con un análisis económico basado en el valor del bosque (VB). [Objetivo]: Determinar un ciclo de corta óptimo en bosques naturales de la Región Huetar Norte mediante el desarrollo y validación de un modelo silvicultural que integre indicadores estructurales, dinámicas de crecimiento y análisis técnico-económico bajo la normativa nacional. [Metodología]: A través del análisis de indicadores técnicos exigidos por la normativa nacional ‒similitud florística de especies comerciales, área basal mínima y proporción de especies heliófitas efímeras (HE)‒ se justifica un ciclo de corta de 13 años, dos por debajo del establecido por el marco legal. El modelo incorpora una función de crecimiento idealizada y dos intervenciones silviculturales comerciales intermedias (años 4 y 8), lo cual permite mantener el potencial máximo de crecimiento, reducir la competencia y generar los ingresos intermedios. Se calculó el VET mediante capitalización de flujos netos de ingresos de rotaciones sucesivas descontados a una tasa de referencia. Se incluye un análisis de sensibilidad frente a variaciones en volúmenes extraídos. [Resultados]: El análisis económico mediante el VET demuestra una rentabilidad 53.5 % superior en el bosque normal respecto al bosque real. [Conclusiones]: Estos resultados sugieren que un manejo técnico, intensivo y adaptativo puede mejorar la rentabilidad sin comprometer la integridad ecológica del ecosistema.

Palabras clave: bosque potencial natural; ciclo de corta; posibilidad de corta; silvicultura tropical; Valor del Bosque (VET).

Abstract

[Introduction]: We present a technical–ecological and technical–economic analysis to determine an optimal harvesting cycle in natural forests. The study integrates 25 years of silvicultural monitoring with the development and calibration of an explicit silvicultural model (stand dynamics and management response) and an economic analysis based on the Forest Value (FV). [Objective]: To determine an optimal harvesting cycle in natural forests of the Huetar Norte Region through the development and validation of a silvicultural model that integrates structural indicators, growth dynamics, and technical–economic analysis under criteria of sustainability and national regulations. [Methodology]: By analyzing technical indicators required by national regulations—floristic similarity of commercial species, minimum basal area, and proportion of ephemeral heliophilous species (HE)—a 13-year harvesting cycle is justified, two years shorter than the legally established framework. The model incorporates an idealized growth function and two intermediate commercial silvicultural interventions (years 4 and 8), allowing maximum growth potential to be maintained, competition to be reduced, and intermediate revenues to be generated. The FV was calculated by capitalizing net income flows from successive rotations discounted at a reference rate. A sensitivity analysis was included to evaluate variations in extracted volumes. [Results]: The economic analysis using FV shows profitability 53.5% higher in the normal forest compared with the real forest. [Conclusions]: These results suggest that technical, intensive, and adaptive silviculture can enhance profitability without compromising the ecological integrity of the ecosystem.

Keywords: potential natural forest; harvesting cycle; harvestability; tropical silviculture; Forest Value (FV).

1.Introducción

La gestión de los bosques naturales tropicales enfrenta el desafío constante de equilibrar los objetivos ecológicos, económicos y sociales en un contexto de creciente presión por el uso del suelo. El manejo forestal (MF), particularmente a través de prácticas silviculturales, ha evolucionado como una estrategia para mantener la biodiversidad, promover la regeneración natural y asegurar una producción sostenida de bienes y servicios ecosistémicos (Klaus et al., 2016).

Dentro de esta evolución, se han propuesto diversos modelos de ordenación forestal. Uno de los más tradicionales es el bosque normal, concebido como una estructura teórica con rodales coetáneos, igualmente distribuidos en clases de edad y que producen rendimientos predecibles a lo largo de rotaciones constantes (Clutter et al., 1983). Aunque este modelo fue desarrollado para ecosistemas templados, su valor reside en servir como marco de referencia para simular tasas máximas de crecimiento y producción bajo condiciones controladas. Su adaptación a los bosques tropicales permite idealizar estructuras productivas que, bajo condiciones edafoclimáticas favorables y manejo técnico, pueden ser alcanzables.

La gestión forestal tropical ha evolucionado desde una visión extractivista hacia enfoques más integrados que combinan producción y conservación. En este contexto, el MF se convierte en una herramienta clave para mantener la biodiversidad, la productividad, la regeneración y las funciones ecológicas de los bosques (Cazzolla Gatti et al., 2015) En los trópicos húmedos, sin embargo, la estructura del bosque es inherentemente heterogénea. Por ello, el manejo silvicultural policíclico, caracterizado por aprovechamientos selectivos, tratamientos intermedios y ciclos de corta reducidos (15-30 años), se ha consolidado como la forma más viable de alcanzar sostenibilidad (Maginnis et al., 1998). Estos sistemas pretenden mantener o aumentar el capital forestal remanente entre cosechas mediante intervenciones de bajo impacto y silvicultura dirigida, sin alterar drásticamente la estructura del bosque.

En este contexto, la duración del ciclo de corta es un factor crítico. Estudios en distintas regiones han demostrado que los ciclos excesivamente cortos pueden reducir la diversidad arbórea y favorecer especies no comerciales (Huth & Ditzer, 2001), mientras que los demasiado largos disminuyen la rentabilidad y la disponibilidad de madera (Boscolo y Buongiorno, 1997). Por ello, la determinación de un ciclo de corta óptimo debe considerar no solo los aspectos ecológicos, sino también los rendimientos económicos a lo largo del tiempo (Creutzburg et al., 2017; Eggers et al., 2020). Modelos adaptativos, como el que plantea este estudio, buscan ese equilibrio mediante un manejo dinámico que responda a las condiciones del bosque, la productividad del sitio y las metas del MF.

La literatura señala que las tasas de crecimiento de los bosques tropicales varían ampliamente según las condiciones ecológicas locales, por ejemplo, la disponibilidad hídrica, la irradiación solar, los nutrientes del suelo, la composición funcional del rodal y la altitud (Baker et al., 2003; Toledo et al., 2011; Klock et al., 2022). Además, variables como la historia del uso del suelo y la intensidad de disturbios pasados también afectan el potencial de regeneración y productividad (Brzeziecki et al., 1993). Por tanto, para planificar con precisión un sistema productivo sostenible, es necesario considerar estas interacciones e incorporar el conocimiento empírico en los modelos teóricos de manejo.

En Costa Rica, el marco normativo vigente (Decreto Ejecutivo N.° 34559-MINAE) establece un ciclo de corta mínimo de 15 años en bosques naturales manejados bajo el régimen policíclico. No obstante, bajo ciertas condiciones técnicas y mediante la justificación con indicadores ecológicos ‒como la similitud florística de especies comerciales, el área basal remanente y el porcentaje de especies HE‒ es posible proponer ciclos más cortos.

Este estudio plantea la implementación de un modelo silvicultural adaptativo basado en el concepto de bosque normal. Este se encuentra alineado con el concepto de “bosque potencial natural” que plantea Trouillier et al. (2020), aplicado a un bosque muy húmedo tropical. A partir del monitoreo de parcelas permanentes poscosecha durante 25 años, se simula el crecimiento potencial del bosque y se analizan los impactos ecológicos y económicos de implementar un ciclo de corta de 13 años, validado por indicadores técnicos y análisis financiero del valor del bosque (VB).

La presente investigación tiene por objetivo determinar un ciclo de corta óptimo en bosques naturales de la Región Huetar Norte mediante el desarrollo y validación de un modelo silvicultural que integre indicadores estructurales, dinámicas de crecimiento y análisis técnico-económico bajo criterios de sostenibilidad y normativa nacional. Para ello se estima el crecimiento y la productividad de las parcelas permanentes, se desarrolla y calibra un modelo silvicultural que representa la dinámica de los rodales y la respuesta a distintos tratamientos, y se calcula el VB como indicador de valoración económica de rotaciones sucesivas, explicando de forma explícita los supuestos y parámetros empleados.

2.Marco teórico

La silvicultura tropical enfrenta el reto de diseñar estrategias que integren producción maderera sostenible, conservación de biodiversidad y resiliencia ecológica ante el cambio climático. En este contexto, el presente artículo se fundamenta en tres pilares conceptuales: (1) la propuesta de manejo basada en el bosque normal como ideal de producción forestal, (2) la determinación del ciclo de corta óptimo mediante supuestos de incremento potencial, y (3) la valoración del recurso forestal mediante el VB.

2.1 El modelo de bosque normal y el concepto de bosque potencial natural

El “bosque normal”, conceptualizado por Clutter et al. (1983), representa un estado ideal de equilibrio en el cual la producción sostenida se logra a través de una estructura disetánea organizada y un manejo por clases de edad. Aunque desarrollado en el contexto de bosques templados, este modelo sigue siendo útil como punto de referencia para modelar la producción potencial máxima. Su aplicación a bosques tropicales ha sido adaptada a través del concepto de “bosque potencial natural” (Trouillier et al., 2020), el cual propone que la estructura actual del bosque puede no reflejar su verdadera capacidad de crecimiento debido a restricciones edáficas, disturbios pasados o uso histórico del suelo (Brzeziecki et al., 1993). En el trópico, la aplicación de modelos de bosque normal requiere de un proceso de adaptación debido a las diferencias en dinámica de especies y respuesta al manejo; estudios regionales como Finegan y Camacho (1998) y trabajos posteriores han explorado estas adaptaciones, concluyendo que la calibración local es esencial para estimaciones de incremento y productividad.

En línea con esto, Poore (2013) argumenta que, para que el aprovechamiento sea sostenible, debe garantizarse que no exista una pérdida irreversible de la capacidad productiva del bosque. Este enfoque respalda el uso de modelos idealizados como herramienta de planificación técnica para evaluar la sostenibilidad a largo plazo.

2.2 Silvicultura adaptativa y determinación de los ciclos de corta

La silvicultura adaptativa ha emergido como un enfoque necesario ante la creciente variabilidad ambiental, la incertidumbre climática y los cambios en la dinámica de crecimiento forestal. Este enfoque busca ajustar los tratamientos silvícolas y los turnos de corta en función del comportamiento real del bosque, sus condiciones ecológicas específicas y su respuesta a las intervenciones. En lugar de aplicar reglas fijas, la silvicultura adaptativa promueve decisiones basadas en datos de monitoreo continuo, lo cual permite una gestión dinámica y eficiente del recurso forestal.

En este estudio se adopta un modelo técnico que parte del incremento máximo potencial constante por clase de dureza de la madera (dura, semidura, suave), como criterio objetivo para determinar un ciclo de corta óptimo, basado en los datos de Abarca-Valverde et al. (2020). Este método permite definir el momento adecuado de aprovechamiento en función del rendimiento volumétrico acumulado, sin comprometer la regeneración ni la estructura del bosque. Vanclay (1994) y Seydack (2000) coinciden en que los ciclos deben ajustarse a la capacidad productiva del sitio, las características silvícolas de las especies dominantes y los objetivos del manejo.

Brang et al. (2014) refuerzan la lógica adaptativa al argumentar que los sistemas silviculturales, como la selección individual, la selección en grupos y el método del árbol padre, promueven la resiliencia del ecosistema al mantener la diversidad estructural y genética. Estas prácticas, además de conservar funciones ecológicas clave, aumentan la capacidad adaptativa frente al cambio climático.

En bosques templados del sur de Chile y Argentina, donde predominan especies como Nothofagus y Austrocedrus chilensis, Donoso et al. (2022) han demostrado que enfoques como la silvicultura de especies mixtas, los aclareos controlados y el método de resguardo (shelterwood) son eficaces para acelerar el crecimiento, incrementar la captura de carbono y facilitar la regeneración, especialmente bajo condiciones de competencia con especies invasoras como Chusquea. Estos hallazgos son extrapolables al contexto tropical húmedo costarricense, donde las especies pioneras responden de forma positiva a liberaciones tempranas del dosel.

En paralelo, investigaciones en la región boreal de Canadá muestran que la cosecha forestal puede generar una recuperación más rápida en términos de volumen maderable comparada con los incendios forestales, aunque con impactos negativos en el desarrollo de hábitats específicos como el del caribú (Best et al., 2024). Este contraste evidencia la necesidad de balancear la productividad con otros servicios ecosistémicos y ajustar los tratamientos en función del objetivo de manejo prioritario.

Szmyt y Dering (2024) sostienen que la silvicultura del siglo XXI debe centrarse en asegurar la resiliencia y continuidad de los ecosistemas forestales, al proponer una combinación de métodos tradicionales y adaptativos basados en el monitoreo del crecimiento y los efectos del cambio climático. En este sentido, las estrategias de manejo ya no deben ser uniformes ni inflexibles, sino que deben incorporar mecanismos de ajuste que respondan a la evolución del bosque y su contexto ecológico.

La Región Huetar Norte de Costa Rica, con suelos ácidos (Ulate, 2015), alta humedad y diversidad florística, representa un entorno propicio para implementar modelos adaptativos que combinen intervenciones intermedias con monitoreo ecológico-financiero. La experiencia empírica acumulada en parcelas permanentes muestra que el ciclo de corta óptimo puede ser más reducido que el establecido normativamente (15 años), sin que ello implique degradación ni pérdida de diversidad (Finegan y Camacho, 1998; Abarca-Valverde et al., 2020).

Así, el ajuste del ciclo de corta mediante un enfoque técnico-adaptativo no solo es viable ecológicamente, sino que puede mejorar la productividad y rentabilidad del bosque sin comprometer sus funciones ecológicas esenciales. Esta perspectiva se alinea con las nuevas exigencias de la silvicultura sostenible bajo condiciones de cambio climático y cambios en las demandas de los usuarios del bosque (Szmyt y Dering, 2024).

2.3 Valoración del bosque como activo: el VET

El uso del VET como herramienta de valoración económica permite estimar la rentabilidad neta del recurso forestal bajo distintos esquemas de manejo. Este indicador integra aspectos ecológicos (tasas de regeneración y producción sostenible) con factores económicos (precios de la madera y frecuencia de ingresos), lo cual ofrece una visión integral del desempeño del sistema.

Estudios previos en Costa Rica (Navarro y Bermúdez, 2006a; Gräfe et al., 2020) han destacado que la rentabilidad del manejo forestal se ve afectada por variables como el costo del acceso, la localización, la infraestructura y los incentivos públicos. Incorporar cosechas intermedias y ciclos más cortos mejora los flujos de caja, reduciendo la dependencia de incentivos como el pago por servicios ambientales (PSA).

2.4 Productividad forestal y cambio climático

La evidencia científica reciente indica que las tasas de crecimiento forestal se encuentran en aumento en todo el mundo. McMahon et al. (2010) y Stephenson et al. (2014) han documentado que los árboles grandes siguen acumulando biomasa a edades avanzadas. Pretzsch et al. (2014) señalan que, en Europa, las tasas de crecimiento de las especies dominantes han aumentado entre un 30 % y un 70 % desde 1960, principalmente por el alargamiento de la estación de crecimiento y la elevación del CO₂ atmosférico.

Sin embargo, Brienen et al. (2015) alertan que, en la Amazonía, la tasa de acumulación de biomasa está disminuyendo debido al incremento en la mortalidad. Estos datos refuerzan la necesidad de modelos de manejo que no solo maximicen la producción, sino que consideren la estabilidad ecológica frente a perturbaciones.

2.5 Diversidad estructural, funcional y restauración forestal

El manejo estructural del bosque es fundamental para mantener las funciones ecológicas claves. Crouzeilles et al. (2016) demostraron que los proyectos de restauración forestal tienen más éxito cuando se promueve la conectividad, la heterogeneidad y se da suficiente tiempo a la sucesión natural. De manera similar, Forrester y Bauhus (2016) argumentan que los bosques mixtos, estructuralmente diversos, tienden a ser más productivos que los monocultivos, particularmente en condiciones limitantes.

3.Metodología

3.1 Área de estudio

El estudio se realizó en la Región Huetar Norte de Costa Rica, específicamente en el Área de Conservación Arenal Huetar Norte (ACAHN), dentro de la zona de vida “bosque muy húmedo tropical” (bmh-T) según Holdridge (1967). Las precipitaciones oscilan entre 3000 y 4000 mm anuales, con una humedad relativa del 85-90 % y temperaturas promedio entre 25 y 27 °C. Los suelos predominantes son ultisoles: de baja fertilidad, con horizonte argílico y saturación de bases menor al 35 % (Ulate, 2015). Estas condiciones edáficas y climáticas influyen directamente sobre la productividad potencial del bosque, como se ha documentado para diferentes zonas ecológicas tropicales (Baker et al., 2003; Klock et al., 2022).

3.2 Determinación del ciclo de corta óptimo y propuesta de manejo silvicultural basada en el bosque normal

La metodología se fundamenta en el diseño de un bosque normal como modelo idealizado para simular la producción sostenible bajo el manejo activo. El modelo parte del supuesto de que, en condiciones ecológicas adecuadas y con un tratamiento silvicultural regular, el bosque puede mantener un incremento volumétrico máximo constante, ajustado por tipo de dureza de la madera como lo propusieron Abarca-Valverde et al. (2020).

Los datos provienen de siete mediciones en parcelas permanentes de la unidad San Jorge (1992-2017). A partir del volumen remanente y del volumen actual se estimó el crecimiento (∆VC) por ciclo. Se aplicaron regresiones para proyectar el crecimiento bajo diferentes escenarios de ciclos de corta (de 1 a 25 años). Las proyecciones se estructuraron en una tabla de producción continua que permite evaluar el volumen sostenible de aprovechamiento anual (Cuadro 4).

Intervenciones silviculturales: para sostener el crecimiento proyectado se incorporaron dos intervenciones silviculturales poscosecha (raleos en los años 4 y 8), dirigidas a eliminar competencia y a fomentar el crecimiento de especies comerciales de rápido crecimiento. Estas intervenciones también se proponen como fuentes de ingresos intermedios que aumentan la rentabilidad del manejo, en línea con lo que reportan Abarca-Valverde et al. (2020) sobre las mejoras en el volumen comercial mediante tratamientos refinados.

La literatura indica que los tratamientos silviculturales pueden generar efectos positivos sobre el crecimiento, aunque variables según topografía, tipo de especie y condiciones del sitio (Longhi et al., 2018; Kübler et al., 2020). En bosques tropicales, el diseño de tratamientos que maximicen luz y reduzcan competencia puede ser clave para alcanzar el crecimiento potencial (Baker et al., 2003; Toledo et al., 2011).

3.3 Rentabilidad del manejo: VB

Se calculó la rentabilidad para el ciclo de corta óptimo utilizando la herramienta financiera (fórmula) del VET. Esta descuenta la estructura de costos ingresos (flujo de caja), aplicado al manejo del bosque como uso de la tierra durante su producción futura y que va hasta un horizonte de varios años. Se utilizó la estructura de costos de Zuñiga (2018), basada en planes de manejo aprobados a lo largo del Área de Conservación Huetar Norte (ACAHN). Este análisis permite comparar la rentabilidad de los diferentes ciclos de corta y validar la propuesta del ciclo de 13 años. El estudio económico, según Zuñiga (2018), se centró en la observación de la actividad en un periodo de 18 años, que para efectos de este estudio se le denominó “largo plazo”; y que corresponde al ciclo productivo, para estudiar los diferentes movimientos de costos e ingresos del productor forestal. Concretamente, se utilizó una variación del valor esperado de la tierra (VET), denominado valor del bosque (VB), propuesto por Navarro y Bermúdez (2006). Estos indican que para calcular el VB se elimina el componente que corresponde al valor presente del establecimiento del cultivo, pues el ecosistema existe; así mismo tampoco se consideran los costos de renovación del cultivo al final del ciclo de corta, porque siempre queda una masa remanente. Este planteamiento establece la voluntad de pago que un inversionista puede ofrecer por la tierra limpia para dedicarla al manejo de bosque natural y al menos recuperar la inversión a una tasa mínima aceptable de descuento (Navarro y Bermúdez, 2006). El marco conceptual anterior se traduce en la Ecuación 1:

(1)

Donde:

VB = valor del bosque en términos reales, descontado hacia el final del periodo.

IM = ingresos netos (ingresos menos costos) por venta de la madera en pie (M).

CC = ciclo de corta.

(Iy – Cy) = ingresos y costos nominales periódicos de las actividades de manejo (planificación, control del aprovechamiento, PSA, administración y vigilancia) ejecutadas en cualquier año (y) del CC.

(1+ i) = factor de descuento, donde i es la tasa mínima aceptable (TMA) del inversionista.

3.4 Validación ecológica del ciclo de corta

Para justificar un ciclo de corta menor al mínimo legal de 15 años (Decreto Ejecutivo 34559-MINAE), se utilizaron tres indicadores técnicos para evaluar si el bosque conserva su estructura y función ecológica tras las intervenciones:

3.4.1 Índice de similitud de Jaccard

Se calculó el índice de similitud de Jaccard entre comunidades de especies comerciales (diámetro a la altura de Pecho (DAP) ≥10 cm) en diferentes años de medición, al aplicar la derivación probabilística de Chao et al. (2005). Este indicador permite cuantificar el grado de conservación de la composición florística como criterio para validar turnos más cortos.

Para evaluar los cambios en el tiempo en la composición de las especies comerciales se utilizó el Índice de similitud de Jaccard de acuerdo con una derivación probabilística sugerida por Chao et al. (2005). Como lo dicta las normas para la determinación de los ciclos de corta del decreto 34559-MINAE, para justificar un turno menor a 15 años, pero mayor a 10 años, se debe comparar estadísticamente la similitud de las “comunidades de especies comerciales”. Los valores para este índice van desde 0 cuando no hay especies compartidas entre ambas mediciones, hasta 1 cuando los dos sitios tienen la misma composición de especies comerciales para un DAP ≥10 cm. Para el caso de este estudio se refiere a la comparación entre años de medición (Ecuación 2).

(2)

Donde:

a: número de especies presentes en la medición A

b: número de especies presentes en la medición B

c: número de especies presentes en ambas mediciones A y B

3.4.2 Valor de referencia mínimo de área basal

El área basal total (G) se utilizó como indicador para conocer la recuperación del bosque después de las intervenciones forestales en cada uno de los tratamientos y determinar si cumple con el valor de referencia mínimo permitido. De acuerdo con el estándar, el bosque sujeto de aprovechamiento se encuentra sobre un valor de referencia mínimo de área basal de los individuos arriba de 30 cm de DAP para las especies comerciales y no comerciales. Según Abarca-Valverde et al. (2020), la ubicación y georreferenciación de la unidad de manejo San Jorge se identifica en el tipo de bosque que presenta especies características como Qualea polychroma, Dypterix panamensis, Vochysia ferruginea, Couma macrocarpa y varias especies de palmas, el VRM es 11.6 m2*ha-1; esto de acuerdo con el mapa de tipos de bosque para la Región Huetar Atlántica y Huetar Norte (Sesnie et al., 2008). Con esta variable se determinó el índice de desarrollo del bosque después de las intervenciones; dependiendo de la velocidad, se puede justificar más intervenciones que generen un crecimiento constante del rodal (Ecuación 3).

(3)

Donde:

G= área basal (m²)

DAP = diámetro altura del pecho (1.30 m)

El valor mínimo de referencia utilizado fue de 11.6 m²/ha (Abarca et al., 2020), correspondiente al tipo de bosque identificado en la región según Sesnie et al. (2008). Este indicador evalúa la capacidad de recuperación estructural del bosque, clave para definir los ciclos de corta adaptativos.

3.4.3 Valor de referencia máximo de especies HE

El valor de referencia máximo (VRMx) se utilizó como indicador para conocer el grado de perturbación de los claros ocasionado por los tratamientos silviculturales. Se clasificaron las especies arriba de 10 cm DAP por su gremio ecológico (HE, heliófitas durables, esciófitas) y se calculó su abundancia. Según el estándar, el bosque sujeto de aprovechamiento se encuentra bajo un valor de referencia máximo de abundancia del gremio de las especies HE. La abundancia de los árboles del gremio ecológico conformado por las especies HE no supera el 15 % del total de árboles arriba de 10 cm DAP.

Para efectos del cálculo de este umbral, como parte del gremio de HE se consideraron las especies clasificadas como indeterminadas y los individuos de especies desconocidas como principio precautorio. La evaluación de este umbral permite valorar el impacto ecológico real de las intervenciones y su relación con la regeneración natural controlada (Brzeziecki et al., 1993; Dias et al., 2008).

4.Resultados

4.1 Justificación técnica de un ciclo de corta menor a 15 años

La validación técnica para proponer un ciclo de corta inferior al establecido por normativa (15 años) exige el cumplimiento simultáneo de tres indicadores ecológicos definidos en el estándar de sostenibilidad para el manejo de bosques naturales en Costa Rica (Decreto Ejecutivo 34559-MINAE). Estos son: (1) el índice de similitud florística de especies comerciales, (2) el valor de referencia mínimo del área basal (VRMn) y (3) el valor de referencia máximo de especies HE (VRMx). La evidencia empírica derivada del monitoreo a largo plazo en el bosque de la Región Huetar Norte respalda la propuesta de un ciclo de corta de 13 años, dos por debajo del límite legal convencional.

La Figura 1 representa de forma clara y simultánea cómo los tres indicadores normativos se cumplen de forma continua en el tiempo, respaldando técnicamente la viabilidad de un ciclo de corta de 13 años, sin comprometer la estructura ni la funcionalidad ecológica del bosque.

Figura 1. Indicadores para determinar el ciclo de corta adaptativo propuesto. 1. La línea verde representa la similitud florística de las especies comerciales, que permanece consistentemente por encima del umbral del 85 %. 2. La línea azul indica el área basal remanente, siempre superior al valor mínimo de 11.6 m²/ha. 3. La línea naranja muestra el porcentaje de especies heliófitas efímeras, muy por debajo del límite del 15 %.

Figure 1. Indicators for determination of the proposed adaptive cutting cycle. 1. The green line represents the floristic similarity of commercial species, consistently remaining above the 85 % threshold. 2.The blue line indicates the residual basal area, always above the minimum value of 11.6 m²/ha. 3. The orange line shows the percentage of ephemeral heliophilous species, well below the 15 % limit.

4.1.1 Índice de similitud florística

En el Cuadro 1 se muestra la evolución del índice de similitud de Chao et al. (2005) aplicado a la comunidad de especies comerciales (DAP ≥10 cm), utilizando como referencia la composición florística inicial antes del aprovechamiento. La similitud se mantiene consistentemente por encima del umbral del 85 %, exigido para validar ciclos más cortos. A los 12 años poscosecha, el índice fue de un 87.65 %, y el valor mínimo registrado fue del 86.89 % a los 18 años, sin evidencia de alteraciones significativas. Esto demuestra que, desde el punto de vista de la composición, la comunidad comercial se mantiene estable y resiliente a lo largo del tiempo.

Este comportamiento contrasta de forma positiva con estudios previos realizados en los bosques tropicales húmedos de la misma región, donde disminuciones del 7 % al 22 % en la similitud han sido observadas entre los 5 y 14 años posteriores a la intervención (Finegan y Camacho, 1998; Wagner, 2010). La estabilidad encontrada en este estudio puede atribuirse al diseño del aprovechamiento (bajo impacto), la planificación del trazado y la selección de árboles objetivo, lo cual limita la alteración del microhábitat y promueve la regeneración natural de especies presentes originalmente.

Cuadro 1. Indicador de cambio para la composición florística comercial según el índice de similitud de Chao-Jaccard, tomando como referencia la condición antes del aprovechamiento. Región Huetar Norte, Costa Rica.

Table 1. Change indicator for the commercial floristic composition based on the Chao-Jaccard Similarity Index, using the pre-harvest condition as reference. Huetar Norte Region, Costa Rica.

Indicador / Edad posaprovechamiento (años)		2	4	6	11	18	25
bosque real	Especies comerciales	56	55	55	52	53	50
	Especies no comerciales	4	4	6	7	8	9
	Total	60	59	61	59	61	59
	% de similitud	93.33	93.22	90.16	88.14	86.89	88.75

4.1.2 Área basal y HE

En el Cuadro 2 se evidencia el comportamiento de los otros dos indicadores clave para determinar el ciclo de corta. En primer lugar, el área basal de árboles ≥30 cm DAP nunca cae por debajo del valor de referencia mínimo de 11.6 m²/ha según tipo de bosque definido por Sesnie et al. (2008). Incluso después del aprovechamiento, el valor se mantiene en 12.36 m²/ha (1994) y logra recuperar por completo su masa estructural al año 10, hasta alcanzar los 15.13 m²/ha en el 2017. Esto indica una buena capacidad de carga del sitio, una recuperación activa del dosel y un adecuado crecimiento de los árboles residuales.

En segundo lugar, el porcentaje de HE (≥10 cm DAP) permanece muy por debajo del límite permisible del 15 % durante todo el periodo analizado. El valor máximo registrado fue de un 3.37 % en el 2003, mientras que, en el 2017, el valor se estabiliza en un 2.23 %. Este indicador sugiere que los claros generados por el aprovechamiento no fueron excesivos ni descontrolados, y que la regeneración está dominada por especies pioneras estables o de ciclo de vida más largo. Este patrón coincide con lo que reporta Delgado et al. (1997) en bosques del Atlántico norte de Costa Rica, donde los porcentajes de HE también se mantuvieron en rangos del 2 al 5 % bajo sistemas de manejo planificado.

Cuadro 2. Indicadores para justiciar la cosecha forestal, de acuerdo con los valores de referencia de área basal y especies heliófitas efímeras según el estándar de sostenibilidad para el manejo de bosques naturales en Costa Rica.

Table 2. Indicators supporting forest harvesting, based on reference values for basal area and ephemeral heliophilous species according to the Sustainability Standard for Natural Forest Management in Costa Rica.

Indicadores		1994	1996	1998	2003	2010	2017
VRMn (G) >30 cm DAP	11. 6 (m2*ha-1)	12.36	12.84	12.92	14.03	15.27	15.13
VRMx (HE) >10 cm DAP	15 (%)	2.46	2.27	2.1	3.37	2.33	2.23

(G) área basal, (HE) heliófitas efímeras

Los tres indicadores muestran una tendencia coherente: la estructura y composición del bosque comercial intervenido se mantiene dentro de los límites aceptables para justificar una nueva cosecha antes del año décimo quinto. La similitud florística permanece alta para el grupo de especies comerciales, el área basal recupera sus valores de referencia en menos de una década, y las especies HE no dominan el reclutamiento. Por tanto, el año décimo tercero posaprovechamiento representa un momento ecológicamente viable y normativamente justificable para ejecutar un nuevo ciclo de corta. Este resultado valida el enfoque de manejo propuesto y demuestra que, bajo un régimen silvicultural técnicamente diseñado y ejecutado, los ciclos de corta pueden reducirse sin comprometer la sostenibilidad ecológica del bosque natural tropical.

4.2 Supuestos productivos del bosque normal y referencias ecológicas permisibles de producción

En el Cuadro 3 se sintetizan los parámetros clave que permiten definir, simular y validar el funcionamiento de un bosque normal tropical bajo manejo silvicultural activo. Este conjunto de supuestos responde a una lógica técnica que integra crecimiento, intervención y sostenibilidad:

1.Los incrementos máximos potenciales diferenciados por tipo de madera (cm*año 0.217 para dura, m3*arb-1 /año 0.295 para semidura ≥ 50 cm DAP y m3*arb-1 /año 0.358 para suave) son fundamentales para proyectar de manera realista el volumen aprovechable (Abarca-Valverde et al., 2020). Este enfoque reconoce las diferencias fisiológicas entre grupos funcionales y permite construir curvas de producción acordes al comportamiento real del bosque.

2.Las intervenciones silviculturales planificadas al cuarto y octavo año cumplen una doble función: promover el crecimiento de la masa remanente al reducir competencia y generar ingresos intermedios que mejoran el flujo de caja del manejo forestal. Los volúmenes de 1.38 m³/ha y 1.18 m³/ha, respectivamente, evidencian que es posible intervenir sin comprometer la estructura ni la capacidad productiva del sistema.

3.La cosecha proyectada al décimo tercer año (16.85 m³/ha) representa el rendimiento final del ciclo de corta óptimo. Este valor no solo es consistente con los crecimientos acumulados, sino que también se ajusta a la realidad productiva del bosque bajo manejo sostenido.

4.Los umbrales ecológicos permiten verificar que el sistema mantiene su integridad funcional. La similitud de especies comerciales superior al 85 %, el área basal por encima de 11.6 m²/ha y el bajo porcentaje de HE (<15 %) garantizan que la estructura disetánea y los procesos sucesionales del bosque se conserven tras cada intervención.

Cuadro 3. Supuestos productivos del bosque normal y referencias ecológicas permisibles de producción. Región Huetar Norte, Costa Rica.

Table 3. Productive assumptions for the normal forest and permissible ecological production references. Huetar Norte Region, Costa Rica.

Incremento máximo potencial (m3*arb-1 /año)
Dura		0.217
Semidura	≥ 50 cm DAP	0.295
Suave		0.358
Intervenciones silviculturales y cosecha (m3*ha-1)
Año	4	1.38
Año	8	1.18
Año	13	16.85
Valor máximo de referencia
Similitud de especies comerciales ≥10 cm DAP		>85 %
Valor de referencia mínimo (AB) ≥30 cm DAP		11.6 m2*ha-1
Valor de referencia máximo (HE) ≥10 cm DAP		< 15 %

4.3 Propuesta silvicultural dinámica o activa: evolución de la masa remanente e intervenciones productivas

La evolución de la masa remanente mayor a 50 cm DAP durante 25 años permite visualizar de forma integral el comportamiento estructural del rodal en respuesta al manejo silvicultural propuesto. El Cuadro 4 evidencia un modelo de producción planificado que combina el crecimiento natural con intervenciones dirigidas a dinamizar el bosque, para así evitar estancamientos y sobreacumulación de biomasa en individuos dominantes.

Primera fase: establecimiento y acumulación estructural (años 1-3)

Durante los tres primeros años, se observa un aumento progresivo tanto en la cantidad de árboles como en el volumen comercial (al pasar de 1.524 m³/ha a 5.476 m³/ha). No se realizaron intervenciones en esta etapa, lo cual sugiere una fase de recuperación estructural posaprovechamiento inicial. El incremento de área basal (de 0.144 m²/ha a 0.494 m²/ha) indica un proceso de cierre de dosel y reactivación del crecimiento de árboles residuales.

Segunda fase: primera intervención silvicultural (año 4)

En el cuarto año se ejecutaría la primera intervención dirigida, donde se removerían dos árboles por hectárea equivalentes a 1.348 m³/ha. Esta acción reduce el área basal en 0.152 m²/ha, un valor técnicamente aceptable que no compromete la cobertura ni la función ecológica del rodal. Con esto se busca reducir la competencia intraespecífica, sobre todo entre individuos heliófitos de rápido crecimiento, lo cual permite liberar espacio y recursos para árboles con mayor potencial de desarrollo e interés comercial.

Tercera fase: recuperación postratamiento y crecimiento sostenido (años 5-8)

Tras la primera intervención, el rodal mostró un incremento constante en volumen y área basal, alcanzando en el octavo año un total de 13.557 m³/ha y 1.322 m²/ha, respectivamente. Ese año se aplica una segunda intervención silvicultural, de características similares a la primera (dos árboles, 1.179 m³/ha). De nuevo, la reducción controlada busca mantener la masa forestal en un estado dinámico y optimizado, sin alterar la estructura disetánea del bosque.

Cuarta fase: producción principal y reducción planificada (año 13)

El décimo tercer año representa el punto de cosecha principal dentro del ciclo de corta óptimo (13 años). Se registra la extracción de seis árboles por hectárea, equivalente a 16.955 m³/ha, una cifra coherente con el volumen acumulado. Después de la cosecha, la masa remanente se reduce a solo tres árboles y 3.946 m³/ha, lo cual abre el dosel significativamente y reinicia un nuevo ciclo de crecimiento intensivo.

Quinta fase: reestructuración poscosecha y nueva acumulación (años 14-25)

El bosque inicia una nueva fase de acumulación poscosecha. Se observa un patrón de recuperación progresivo con nuevas intervenciones menores a los años 17 y 21, dirigidas al ajuste fino de densidad mediante remoción de dos árboles en cada intervención. Estas extracciones, aunque pequeñas en volumen (1.2 m³/ha), cumplen funciones silviculturales críticas como el control de dominancia, estimulación de crecimiento y saneamiento.

Observaciones clave:

-El volumen total acumulado por la masa remanente en el año 25 alcanza los 23.206 m³/ha y 2.198 m²/ha, reflejo del mantenimiento de un crecimiento constante a largo plazo.

-El sistema combina de forma efectiva producción periódica, conservación de estructura disetánea y cumplimiento de umbrales ecológicos.

-La frecuencia de intervenciones permite generar ingresos intermedios (años 4, 8, 17 y 21), lo cual mejora la rentabilidad y la resiliencia económica del sistema sin comprometer su funcionalidad ecológica.

Cuadro 4. Propuesta de manejo silvicultural activo para la producción del bosque normal “bosque potencial natural” en la Región Huetar Norte, Costa Rica.

Table 4. Active silvicultural management proposal to produce a normal forest (natural potential forest) in the Huetar Norte Region, Costa Rica.

Edad	Masa remanente antes de la intervención (>50cm DAP)			Masa remanente cosechada (Intervención silvicultural)			Masa remanente después de la intervención (50 cm DAP)
Años	arb*ha-1	m3*ha-1	m2*ha-1	arb*ha-1	m3*ha-1	m2*ha-1	arb*ha-1	m3*ha-1	m2*ha-1
1	6	1.524	0.144	0	0	0	6	1.524	0.144
2	7	3.500	0.337	0	0	0	7	3.500	0.337
3	7	5.476	0.494	0	0	0	7	5.476	0.494
4	8	7.453	0.553	2	1.348	0.152	6	6.104	0.401
5	9	8.081	0.698	0	0	0	9	8.081	0.698
6	9	10.057	0.927	0	0	0	9	10,057	0.927
7	8	12.033	1.157	0	0	0	8	12.033	1.157
8	8	13.557	1.322	2	1.179	0.137	6	12.378	1.186
9	8	14.354	1.341	0	0	0	8	14.354	1.341
10	9	16.330	1.403	0	0	0	9	16.330	1.403
11	9	17.854	1.694	0	0	0	9	17.854	1.694
12	9	19.378	1.848	0	0	0	9	19.378	1.848
13	9	20.901	1.918	6	16.955	1.513	3	3.946	0.405
14	3	5.922	0.665	0	0	0	3	5.922	0.665
15	4	7.899	0.855	0	0	0	4	7.899	0.855
16	5	9.875	1.063	0	0	0	5	9.875	1.063
17	6	10.564	1.066	2	1.288	0.149	4	9.276	0.918
18	5	11.223	0.818	0	0	0	5	11.223	0.818
19	6	12.540	0.970	0	0	0	6	12.540	0.970
20	7	14.516	1.325	0	0	0	7	14.516	1.325
21	7	16.493	1.580	2	1.192	0.201	5	15.300	1.379
22	5	17.277	1.633	0	0	0	5	17.277	1.633
23	6	19.253	1.888	0	0	0	6	19.253	1.888
24	7	21.229	2.043	0	0	0	7	21.229	2.043
25	8	23.206	2.198	0	0	0	8	23.206	2.198

4.4 Comparación del volumen comercial del BN y BR

En la Figura 2 se visualiza la evolución comparada del volumen comercial disponible en el bosque normal (BN) idealizado y el bosque real (BR) bajo monitoreo a lo largo de 25 años. El análisis revela diferencias estructurales y dinámicas clave que justifican la implementación de un modelo de manejo activo basado en intervenciones silviculturales planificadas.

En primer lugar, la curva de incremento del BN mantiene consistentemente un crecimiento superior al del BR durante los primeros 13 años, con una diferencia media de 0.52 m³/ha/año. Esta diferencia se traduce en un aumento acumulado de hasta 6.76 m³/ha al final del primer ciclo de corta, lo cual tiene importantes implicaciones económicas y ecológicas. A pesar de que el BN incluye dos intervenciones silviculturales (años 4 y 8), los cuales generan pequeñas caídas en el volumen disponible ‒representadas por ligeras inflexiones negativas en la curva‒ el sistema recupera rápidamente su trayectoria de crecimiento, y esto evidencia un efecto netamente positivo de las intervenciones.

El pico decreciente más marcado ocurre en el año 13, que coincide con la cosecha final del primer ciclo. Tras este evento, el bosque normal vuelve a recuperar su ritmo de crecimiento, manteniendo una pendiente estable y pronunciada durante al menos 12 años posteriores, lo cual indica una capacidad productiva sostenida derivada de un manejo intensivo y orientado a la eficiencia.

Figura 2. Comparación del incremento del volumen comercial disponible del bosque real y bosque normal. Región Huetar Norte, Costa Rica.

Figure 2. Comparison of the increment in available commercial volume between the real forest and the normal forest. Huetar Norte Region, Costa Rica.

En contraste, el BR ‒donde no se realizaron tratamientos intermedios‒ presenta una curva de crecimiento más lenta y menos dinámica. Después del décimo tercer año, la pendiente se aplana de forma considerable, lo que sugiere una reducción en la tasa de incremento volumétrico debida a factores como la competencia no regulada, el cierre de dosel y la ausencia de estímulos silviculturales.

Desde una perspectiva sustentable, se refuerza el argumento de que las intervenciones silviculturales periódicas no solo incrementan el volumen disponible para la cosecha, sino que también favorecen una estructura más activa y resiliente del bosque. Estas prácticas permiten liberar espacio, recursos y luz para individuos con alto potencial de crecimiento, lo que se traduce en un aprovechamiento más eficiente del sitio. Además, el hecho de que el volumen del BR nunca alcance ni supere al del BN durante todo el ciclo monitoreado evidencia la necesidad de integrar el manejo silvicultural como componente esencial para sostener la productividad de los bosques naturales tropicales manejados.

4.5 Rentabilidad del BN y BR

En la Figura 3 se ilustra la evolución del VB a lo largo de un horizonte de planificación de 25 años, contrastando los escenarios de manejo del BN y el BR. Esta herramienta financiera resume de forma clara y cuantificable los beneficios económicos acumulados de ambos sistemas productivos forestales bajo condiciones contrastantes de intervención.

El análisis revela que el BN alcanza su máximo VB en el décimo segundo, con ₡669 324/ha, mientras que el BR llega a ₡386 769/ha, lo cual representa una diferencia de ₡282 555/ha, equivalente a un incremento del 73 % en rentabilidad en favor del modelo silvicultural propuesto. Esta diferencia no solo es significativa en términos absolutos, sino que también demuestra el impacto directo que tienen las intervenciones silviculturales intermedias en la generación del valor agregado a lo largo del ciclo productivo.

Uno de los aspectos más relevantes es el inicio temprano de la rentabilidad positiva en el BN, que se da a partir del cuarto año, gracias a la primera intervención silvicultural. Este resultado contrasta con el BR, donde la rentabilidad comienza hasta el sétimo año, lo cual implica un desfase de tres años en el retorno financiero del sistema. Este hecho mejora el flujo de caja del sistema, aumenta la viabilidad económica del manejo y reduce la dependencia de ciclos largos para alcanzar ingresos netos positivos.

Figura 3. Rentabilidad del bosque real y bosque normal al mantener al bosque creciendo a su máximo potencial a lo largo del periodo de medición. Región Huetar Norte, Costa Rica.

Figure 3. Profitability of the real forest and the normal forest when maintained at maximum growth potential over the measurement period. Huetar Norte Region, Costa Rica.

Además, las intervenciones silviculturales del BN realizadas en el cuarto y octavo año aportan un ingreso promedio de ₡184 873/ha, lo cual representa un flujo económico intermedio que puede ser fundamental para financiar los costos operativos del manejo (raleos, monitoreo, mantenimiento de caminos e inventarios) sin depender solo de la cosecha final. Esta dinámica de generación de ingresos periódicos mejora la estabilidad del sistema y lo vuelve más atractivo para los productores, especialmente en contextos de baja liquidez y elevada incertidumbre de mercado.

Desde una perspectiva de sostenibilidad financiera, la evidencia que se presenta en la Figura 3 respalda de manera contundente que un sistema de manejo forestal basado en un BN con intervenciones técnicas planificadas no solo incrementa la producción de madera, sino que también mejora de forma tangible la rentabilidad del uso del suelo forestal. Esto es clave en contextos como el costarricense, donde la competitividad del uso del bosque natural frente a actividades agrícolas, ganaderas o urbanas continúa siendo limitada.

4.6 Determinación de diferentes tipos de ciclos de corta y análisis del VET del BN y BR

En la Figura 5 se compara el VB asociado a tres horizontes de rotación: el ciclo de corta biológico (CCB), el ciclo de corta financiero (CCF) y el ciclo de corta normativo (CCN), tanto para el BN como para el BR. Esta evaluación permite identificar no solo los momentos óptimos para el aprovechamiento desde un punto de vista ecológico y técnico, sino también los momentos económicamente más rentables, permitiendo así una toma de decisiones integrada.

Figura 4. Valor del bosque (VB) según el tipo de ciclo de corta (biológico, financiero y normativo) para el bosque normal (BN) y el bosque real (BR). Región Huetar Norte, Costa Rica.

Figure 4. Forest Value (FV) according to the type of cutting cycle (Biological, Financial, and Regulatory) for the Normal Forest (NF) and the Real Forest (RF). Huetar North Region, Costa Rica.

Los resultados muestran que el CCF (12 años) representa el punto de equilibrio más eficiente para ambos sistemas, al maximizar el valor económico del suelo forestal. En el BN, el CCF genera un VB de ₡669 840/ha, superior en un 23 % al generado por el CCN (₡545 541/ha). En el BR, el CCF alcanza ₡386 769/ha, el equivalente a un 17 % más que el valor del CCN (₡273 288/ha). Esta diferencia evidencia que el ciclo normativo, aunque conservador, no es económicamente óptimo en términos de rotación.

4.6.1 Diferencias entre ciclos de corta

Por su parte, el CCB, basado en el momento en que el bosque recupera su volumen comercial mínimo para su nueva cosecha final, se presenta antes del CCF: a los nueve años para el BN y a los diez años para el BR. Sin embargo, aunque es viable en términos ecológicos, el CCB ofrece una rentabilidad significativamente inferior al CCF, lo cual sugiere que el aprovechamiento prematuro puede comprometer el rendimiento económico total del sistema (Cuadro 5).

Este análisis confirma que el manejo forestal bajo el modelo del BN permite anticipar los ciclos de corta sin perder valor económico ni comprometer la sostenibilidad ecológica. De hecho, la brecha de tres años entre el CCF y el CCN, tanto en el BN como en el BR, representa un margen temporal clave donde puede capturarse una proporción importante del valor económico del bosque, sin necesidad de extender artificialmente el ciclo de corta.

Para el BN, el comportamiento del VB entre los tres ciclos demuestra la eficiencia del modelo activo: al anticipar la cosecha con respecto al estándar normativo, se logra un mayor retorno sin agotar el recurso ni desestabilizar el ecosistema. En contraste, el BR, aun cuando responde de forma positiva al anticipo del ciclo de corta, genera menor rentabilidad en todos los escenarios debido a la ausencia de intervenciones silviculturales que potencien el crecimiento. También evidencia que el CN (15 años) no maximiza el retorno económico, lo cual respalda técnicamente la propuesta de ajustar el ciclo de corta a criterios financieros y ecológicos.

Cuadro 5. Valor del bosque para los ciclos de corta biológica, financiero y normativo para el bosque normal y bosque real. Región Huetar Norte, Costa Rica.

Table 5. Forest Value for biological, financial, and regulatory cutting cycles for the normal forest and real forest. Huetar Norte Region, Costa Rica.

Ciclos de corta (años)
	Biológico	Normativo	Financiero
Bosque normal	9	15	12
VB (₡*ha-1)	431 209	545 541	669 840
Bosque real	10	15	12
VB (₡*ha-1)	305 769	273 288	386 769

5.Discusión

5.1 Propuesta de manejo silvicultural bajo el enfoque de bosque potencial natural

La propuesta de manejo desarrollada en este estudio se construye bajo el enfoque de bosque normal, una forma idealizada de organización del bosque que maximiza su producción sostenida mediante intervenciones estratégicas. Esta idea se alinea con el concepto de bosque potencial natural, el cual reconoce que la estructura actual del bosque puede no reflejar su verdadera capacidad productiva, debido a legados del uso histórico, limitaciones edáficas o alteraciones del régimen natural de disturbios (Brzeziecki et al., 1993; Trouillier et al., 2020). A diferencia del bosque normal clásico basado en rodales coetáneos, el enfoque de bosque potencial natural considera también el contexto histórico de uso, la heterogeneidad estructural y la resiliencia del ecosistema típicos en zonas tropicales.

Las condiciones ecológicas de la Región Huetar Norte, particularmente su clima húmedo, irradiación constante y suelos ácidos de baja fertilidad (Ultisoles), ofrecen un contexto donde las especies pioneras y de rápido crecimiento pueden expresar su máximo potencial bajo tratamientos silviculturales controlados (Baker et al., 2003; Klock et al., 2022). Este modelo incorpora esas circunstancias y se fortalece con intervenciones en los años 4 y 8 del ciclo, las cuales permiten reducir la competencia, promover el crecimiento de especies comerciales y generar ingresos intermedios. En este estudio, esas intervenciones aportaron 1.38 y 1.18 m³/ha, respectivamente, lo cual demuestra su viabilidad técnica y financiera.

Estudios en bosques tropicales húmedos evidencian que algunos tratamientos, como la selección y el raleo controlado, pueden incrementar las tasas de crecimiento sin comprometer la diversidad ni la funcionalidad del ecosistema (Longhi et al., 2018; Collado et al., 2023). En línea con esto, la estrategia silvicultural propuesta busca “replicar” la dinámica natural del bosque, al evitar los efectos negativos que acompañan a los sistemas de corta intensiva como el “clear-cutting” (Cazzolla Gatti et al., 2015).

5.2 Determinación de un ciclo de corta activo “óptimo y adaptativo”

El análisis ecológico y económico realizado justifica un ciclo de corta activo de 13 años, inferior al establecido por el estándar nacional (15 años), pero técnicamente sólido y normativamente viable. Los tres indicadores exigidos por el marco legal ‒similitud florística, área basal mínima y porcentaje de especies HE‒ fueron satisfechos, sin evidencia de degradación estructural del bosque.

La similitud de especies comerciales (DAP ≥10 cm) se mantuvo por encima del 85 % a lo largo del periodo evaluado, valor consistente con lo reportado por Finegan y Camacho (1998) y Wagner (2010) para bosques húmedos intervenidos en Costa Rica. Según estudios de Huth & Ditzer, 2001, ciclos demasiado cortos (<10 años) pueden afectar de forma negativa la diversidad, pero los valores observados aquí no superan los umbrales críticos (>25 % de disimilitud), lo cual sugiere un equilibrio funcional entre regeneración y aprovechamiento.

La decisión sobre la duración del ciclo de corta debe considerar el incremento máximo potencial por tipo de madera, como se presenta en este estudio, en lugar de aplicar de forma uniforme un turno fijo. Este enfoque activo concuerda con los planteamientos de Vanclay (1994) y Seydack (2000), quienes proponen ajustar los turnos a las condiciones del sitio y al comportamiento de crecimiento de las especies dominantes. En este sentido, el ciclo de 13 años ofrece una ventana temporal que equilibra el rendimiento maderable con la sostenibilidad ecológica.

5.3 Valoración del bosque como activo: el VB como criterio de manejo

Desde la perspectiva económica, el VB confirma que el manejo activo propuesto no solo es sostenible ecológicamente, sino también rentable. El BN presentó una rentabilidad hasta un 53.5 % superior al BR para el ciclo de corta financiero, y alcanzó ₡699 840/ha frente a ₡386 769/ha, respectivamente. Además, el BN comenzó a generar rentabilidad positiva desde el quinto año gracias a los ingresos derivados de las intervenciones intermedias.

Los estudios de Louman et al. (2001) y Gräfe et al. (2020) han advertido que la rentabilidad forestal en Costa Rica está condicionada a la localización, los costos operativos y la sensibilidad al precio de la madera. La evidencia presentada aquí muestra que un manejo eficiente, con ciclos más cortos y planificación estratégica puede convertir el bosque en un activo competitivo, en comparación con otros usos del suelo.

5.4 Implicaciones ecológicas y económicas de los ciclos de corta

Los resultados también aportan al debate sobre los trade-offs entre productividad, biodiversidad y carbono en el manejo de bosques naturales (un aspecto poco tratado en este artículo). Si bien ciclos largos (>50 años) pueden conservar mejor la biodiversidad y la estructura (Ekholm et al., 2023), un modelo mixto con intervenciones planificadas y selección dirigida, como el propuesto aquí, puede mantener una composición funcional diversa y aumentar la captura de carbono sin comprometer el ingreso (Sasaki et al., 2016; Ameray et al., 2021).

Así, la evidencia sugiere que estrategias como el “selection logging” con retención de estructura vertical y rotaciones moderadas permiten optimizar múltiples objetivos: producción, conservación y mitigación climática (Koivula et al., 2014; Eggers et al., 2020). En bosques tropicales, donde los efectos de uso histórico y la presión por cambio de uso del suelo son fuertes, estas alternativas de manejo equilibrado se tornan más sostenibles que la conservación pasiva aislada (Edwards et al., 2014). De esta manera, se propone una estrategia de manejo que combina planificación técnica con silvicultura activa para enfrentar los retos ecológicos y económicos de los trópicos.

5.5 Consideraciones finales y proyecciones

Este estudio refuerza que el manejo forestal activo, basado en el concepto de bosque normal y respaldado por indicadores ecológicos y económicos medibles, puede ofrecer una respuesta técnica viable a los desafíos del sector forestal en Costa Rica. El ciclo de corta de 13 años propuesto equilibra producción, conservación y rentabilidad, y puede ser replicado o ajustado en otras regiones con características similares.

Sin embargo, se requiere mayor investigación a largo plazo sobre los efectos acumulativos de intervenciones repetidas y su interacción con variables climáticas y edáficas. Además, la implementación de este tipo de manejo demanda una mayor capacidad técnica en campo, fortalecimiento de la gobernanza local y acceso a mercados diferenciados que reconozcan el valor del manejo sostenible. Se recomienda fomentar alianzas interinstitucionales que faciliten el monitoreo permanente y promuevan la adopción del modelo por parte de actores locales.

6.Conclusiones

El modelo silvicultural desarrollado y calibrado con 25 años de datos de parcelas permanentes demuestra la viabilidad técnico-ecológica de un ciclo de corta de 13 años para bosques naturales de la Región Huetar Norte. Las simulaciones, que incorporon dos intervenciones silviculturales intermedias (años 4 y 8), mantienen la estructura y composición del rodal y cumplen los indicadores normativos analizados (similitud florística de especies comerciales, área basal mínima y proporción de especies heliófitas efímeras), lo que justifica técnicamente el acortamiento del ciclo de corta respecto a la normativa vigente.

Desde la perspectiva económico-operativa, el esquema de manejo activo bajo el enfoque de bosque potencial natural mostró una mejora sustantiva en la rentabilidad: la valoración mediante el valor del bosque (VB) resultó 53.5% superior al manejo convencional, y las intervenciones intermedias generaron flujos intermedios que mejorarían la atractividad financiera para pequeños y medianos propietarios.

En conjunto, estos hallazgos posicionan el manejo técnico-adaptativo de bosques naturales como una alternativa competitiva frente a otros usos del suelo, condicionada al cumplimiento de las prácticas operativas recomendadas y al acceso a asistencia técnica.

No obstante, la inferencia tiene límites: el estudio enfatiza indicadores estructurales y productivos, pero no incorpora exhaustivamente procesos ecológicos a mayor escala (dinámica de regeneración en paisaje, biodiversidad no comercial, funciones ecosistémicas) ni la variabilidad climática a muy largo plazo. Por ello, proponemos como pasos necesarios para una implementación responsable: (a) validación multisitio del modelo y de los ciclos propuestos; (b) monitoreo a largo plazo que incluya regeneración y biodiversidad; (c) fortalecimiento institucional y extensión técnica para propietarios; (d) revisión normativa que incorpore evidencia científica sobre ciclos técnicamente justificados; y (e) mecanismos de incentivo (financieros y de mercado) que faciliten la adopción del modelo sin sacrificar integridad ecológica.

7.Conflicto de intereses

Las personas autoras declaran que han cumplido con todos los requisitos éticos y legales pertinentes, tanto durante el estudio como en la producción del manuscrito, que no hay conflictos de intereses de ningún tipo, que todas las fuentes financieras se mencionan completa y claramente en la sección de agradecimientos, y que están totalmente de acuerdo con la versión final editada del artículo.

8.Agradecimientos

A la Oficina Nacional Forestal (ONF) y al Fondo de Fortalecimiento de las Capacidades Estudiantiles (FOCAES), de la Vicerrectora de Extensión de la UNA, por el apoyo económico. Al INISEFOR-UNA, por el soporte técnico, logístico y financiero en las giras de campo. A CODEFORSA, por su apoyo y mantenimiento de las PPM. A las personas revisoras anónimas y el equipo editorial por las acertadas sugerencias a la versión final del manuscrito.

9.Referencias

Abarca-Valverde, P., Meza-Picado, V. y Méndez-Gamboa, J. (2020). Evaluación de tratamientos silviculturales en la sostenibilidad de bosques tropicales en la Región Huetar Norte, Costa Rica. Revista de Ciencias Ambientales, 54(1), 140-166. https://doi.org/10.15359/rca.54-1.8

Ameray, A., Schnabel, F., Fichtner, A., Härdtle, W. y von Oheimb, G. (2021). The role of forest management intensity on carbon sequestration and biodiversity. Forest Ecology and Management, 482, 118862. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2020.118862

Baker, T. R., Phillips, O. L., Malhi, Y., Almeida, S., Arroyo, L., Di Fiore, A., ... y Vásquez, R. (2003). Variation in wood density determines spatial patterns in Amazonian forest biomass. Global Change Biology, 10(5), 545-562. https://doi.org/10.1046/j.1529-8817.2003.00700.x

Best, I. N., Brown, L., Elkin, C., Finnegan, L., McClelland, C. J. R. y Johnson, C. J. (2024). Cut vs. fire: a comparative study of the temporal effects of timber harvest and wildfire on ecological indicators of the boreal forest. Landscape Ecology, 39(4), 1-22. https://doi.org/10.1007/s10980-024-01882-4

Boscolo, M. y Buongiorno, J. (1997). Managing forests for timber and biodiversity. Forest Ecology and Management, 98(1), 21-34. http://ctfs.si.edu/Public/pdfs/BoscoloBuongiorno1997.pdf

Brang, P., Spathelf, P., Larsen, J. B., Bauhus, J., Bončína, A., Chauvin, C., Drössler, L., García-Güemes, C., Heiri, C., Kerr, G., Lexer, M. J., Mason, B., Mohren, F., Mühlethaler, U., Nocentini, S. y Svoboda, M. (2014). Suitability of close-to-nature silviculture for adapting temperate European forests to climate change. Forestry, 87(4), 492-503. https://doi.org/10.1093/forestry/cpu018

Brienen, R. J. W., Phillips, O. L., Feldpausch, T. R., Gloor, E., Baker, T. R., Lloyd, J., Lopez-Gonzalez, G., Monteagudo-Mendoza, A., Malhi, Y., Lewis, S. L., Vásquez Martinez, R., Alexiades, M., Álvarez Dávila, E., Alvarez-Loayza, P., Andrade, A., Aragaõ, L. E. O. C., Araujo-Murakami, A., Arets, E. J. M. M., Arroyo, L., … Zagt, R. J. (2015). Long-term decline of the Amazon carbon sink. Nature, 519(7543), 344-348. https://doi.org/10.1038/nature14283

Brzeziecki, B., Kienast, F. y Wildi, O. (1993). A simulated map of the potential natural forest vegetation of Switzerland. Journal of Vegetation Science, 4(4), 499-508. https://doi.org/10.2307/3236120

Cazzolla Gatti, R., Castaldi, S., Lindsell, J. A., Coomes, D. A., Marchetti, M., Maesano, M., Di Paola, A., Paparella, F. y Valentini, R. (2015). The impact of selective logging and clearcutting on forest structure, tree diversity and above-ground biomass of African tropical forests. Ecological Research, 30(1), 119-132. https://doi.org/10.1007/s11284-014-1217-3

Chao, A., Chazdon, R. L., Colwell, R. K. y Shen, T. J. (2005). A new statistical approach for assessing similarity of species composition with incidence and abundance data. Ecology Letters, 8(2), 148-159. https://doi.org/10.1111/j.1461-0248.2004.00707.x

Clutter R., Fortson J., Pienaar l., Brister, G. y Bailey, R. (1983). Timber management: a quantitative approach. John Willey.

Collado, E., Vilà-Cabrera, A., Martínez-Vilalta, J. y Lloret, F. (2023). Close-to-nature forest management affects growth and soil moisture in Mediterranean mixed forests. Science of the Total Environment, 856, 159058. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.159058

Creutzburg, M. K., Scheller, R. M., Lucash, M. S., LeDuc, S. D. y Johnson, M. G. (2017). Forest management scenarios in a changing climate: Trade‐offs between carbon, timber, and biodiversity objectives. Ecological Applications, 27(2), 503-518. https://doi.org/10.1002/eap.1460

Crouzeilles, R., Curran, M., Ferreira, M. S., Lindenmayer, D. B., Grelle, C. E. V. y Rey Benayas, J. M. (2016). A global meta-Analysis on the ecological drivers of forest restoration success. Nature Communications, 7(May), 1-8. https://doi.org/10.1038/ncomms11666

Decreto N.° 30763. (2002, 9 octubre). Principios, criterios e indicadores (PCI) de manejo sostenible para bosque natural. Diario Oficial La Gaceta, Costa Rica.

Delgado, D., Finegan, B., Zamora, N. y Meir, P. (1997). Efectos de aprovechamiento forestal y el tratamiento silvicultural en un bosque húmedo del noreste de Costa Rica: Cambios en la riqueza y composición de la vegetación (Informe Técnico No. 298, Serie Técnica). CATIE.

Dias, F. S., Bugalho, M. N., Rodrigues, M. y Gomes-Laranjo, J. (2008). Identifying suitable areas for the development of high nature value farmlands: A multi-criteria approach. Ecological Indicators, 8(5), 456-463. https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2007.05.001

Donoso, P. J., Promis, Á., Loguercio, G. A., Attis Beltrán, H., Caselli, M., Chauchard, L. M., Cruz, G., González Peñalba, M., Martínez Pastur, G., Navarro, C., Núñez, P., Salas-Eljatib, C., Soto, D. P. y Vásquez-Grandón, A. (2022). Silviculture of South American temperate native forests. New Zealand Journal of Forestry Science, 52, 1-32. https://doi.org/10.33494/nzjfs522022x173x

Edwards, D. P., Tobias, J. A., Sheil, D., Meijaard, E. y Laurance, W. F. (2014). Maintaining ecosystem function and services in logged tropical forests. Trends in Ecology & Evolution, 29(9), 511-520. https://doi.org/10.1016/j.tree.2014.07.003

Eggers, J., Holmgren, S., Nordström, E. M., Lämås, T., Lind, T. y Öhman, K. (2020). Balancing different forest values: Evaluating alternative management scenarios in a Swedish multi-owner landscape. Forest Policy and Economics, 113, 102120. https://doi.org/10.1016/j.forpol.2020.102120

Ekholm, A., Lundqvist, L., Petter Axelsson, E., Egnell, G., Hj¨alt´en, J., Lundmark, T., Sj¨ogren, J. (2023). Long-term yield and biodiversity in stands managed with the selection system and the rotation forestry system: A qualitative review. For. Ecol. Manag. 537, 120920

Finegan, B. y Camacho, M. (1998). Stand dynamics and natural regeneration following selective logging in a humid tropical forest in north-eastern Costa Rica. Forest Ecology and Management, 109(1-3), 93-113.

Forrester, D. I. y Bauhus, J. (2016). A Review of Processes Behind Diversity-Productivity Relationships in Forests. Current Forestry Reports, 2(1), 45-61. https://doi.org/10.1007/s40725-016-0031-2

Gräfe, M., Richter, R. y Pretzsch, H. (2020). Financial viability of forest management options in Neotropical secondary forests. Forest Policy and Economics, 120, 102291. https://doi.org/10.1016/j.forpol.2020.102291

Holdridge, L. R. (1967). Life Zone Ecology. Tropical Science Center.

Huth, A. & Ditzer, T. (2001). Long-term impacts of logging in a tropical rain forest — a simulation study. Forest Ecology and Management, 142(1–3), 33-51. https://doi.org/10.1016/S0378-1127(00)00338-8

Klaus, J., Puettmann, K., Coates, D. y Messier, C. (2006). Crítica de la silvicultura: El manejo de la complejidad. Asociación Cultural y Científica Iberoamericana. https://nikolayaguirre.files.wordpress.com/2013/04/1-puettmann-et-al-2016_criticas-a-la-silvicultura.pdf

Klock, J., Günter, S. y Stimm, B. (2022). Growth dynamics and management implications in Neotropical and Paleotropical forests. Forest Ecology and Management, 519, 120364. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2022.120364

Koivula, M. J., Vanha-Majamaa, I. y Sippola, A. L. (2014). Forest management and biodiversity: Best practices and trade-offs. Annals of Forest Science, 71, 27-36. https://doi.org/10.1007/s13595-013-0301-3

Kübler, T., Homeier, J. y Hertel, D. (2020). Topography controls the success of liberation thinning in a tropical montane forest. Forest Ecology and Management, 465, 118108. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2020.118108

Longhi, S. J., Dalla Corte, A. P. y dos Santos, R. M. (2018). Forest dynamics following selective logging in Araucaria forest ecosystems. Forest Ecology and Management, 424, 444-453. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2018.05.016

Louman, B., Quirós, D. y Nilsson, M. (Eds.). (2001). Silvicultura de bosques latifoliados húmedos con énfasis en América Central (Manual Técnico). Turrialba, Costa Rica: CATIE.

Maginnis, S., Méndez, J. y Davies, J. (1998). Manual para el manejo de bloques pequeños de bosque húmedo tropical (con especial referencia a la Zona Norte de Costa Rica). CODEFORSA. San Carlos, CR.

McMahon, S. M., Parker, G. G. y Miller, D. R. (2010). Evidence for a recent increase in forest growth. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 107(8), 3611-3615. https://doi.org/10.1073/pnas.0912376107

Navarro, G. y Bermúdez, G. (2006a). Rentabilidad del manejo de bosques naturales y su competitividad respecto a otros usos de la tierra en Costa Rica. División de Investigación y Desarrollo, CATIE.

Navarro, G., Vieto, R. y Bermúdez, G. (2006b). Análisis económico del impacto de las restricciones técnicas y legales sobre la rentabilidad del manejo de bosques naturales y su competitividad respecto a otros usos de la tierra en Costa Rica. Proyecto de Fortalecimiento Institucional. http://www.fao.org/forestry/12924-05025d5e690b91036419c00100747b1cb.pdf

Poore, D. (2013). No timber without trees: Sustainability in the tropical forest. In The Sustainable Management of Tropical Forest: the Issu (NATURAL RE). https://doi.org/10.4324/9781315066868

Pretzsch, H., Biber, P., Schütze, G., Uhl, E. y Rötzer, T. (2014). Forest stand growth dynamics in Central Europe have accelerated since 1870. Nature Communications, 5, 1-10. https://doi.org/10.1038/ncomms5967

Sasaki, N., Asner, G. P., Knorr, W., Durst, P. B., Priyadi, H. R. y Putz, F. E. (2016). Approaches to reduce emissions from tropical deforestation and forest degradation. Environmental Research Letters, 11(10), 104020. https://doi.org/10.1088/1748-9326/11/10/104020

Sesnie, S., Gessler, P., Finegan, B. y Thessler, S. (2008). Integrating Landsat TM and SRTM-DEM derived variables with decision trees for habitat classification and change detection in complex neotropical environments. Remote Sensing of Environment, 5 (112), 2145-2159. https://doi.org/10.1016/j.rse.2007.08.025

Seydack, A. H. W. (2000). Sustainable forest management: An ecological perspective. Forest Ecology and Management, 131(1-3), 189-209. https://doi.org/10.1016/S0378-1127(99)00213-4

Stephenson, N. L., Das, A. J., Condit, R., Russo, S. E., Baker, P. J., Beckman, N. G., Coomes, D. A., Lines, E. R., Morris, W. K., Rüger, N., Álvarez, E., Blundo, C., Bunyavejchewin, S., Chuyong, G., Davies, S. J., Duque, Á., Ewango, C. N., Flores, O., Franklin, J. F., … Zavala, M. A. (2014). Rate of tree carbon accumulation increases continuously with tree size. Nature, 507(7490), 90-93. https://doi.org/10.1038/nature12914

Szmyt, J. y Dering, M. (2024). Adaptive Silviculture and Climate Change-A Forced Marriage of the 21st Century? Sustainability (Switzerland), 16(7). https://doi.org/10.3390/su16072703

Toledo, M., Poorter, L., Peña-Claros, M., Alarcón, A., Balcázar, J., Leaño, C., ... y Bongers, F. (2011). Climate and soil drive forest structure in Bolivian lowland forests. Journal of Tropical Ecology, 27(4), 333-346. https://doi.org/10.1017/S0266467411000207

Trouillier, M., van der Plas, F., Oliveras, I., Turner, B. L. y Svenning, J.-C. (2020). Legacy effects of historical land use on current forest structure and diversity. Ecology Letters, 23(2), 273-283. https://doi.org/10.1111/ele.13428

Ulate, J. (2015). Generalidades del Área de Conservación Arenal Huetar Norte, Costa Rica. http://parquenacionalvolcanarenal.blogspot.com/p/area-de-conservacion-arenal-huetar.html

Vanclay, J. K. (1994). Modelling forest growth and yield: Applications to mixed tropical forests. CAB International.

Wagner, U. (2000). Efectos de la corta selectiva sobre la composición florística y la estructura de los bosques húmedos de la vertiente atlántica de Costa Rica. Eschborn, Alemania: GTZ.

Zúñiga, C. (2018). Rentabilidad del aprovechamiento maderable de los planes de manejo aprobados en el período 2010-2013 y su efecto en el costo de oportunidad de la tierra, para el área de conservación Arenal-Huetar Norte, Costa Rica. [Tesis de licenciatura, Universidad Nacional].

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1. 1 Instituto de Investigación y Servicios Forestales de la Universidad Nacional (UNA). Heredia, Costa Rica. victor.meza.picado@una.ac.cr; https://orcid.org/0000-0002-8223-47614

2. 2 Ingeniero forestal, Licenciado en Manejo Forestal de la Universidad Nacional, San José, Costa Rica. pd88abarca@gmail.com, http://orcid.org/0000-0001-5193-678X