CRECIMIENTO A CRÉDITO: LA DEUDA
ECOLÓGICA COMO MOTOR ECONÓMICO
GROWTH ON CREDIT: ECOLOGICAL DEBT AS AN
ECONOMIC ENGINE
Lorena Muñoz del Campo
Universitat de Lleida, Escola de Doctorat, Spain
Igor Parra Vergara
Fundación Atapuerca, España
pág. 3988
DOI: https://doi.org/10.37811/cl_rcm.v10i3.24439
Crecimiento a Crédito: la Deuda Ecológica como Motor Económico
Lorena Muñoz del Campo1 Igor Parra Vergara
munoz.lorena@icloud.com
https://orcid.org/0000-0002-0986-1582
Universitat de Lleida, Escola de Doctorat, Pl.
Victor Siurana, 1 - 25003 Lleida, Spain
igor.parravergara@gmail.com
https://orcid.org/0000-0001-6179-4391
Fundación Atapuerca, Calle Ctra. Logroño, 44,
09198 Ibeas de Juarros, Burgos, España
RESUMEN
La expansión exponencial de la tecnosfera antropogénica ha alcanzado una magnitud comparable a la
biomasa viva global. Esto cuestiona la compatibilidad a largo plazo entre crecimiento económico y
límites biofísicos. Este estudio proporciona una evaluación cuantitativa del apalancamiento del
crecimiento económico a partir de las biocapacidades y su dependencia del déficits ecológicos.
Utilizando datos nacionales a partir de 1961, se analizan las relaciones dinámicas entre biocapacidad
(B), huella ecológica (HE), PIB y riqueza en nueve países OCDE: Chile, Colombia, México, Canadá,
Estados Unidos, Francia, Alemania, Reino Unido y Japón. Se utilizan indicadores de eficiencia de
riqueza y PIB por hectárea global. El apalancamiento ambiental se calcula a través de la HE y la
desigualdad en el acceso al capital natural mediante la distribución de la riqueza por percentiles. Los
resultados revelan una transición global hacia el sobregiro ecológico hacia 1970, déficits de
biocapacidad en la mayoría de las economías evaluadas y una fuerte heterogeneidad en la eficiencia. Se
propone un marco dinámico basado en matrices para conceptualizar la deuda ambiental análogamente
al apalancamiento financiero, destacando los riesgos sistémicos a largo plazo de un endeudamiento
ecológico no gestionado.
Palabras clave: biocapacidad, huella ecológica, eficiencia, apalancamiento ambiental, desigualdad.
1 Autor Principal,
Correspondencia: munoz.lorena@icloud.com
DOI: https://doi.org/10.37811/cl_rcm.v10i3.24439
Crecimiento a Crédito: la Deuda Ecológica como Motor Económico
Lorena Muñoz del Campo1 Igor Parra Vergara
munoz.lorena@icloud.com
https://orcid.org/0000-0002-0986-1582
Universitat de Lleida, Escola de Doctorat, Pl.
Victor Siurana, 1 - 25003 Lleida, Spain
igor.parravergara@gmail.com
https://orcid.org/0000-0001-6179-4391
Fundación Atapuerca, Calle Ctra. Logroño, 44,
09198 Ibeas de Juarros, Burgos, España
RESUMEN
La expansión exponencial de la tecnosfera antropogénica ha alcanzado una magnitud comparable a la
biomasa viva global. Esto cuestiona la compatibilidad a largo plazo entre crecimiento económico y
límites biofísicos. Este estudio proporciona una evaluación cuantitativa del apalancamiento del
crecimiento económico a partir de las biocapacidades y su dependencia del déficits ecológicos.
Utilizando datos nacionales a partir de 1961, se analizan las relaciones dinámicas entre biocapacidad
(B), huella ecológica (HE), PIB y riqueza en nueve países OCDE: Chile, Colombia, México, Canadá,
Estados Unidos, Francia, Alemania, Reino Unido y Japón. Se utilizan indicadores de eficiencia de
riqueza y PIB por hectárea global. El apalancamiento ambiental se calcula a través de la HE y la
desigualdad en el acceso al capital natural mediante la distribución de la riqueza por percentiles. Los
resultados revelan una transición global hacia el sobregiro ecológico hacia 1970, déficits de
biocapacidad en la mayoría de las economías evaluadas y una fuerte heterogeneidad en la eficiencia. Se
propone un marco dinámico basado en matrices para conceptualizar la deuda ambiental análogamente
al apalancamiento financiero, destacando los riesgos sistémicos a largo plazo de un endeudamiento
ecológico no gestionado.
Palabras clave: biocapacidad, huella ecológica, eficiencia, apalancamiento ambiental, desigualdad.
1 Autor Principal,
Correspondencia: munoz.lorena@icloud.com
pág. 3989
Growth on Credit: Ecological Debt as an Economic Engine
ABSTRACT
The exponential expansion of the anthropogenic technosphere has reached a scale comparable to global
living biomass. This challenges the long-term compatibility between economic growth and biophysical
limits. This study provides a quantitative assessment of the leverage of economic growth from
biocapacities and its dependence on ecological deficits. Using national data from 1961 onwards, the
dynamic relationships between biocapacity (B), ecological footprint (EF), GDP, and wealth are
analyzed across nine OECD countries: Chile, Colombia, Mexico, Canada, the United States, France,
Germany, the United Kingdom, and Japan. Efficiency indicators of wealth and GDP per global hectare
are used. Environmental leverage is calculated through EF, and inequality in access to natural capital is
assessed using wealth distribution by percentiles. Results reveal a global transition into ecological
overshoot around 1970, biocapacity deficits in most of the economies assessed, and strong cross-
country heterogeneity in efficiency. A dynamic matrix-based framework is proposed to conceptualize
environmental debt analogously to financial leverage, highlighting the long-term systemic risks of
unmanaged ecological indebtedness.
Keywords: biocapacity, ecological footprint, efficiency, environmental leverage, inequality.
Artículo recibido 25 abril 2026
Aceptado para publicación: 25 mayo 2026
Growth on Credit: Ecological Debt as an Economic Engine
ABSTRACT
The exponential expansion of the anthropogenic technosphere has reached a scale comparable to global
living biomass. This challenges the long-term compatibility between economic growth and biophysical
limits. This study provides a quantitative assessment of the leverage of economic growth from
biocapacities and its dependence on ecological deficits. Using national data from 1961 onwards, the
dynamic relationships between biocapacity (B), ecological footprint (EF), GDP, and wealth are
analyzed across nine OECD countries: Chile, Colombia, Mexico, Canada, the United States, France,
Germany, the United Kingdom, and Japan. Efficiency indicators of wealth and GDP per global hectare
are used. Environmental leverage is calculated through EF, and inequality in access to natural capital is
assessed using wealth distribution by percentiles. Results reveal a global transition into ecological
overshoot around 1970, biocapacity deficits in most of the economies assessed, and strong cross-
country heterogeneity in efficiency. A dynamic matrix-based framework is proposed to conceptualize
environmental debt analogously to financial leverage, highlighting the long-term systemic risks of
unmanaged ecological indebtedness.
Keywords: biocapacity, ecological footprint, efficiency, environmental leverage, inequality.
Artículo recibido 25 abril 2026
Aceptado para publicación: 25 mayo 2026
pág. 3990
INTRODUCCIÓN
En 2020, la tecnosfera antropogénica alcanzó una masa en peso seco estimada en 1,1 teratoneladas (10¹²
toneladas), magnitud equivalente a la biomasa viva global (Elhacham et al., 2020). Esta expansión
material se ha producido a una tasa de 3% por más de 120 años (Krausmann et al., 2018; Zalasiewicz
et al., 2016). Lo anterior impone restricciones significativas sobre los ecosistemas naturales. Estas
perturbaciones e interacciones entre la biomasa y el tecnoma, trascienden las fronteras nacionales y
generan desafíos ambientales globales. Se modifican los ciclos bioquímicos y biológicos fundamentales
por la influencia de los sistemas económicos industriales, lo que deriva entonces en la triple crisis de
cambio climático, pérdida de la biodiversidad y residuos plásticos (IPCC, 2023).
La humanidad enfrenta límites planetarios definidos por recursos finitos, mientras el modelo económico
predominante persigue un crecimiento teóricamente continuo (Rockström et al., 2009). Este punto, uno
de los principios fundamentales de la economía moderna y del sistema capitalista se sustenta en la
innovación tecnológica y el incremento de la productividad. Sin embargo, diversos autores han
cuestionado la posibilidad de mantener un crecimiento indefinido debido a las restricciones biofísicas
y ecológicas inherentes a un planeta con recursos finitos (Daly, 1996; Jackson, 2017; Meadows et al.,
1972). Esta contradicción entre finitud física y aspiración económica constituye el eje central del debate
sobre sostenibilidad. En las sociedades modernas, el crecimiento económico sigue siendo el paradigma
dominante, asociandose con el aumento del bienestar social, medido como incrementos de aspectos
como: la renta per cápita, la esperanza de vida, la reducción de la pobreza extrema y la ampliación del
acceso a la educación (OMS, 2021; OIT, 2022; UNESCO, 2021). Es así que, el crecimiento económico
continúa siendo el principal objetivo de las políticas públicas para instituciones internacionales
(Wolters, 2022).
Sin embargo, este imperativo del crecimiento se enfrenta con límites biofísicos que nos plantea el
planeta. Los ecosistemas están sujetos a condiciones climáticas, edáficas e hidrológicas regionales que
definen su capacidad su carga de las actividades antropogénicas (Rockstrom et al., 2009; DuPuy et al.,
2015). Aunque dichas condiciones surgen de procesos naturales, estos están siendo cada vez más
afectados por una actividad económica acelerada que introduce agentes antropogénicos en los
ecosistemas.
INTRODUCCIÓN
En 2020, la tecnosfera antropogénica alcanzó una masa en peso seco estimada en 1,1 teratoneladas (10¹²
toneladas), magnitud equivalente a la biomasa viva global (Elhacham et al., 2020). Esta expansión
material se ha producido a una tasa de 3% por más de 120 años (Krausmann et al., 2018; Zalasiewicz
et al., 2016). Lo anterior impone restricciones significativas sobre los ecosistemas naturales. Estas
perturbaciones e interacciones entre la biomasa y el tecnoma, trascienden las fronteras nacionales y
generan desafíos ambientales globales. Se modifican los ciclos bioquímicos y biológicos fundamentales
por la influencia de los sistemas económicos industriales, lo que deriva entonces en la triple crisis de
cambio climático, pérdida de la biodiversidad y residuos plásticos (IPCC, 2023).
La humanidad enfrenta límites planetarios definidos por recursos finitos, mientras el modelo económico
predominante persigue un crecimiento teóricamente continuo (Rockström et al., 2009). Este punto, uno
de los principios fundamentales de la economía moderna y del sistema capitalista se sustenta en la
innovación tecnológica y el incremento de la productividad. Sin embargo, diversos autores han
cuestionado la posibilidad de mantener un crecimiento indefinido debido a las restricciones biofísicas
y ecológicas inherentes a un planeta con recursos finitos (Daly, 1996; Jackson, 2017; Meadows et al.,
1972). Esta contradicción entre finitud física y aspiración económica constituye el eje central del debate
sobre sostenibilidad. En las sociedades modernas, el crecimiento económico sigue siendo el paradigma
dominante, asociandose con el aumento del bienestar social, medido como incrementos de aspectos
como: la renta per cápita, la esperanza de vida, la reducción de la pobreza extrema y la ampliación del
acceso a la educación (OMS, 2021; OIT, 2022; UNESCO, 2021). Es así que, el crecimiento económico
continúa siendo el principal objetivo de las políticas públicas para instituciones internacionales
(Wolters, 2022).
Sin embargo, este imperativo del crecimiento se enfrenta con límites biofísicos que nos plantea el
planeta. Los ecosistemas están sujetos a condiciones climáticas, edáficas e hidrológicas regionales que
definen su capacidad su carga de las actividades antropogénicas (Rockstrom et al., 2009; DuPuy et al.,
2015). Aunque dichas condiciones surgen de procesos naturales, estos están siendo cada vez más
afectados por una actividad económica acelerada que introduce agentes antropogénicos en los
ecosistemas.
pág. 3991
En la actualidad, se observa un creciente consenso acerca de la relevancia respecto de la integración de
las consideraciones ambientales y los paradigmas de desarrollo económico. Esta perspectiva busca
entender cómo ocurre el crecimiento, y no solo si este ocurre. Se enfatiza de este modo los impactos
sistémicos, los cambios físicos, climáticos y ecológicos por sobre la evolución social a largo plazo
(Anderson, 2012; Duplessy et al., 2014; Carbonell y Parra, 2024).
El desarrollo de la economía verde o ecológica refleja este cambio y se orienta a un equilibrio en
términos del costo social del desarrollo económico (Coase, 2013). Un aspecto central de esta disciplina
es el reconocimiento de los límites biofísicos y de las causas de las disfunciones socioeconómicas
derivadas de la degradación ambiental. Estas ideas cuestionan los modelos de crecimiento neoclásicos,
que tradicionalmente han ignorado el medio ambiente como factor de producción (Beder, 2011). La
escasez surge cuando el ideal del crecimiento económico infinito se encuentra con las restricciones
reales de los recursos naturales finitos. Dentro de este marco, la biocapacidad se incorpora como un
factor complementario en las funciones de producción agregadas, lo que permite evaluar empíricamente
los umbrales ambientales (Alam, Murad, Noman, y Ozturk, 2016).
Incorporar la biocapacidad en los marcos neoclásicos permite evaluar los costos sociales de superar los
umbrales ecológicos. También facilita la planificación cuantitativa para el uso sostenible del capital
natural, tanto en el espacio como en el tiempo (Coase, 2013; Bina, 2013).
El debate académico sobre sostenibilidad continúa evolucionando. Los defensores de la sostenibilidad
débil enfatizan los peligros de traspasar los límites de biocapacidad del planeta debido a presiones
antropogénicas no controladas (Miraux, 2022). Los tecnoptimistas sostienen que el crecimiento
económico, a través de la innovación y el avance tecnológico, puede aumentar la biocapacidad y
realinearla con las demandas globales, manteniendo el crecimiento del PIB per cápita a largo plazo
(Hassan, Baloch, Mahmood, y Zhang, 2019).
Este trabajo busca contribuir al debate mediante el análisis de datos empíricos sobre la relación entre
biocapacidad y crecimiento económico, a pesar de las limitaciones metodológicas inherentes al trabajo
con datos reales (Borucke et al., 2013). A partir de estadísticas nacionales y una muestra representativa
de países, se identifican tendencias y umbrales clave que caracterizan la relación entre la tecnosfera en
expansión y la biosfera.
En la actualidad, se observa un creciente consenso acerca de la relevancia respecto de la integración de
las consideraciones ambientales y los paradigmas de desarrollo económico. Esta perspectiva busca
entender cómo ocurre el crecimiento, y no solo si este ocurre. Se enfatiza de este modo los impactos
sistémicos, los cambios físicos, climáticos y ecológicos por sobre la evolución social a largo plazo
(Anderson, 2012; Duplessy et al., 2014; Carbonell y Parra, 2024).
El desarrollo de la economía verde o ecológica refleja este cambio y se orienta a un equilibrio en
términos del costo social del desarrollo económico (Coase, 2013). Un aspecto central de esta disciplina
es el reconocimiento de los límites biofísicos y de las causas de las disfunciones socioeconómicas
derivadas de la degradación ambiental. Estas ideas cuestionan los modelos de crecimiento neoclásicos,
que tradicionalmente han ignorado el medio ambiente como factor de producción (Beder, 2011). La
escasez surge cuando el ideal del crecimiento económico infinito se encuentra con las restricciones
reales de los recursos naturales finitos. Dentro de este marco, la biocapacidad se incorpora como un
factor complementario en las funciones de producción agregadas, lo que permite evaluar empíricamente
los umbrales ambientales (Alam, Murad, Noman, y Ozturk, 2016).
Incorporar la biocapacidad en los marcos neoclásicos permite evaluar los costos sociales de superar los
umbrales ecológicos. También facilita la planificación cuantitativa para el uso sostenible del capital
natural, tanto en el espacio como en el tiempo (Coase, 2013; Bina, 2013).
El debate académico sobre sostenibilidad continúa evolucionando. Los defensores de la sostenibilidad
débil enfatizan los peligros de traspasar los límites de biocapacidad del planeta debido a presiones
antropogénicas no controladas (Miraux, 2022). Los tecnoptimistas sostienen que el crecimiento
económico, a través de la innovación y el avance tecnológico, puede aumentar la biocapacidad y
realinearla con las demandas globales, manteniendo el crecimiento del PIB per cápita a largo plazo
(Hassan, Baloch, Mahmood, y Zhang, 2019).
Este trabajo busca contribuir al debate mediante el análisis de datos empíricos sobre la relación entre
biocapacidad y crecimiento económico, a pesar de las limitaciones metodológicas inherentes al trabajo
con datos reales (Borucke et al., 2013). A partir de estadísticas nacionales y una muestra representativa
de países, se identifican tendencias y umbrales clave que caracterizan la relación entre la tecnosfera en
expansión y la biosfera.
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El concepto de escasez se introduce así en la teoría económica cuando el ideal del crecimiento infinito
converge con los recursos físicos finitos, y la biocapacidad se considera un insumo complementario en
la función de producción agregada (Alam, Murad, Noman, y Ozturk, 2016)
MATERIALES Y MÉTODOS
Considerando que la función productiva concibe los recursos naturales como un flujo continuo de la
naturaleza a la economía, nuestro objetivo fue evaluar cuantitativamente cómo el medio ambiente
sostiene la creación de riqueza y producto interno bruto (PIB). Por lo tanto, primero evaluamos la
evolución de la biocapacidad (B, expresada en hectáreas globales, hag) y la huella ecológica (HE,
también en hag) para cada país durante el período 1961–2017 (York University, 2021).
Siguiendo las definiciones de la Footprint Network, la biocapacidad (B) representa "la capacidad de los
ecosistemas para regenerar lo que las personas demandan de esas superficies. Mide la capacidad de los
ecosistemas para producir materiales biológicos utilizados por los seres humanos y para absorber los
residuos generados bajo las tecnologías de gestión y extracción vigentes" (Wackernagel et al., 2002;
Wackernagel y Beyers, 2019).
La huella ecológica (HE) se define como "la medida de cuánta área de tierra y agua biológicamente
productiva necesita un individuo, población o actividad para producir los recursos que consume y
absorber los residuos que genera, utilizando la tecnología y las prácticas de gestión de recursos
predominantes" (Wackernagel y Rees, 1996, p. 11).
Tal como se muestra en la Figura 1, tanto la biocapacidad como la Huella ecológica, se componen de
seis subcomponentes. Estas són, para la biocapacidad B₁ = suelo urbanizado, B₂ = absorción de
carbono, B₃ = tierras de cultivo, B₄ = mar productivo, zonas de pesca, B₅ = terrenos forestales y B₆ =
pasturas. De manera similar, la huella ecológica incluye: HE₁ = suelo urbanizado, HE₂ = carbono, HE₃
= tierras de cultivo, HE₄ = zonas de pesca, mar productivo, HE₅ = terrenos forestales y HE₆ = pasturas
(York University, 2021).
El concepto de escasez se introduce así en la teoría económica cuando el ideal del crecimiento infinito
converge con los recursos físicos finitos, y la biocapacidad se considera un insumo complementario en
la función de producción agregada (Alam, Murad, Noman, y Ozturk, 2016)
MATERIALES Y MÉTODOS
Considerando que la función productiva concibe los recursos naturales como un flujo continuo de la
naturaleza a la economía, nuestro objetivo fue evaluar cuantitativamente cómo el medio ambiente
sostiene la creación de riqueza y producto interno bruto (PIB). Por lo tanto, primero evaluamos la
evolución de la biocapacidad (B, expresada en hectáreas globales, hag) y la huella ecológica (HE,
también en hag) para cada país durante el período 1961–2017 (York University, 2021).
Siguiendo las definiciones de la Footprint Network, la biocapacidad (B) representa "la capacidad de los
ecosistemas para regenerar lo que las personas demandan de esas superficies. Mide la capacidad de los
ecosistemas para producir materiales biológicos utilizados por los seres humanos y para absorber los
residuos generados bajo las tecnologías de gestión y extracción vigentes" (Wackernagel et al., 2002;
Wackernagel y Beyers, 2019).
La huella ecológica (HE) se define como "la medida de cuánta área de tierra y agua biológicamente
productiva necesita un individuo, población o actividad para producir los recursos que consume y
absorber los residuos que genera, utilizando la tecnología y las prácticas de gestión de recursos
predominantes" (Wackernagel y Rees, 1996, p. 11).
Tal como se muestra en la Figura 1, tanto la biocapacidad como la Huella ecológica, se componen de
seis subcomponentes. Estas són, para la biocapacidad B₁ = suelo urbanizado, B₂ = absorción de
carbono, B₃ = tierras de cultivo, B₄ = mar productivo, zonas de pesca, B₅ = terrenos forestales y B₆ =
pasturas. De manera similar, la huella ecológica incluye: HE₁ = suelo urbanizado, HE₂ = carbono, HE₃
= tierras de cultivo, HE₄ = zonas de pesca, mar productivo, HE₅ = terrenos forestales y HE₆ = pasturas
(York University, 2021).
pág. 3993
Figura 1
La biocapacidad (B) y la huella ecológica (HE) per cápita se calcularon dividiendo la B total y la HE
total por la población nacional, mientras que los valores por adulto se obtuvieron dividiendo B y HE
por la población de 15 a 64 años (York University, 2021; World Bank, 2021).
Las ecuaciones de variación son:
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 1 △ 𝐺𝑥𝑦 = 𝐺𝑦−𝐺𝑥
𝐺𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 2 △ 𝑅𝑥𝑦 = 𝑅𝑦−𝑅𝑥
𝑅𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 3 △ 𝐵𝑥𝑦 = 𝐵𝑦−𝐵𝑥
𝐵𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 4 △ 𝐸𝐹𝑥𝑦 = 𝐸𝐹𝑦−𝐸𝐹𝑥
𝐸𝐹𝑥 ∗ 100
donde B = biocapacidad, HE = huella ecológica, R = riqueza, G = PIB.
Para evaluar la eficiencia en el uso de los recursos naturales que entran en la economía, calculamos
cuánta riqueza y PIB se generaban por unidad de biocapacidad en un año determinado. Dentro del
modelo económico lineal heredado de la Revolución Industrial, evaluamos también el impacto de la
generación de PIB y riqueza por unidad de huella ecológica. Además, determinamos la variación de la
productividad de R y G con respecto a B y HE para cuantificar cuántas hectáreas globales se requerían
para producir un dólar estadounidense de riqueza y PIB.
Se construyó una tabla sintética para expresar esta relación como:
1 USD (PIB) = "x" hag | 1 USD (riqueza) = "y" hag
Figura 1
La biocapacidad (B) y la huella ecológica (HE) per cápita se calcularon dividiendo la B total y la HE
total por la población nacional, mientras que los valores por adulto se obtuvieron dividiendo B y HE
por la población de 15 a 64 años (York University, 2021; World Bank, 2021).
Las ecuaciones de variación son:
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 1 △ 𝐺𝑥𝑦 = 𝐺𝑦−𝐺𝑥
𝐺𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 2 △ 𝑅𝑥𝑦 = 𝑅𝑦−𝑅𝑥
𝑅𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 3 △ 𝐵𝑥𝑦 = 𝐵𝑦−𝐵𝑥
𝐵𝑥 ∗ 100
𝐸𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 4 △ 𝐸𝐹𝑥𝑦 = 𝐸𝐹𝑦−𝐸𝐹𝑥
𝐸𝐹𝑥 ∗ 100
donde B = biocapacidad, HE = huella ecológica, R = riqueza, G = PIB.
Para evaluar la eficiencia en el uso de los recursos naturales que entran en la economía, calculamos
cuánta riqueza y PIB se generaban por unidad de biocapacidad en un año determinado. Dentro del
modelo económico lineal heredado de la Revolución Industrial, evaluamos también el impacto de la
generación de PIB y riqueza por unidad de huella ecológica. Además, determinamos la variación de la
productividad de R y G con respecto a B y HE para cuantificar cuántas hectáreas globales se requerían
para producir un dólar estadounidense de riqueza y PIB.
Se construyó una tabla sintética para expresar esta relación como:
1 USD (PIB) = "x" hag | 1 USD (riqueza) = "y" hag
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Para evaluar la desigualdad en el acceso a los recursos naturales utilizamos la distribución de la riqueza
por percentil (tabla Ia). Calculamos la relación R/G (que denominamos MP). Complementariamente,
calculamos el cociente MP por percentil: MP50%, MP90%, MP10%, MP5% y MP1%. También se
calcula la distancia entre MP1% y cada uno de los demás percentiles, es decir, la distancia entre (MP1%;
MP50%), (MP1%; MP90%), (MP1%; MP10%) y (MP1%; MP5%) (Tabla Ib).
Tabla Ia - Participaciones de riqueza 2017 por percentil y país
Percentiles 50% 90% 10% 5% 1%
Chile 4,50 32,1 67,9 58,1 39,8
Colombia 5,10 39,5 60,5 48,2 27,4
México 5,80 40,1 59,9 47,9 28,4
Francia 5,00 46,3 53,7 41,5 21,6
Alemania 2,40 34,8 65,2 53,6 32,3
Reino Unido 4,20 42,8 57,2 44,3 24,3
Canadá 4,50 41,5 58,5 46,0 26,1
EE. UU. 1,10 23,5 76,5 65,4 38,3
Japón 10,50 54,7 45,3 32,2 14,6
Mundo 0,60 12,2 87,8 76,4 50,1
Fuente: Credit Suisse (2019) y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
Tabla Ib – MP por percentil y Coeficiente de Gini
País Distancia Indice MP por Percentil Indice Gini
top1%–
50%
top1%–
90%
top1%–
10%
top1%–
5%
(%) Año
Chile 442,22 111,59 5,86 3,43 44,4 2017
Colombia 268,63 62,43 4,53 2,84 49,7
México 244,83 63,74 4,74 2,96 46,3 2016
Francia 216,00 41,99 4,02 2,60 31,6 2017
Alemania 672,92 83,53 4,95 3,01 31,9 2016
Reino Unido 289,29 38,23 4,25 2,74 35,1
2017Canadá 290,00 56,60 4,46 2,84 33,3
EE. UU. 1740,91 146,68 5,01 2,93 41,2
Japón 69,52 24,02 3,22 2,27 32,9 2013
Mundo 4175,00 369,59 5,71 3,28 - -
Fuente: Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
Para evaluar la desigualdad en el acceso a los recursos naturales utilizamos la distribución de la riqueza
por percentil (tabla Ia). Calculamos la relación R/G (que denominamos MP). Complementariamente,
calculamos el cociente MP por percentil: MP50%, MP90%, MP10%, MP5% y MP1%. También se
calcula la distancia entre MP1% y cada uno de los demás percentiles, es decir, la distancia entre (MP1%;
MP50%), (MP1%; MP90%), (MP1%; MP10%) y (MP1%; MP5%) (Tabla Ib).
Tabla Ia - Participaciones de riqueza 2017 por percentil y país
Percentiles 50% 90% 10% 5% 1%
Chile 4,50 32,1 67,9 58,1 39,8
Colombia 5,10 39,5 60,5 48,2 27,4
México 5,80 40,1 59,9 47,9 28,4
Francia 5,00 46,3 53,7 41,5 21,6
Alemania 2,40 34,8 65,2 53,6 32,3
Reino Unido 4,20 42,8 57,2 44,3 24,3
Canadá 4,50 41,5 58,5 46,0 26,1
EE. UU. 1,10 23,5 76,5 65,4 38,3
Japón 10,50 54,7 45,3 32,2 14,6
Mundo 0,60 12,2 87,8 76,4 50,1
Fuente: Credit Suisse (2019) y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
Tabla Ib – MP por percentil y Coeficiente de Gini
País Distancia Indice MP por Percentil Indice Gini
top1%–
50%
top1%–
90%
top1%–
10%
top1%–
5%
(%) Año
Chile 442,22 111,59 5,86 3,43 44,4 2017
Colombia 268,63 62,43 4,53 2,84 49,7
México 244,83 63,74 4,74 2,96 46,3 2016
Francia 216,00 41,99 4,02 2,60 31,6 2017
Alemania 672,92 83,53 4,95 3,01 31,9 2016
Reino Unido 289,29 38,23 4,25 2,74 35,1
2017Canadá 290,00 56,60 4,46 2,84 33,3
EE. UU. 1740,91 146,68 5,01 2,93 41,2
Japón 69,52 24,02 3,22 2,27 32,9 2013
Mundo 4175,00 369,59 5,71 3,28 - -
Fuente: Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
pág. 3995
Con el objeto de poder evaluar la eficiencia del uso de los recursos en la creación de riqueza y
crecimiento económico, calculamos la cantidad de hag necesarias para producir PIB (G) y riqueza (R).
A partir de dicha información y de la distribución de riqueza por cada percentil (Tabla Ia, Muñoz del
Campo y Parra Vergara, 2024), pudimos entonces determinar el acceso que tiene cada percentil a la
Biocapacidad necesaria para producir su cuota de G y R y el impacto en HE tal como se resume en la
Tabla Ic.
Tabla Ic - "R" por adulto por percentil y "G" medio por adulto (USD corrientes por adulto, 2017)
El apalancamiento ambiental total se determinó como la diferencia entre la riqueza por B (USD por
hag), y la riqueza por HE (USD por hag), y entre el PIB por B (USD por hag) y el PIB por HE (USD
por hag) (tabla Id y tabla Ie). La disponibilidad de datos definió los períodos de evaluación. La
información de Riqueza (R): 2000–2019 proviene de Credit Suisse, (2019).
Para la base de datos de PIB (G), población (total y adultos): 1961–2020, se utilizó World Bank, (2021).
Finalmente, la información de biocapacidad (B) y huella ecológica (HE): 1961–2019, se obtuvieron de
Global Footprint Network, (2021).
País "R" por adulto por percentil G medio
por adulto50% 90% 10% 5% 1%
Chile 5.490 21.757 414.197 708.833 2.427.844 21.178
Colombia 1.724 7.416 102.229 162.890 462.987 9.453
México 3.426 13.159 176.912 282.941 838.782 14.262
Francia 33.432 171.989 1.795.301 2.774.859 7.221.321 54.606
Alemania 12.930 104.156 1.756.286 2.887.637 8.700.622 56.831
Reino Unido 28.782 217.771 1.959.936 3.035.845 8.326.303 55.207
Canadá 31.946 163.673 2.076.483 3.265.580 9.264.309 59.597
EE. UU. 9.927 117.816 3.451.766 5.901.842 17.281.389 87.410
Japón 65.913 190.764 1.421.840 2.021.335 4.582.531 67.727
Mundo 859 9.704 628.514 1.093.814 3.586.393 17.521
Fuente: Este artículo y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
Con el objeto de poder evaluar la eficiencia del uso de los recursos en la creación de riqueza y
crecimiento económico, calculamos la cantidad de hag necesarias para producir PIB (G) y riqueza (R).
A partir de dicha información y de la distribución de riqueza por cada percentil (Tabla Ia, Muñoz del
Campo y Parra Vergara, 2024), pudimos entonces determinar el acceso que tiene cada percentil a la
Biocapacidad necesaria para producir su cuota de G y R y el impacto en HE tal como se resume en la
Tabla Ic.
Tabla Ic - "R" por adulto por percentil y "G" medio por adulto (USD corrientes por adulto, 2017)
El apalancamiento ambiental total se determinó como la diferencia entre la riqueza por B (USD por
hag), y la riqueza por HE (USD por hag), y entre el PIB por B (USD por hag) y el PIB por HE (USD
por hag) (tabla Id y tabla Ie). La disponibilidad de datos definió los períodos de evaluación. La
información de Riqueza (R): 2000–2019 proviene de Credit Suisse, (2019).
Para la base de datos de PIB (G), población (total y adultos): 1961–2020, se utilizó World Bank, (2021).
Finalmente, la información de biocapacidad (B) y huella ecológica (HE): 1961–2019, se obtuvieron de
Global Footprint Network, (2021).
País "R" por adulto por percentil G medio
por adulto50% 90% 10% 5% 1%
Chile 5.490 21.757 414.197 708.833 2.427.844 21.178
Colombia 1.724 7.416 102.229 162.890 462.987 9.453
México 3.426 13.159 176.912 282.941 838.782 14.262
Francia 33.432 171.989 1.795.301 2.774.859 7.221.321 54.606
Alemania 12.930 104.156 1.756.286 2.887.637 8.700.622 56.831
Reino Unido 28.782 217.771 1.959.936 3.035.845 8.326.303 55.207
Canadá 31.946 163.673 2.076.483 3.265.580 9.264.309 59.597
EE. UU. 9.927 117.816 3.451.766 5.901.842 17.281.389 87.410
Japón 65.913 190.764 1.421.840 2.021.335 4.582.531 67.727
Mundo 859 9.704 628.514 1.093.814 3.586.393 17.521
Fuente: Este artículo y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
pág. 3996
Tabla Id.- Apalancamiento del Crecimiento de la economía medido como Hectáreas Globales (gha) de
biocapacidad requerida (B) y Huella Ecológica producida (HE) por unidad de Producto interno bruto
generado (USD de G) - años 2000, 2010 y 2017).
País gha de B requerida por 1 US$ de
G
gha de EF producida por 1 US$ de G
2000 2010 2017 2000 2010 2017
Chile 731 272 222 707 312 278
Colombia 1810 604 566 798 326 301
Mexico 243 165 136 483 415 314
Francia 129 66 63 242 125 115
Reino Unido 47 30 25 204 136 98
Alemania 73 41 35 231 128 105
Canada 730 331 333 377 177 179
Estados Unidos 107 75 57 282 184 134
Japón 18 15 15 148 116 120
Mundo 335 177 149 462 297 258
Fuente: Este artículo basado en: PIB (G) (World Bank, 2021); B and EF (Global Footprint Network, 2021)
Tabla Ie.- Apalancamiento del Crecimiento de la economía medido como Hectáreas Globales (gha) de
biocapacidad requerida (B) y Huella Ecológica producida (HE) por unidad de Riqueza generada (USD
de R) - años 2000, 2010 y 2017).
País gha de B requerida por 1 US$ de R gha de EF producida por 1 US$ de R
2000 2010 2017 2000 2010 2017
Chile 327 114 79 316 131 100
Colombia 1923 464 313 848 250 166
Mexico 120 94 60 238 236 139
Francia 37 13 12 70 25 22
Reino Unido 11,9 6,9 5 51,4 30,7 19,4
Alemania 23 12 9 73 37 27
Canada 207 80 63 107 42 34
Estados Unidos 26 19 12 68 46 27
Japón 4,2 3,1 3,2 34,7 24,5 24,8
Mundo 96 49 34 133 82 60
Fuente: Este artículo basado en: PIB (G) (World Bank, 2021); B and EF (Global Footprint Network, 2021)
Los países de interés para este artículo son los países latinoamericanos pertenecientes a la OCDE (Chile,
Colombia y México), y economías de su entorno económico: tres economías Europeas fuertes (Francia,
el Reino Unido, Alemania), Estados Unidos y Canadá, además de Japón.
Tabla Id.- Apalancamiento del Crecimiento de la economía medido como Hectáreas Globales (gha) de
biocapacidad requerida (B) y Huella Ecológica producida (HE) por unidad de Producto interno bruto
generado (USD de G) - años 2000, 2010 y 2017).
País gha de B requerida por 1 US$ de
G
gha de EF producida por 1 US$ de G
2000 2010 2017 2000 2010 2017
Chile 731 272 222 707 312 278
Colombia 1810 604 566 798 326 301
Mexico 243 165 136 483 415 314
Francia 129 66 63 242 125 115
Reino Unido 47 30 25 204 136 98
Alemania 73 41 35 231 128 105
Canada 730 331 333 377 177 179
Estados Unidos 107 75 57 282 184 134
Japón 18 15 15 148 116 120
Mundo 335 177 149 462 297 258
Fuente: Este artículo basado en: PIB (G) (World Bank, 2021); B and EF (Global Footprint Network, 2021)
Tabla Ie.- Apalancamiento del Crecimiento de la economía medido como Hectáreas Globales (gha) de
biocapacidad requerida (B) y Huella Ecológica producida (HE) por unidad de Riqueza generada (USD
de R) - años 2000, 2010 y 2017).
País gha de B requerida por 1 US$ de R gha de EF producida por 1 US$ de R
2000 2010 2017 2000 2010 2017
Chile 327 114 79 316 131 100
Colombia 1923 464 313 848 250 166
Mexico 120 94 60 238 236 139
Francia 37 13 12 70 25 22
Reino Unido 11,9 6,9 5 51,4 30,7 19,4
Alemania 23 12 9 73 37 27
Canada 207 80 63 107 42 34
Estados Unidos 26 19 12 68 46 27
Japón 4,2 3,1 3,2 34,7 24,5 24,8
Mundo 96 49 34 133 82 60
Fuente: Este artículo basado en: PIB (G) (World Bank, 2021); B and EF (Global Footprint Network, 2021)
Los países de interés para este artículo son los países latinoamericanos pertenecientes a la OCDE (Chile,
Colombia y México), y economías de su entorno económico: tres economías Europeas fuertes (Francia,
el Reino Unido, Alemania), Estados Unidos y Canadá, además de Japón.
pág. 3997
RESULTADOS
El análisis de la evolución de la biocapacidad (B) y la huella ecológica (HE) a lo largo del período en
evaluación, 1961 a 2017, reveló el momento en que cada país superó su biocapacidad y comienza a
utilizar un apalancamiento superando el límite biofísico de su respectivo país. Se observa en la Figura
2 que, por un lado, algunos país del entorno económico muestran un déficit ecológico desde 1961; esto
implica una superación de su biocapacidad por la huella ecologica (B < EF ). Por otro lado, otros países
mantienen un superhabit de biocapacidad (B>EF). En consecuencia, algunas naciones se convirtieron
en acreedoras netas de biocapacidad (B > HE), mientras que otras se convirtieron en deudoras netas (B
< HE).
Tal como se observa en la Figura 2, Francia, Alemania, el Reino Unido, Estados Unidos y Japón han
permanecido como deudores netos de biocapacidad desde 1961, mientras que Colombia y Canadá han
mantenido su estatus de acreedores.
Figura 2
En el caso de Chile y México reflejaron el patrón mundial, transitando de acreedores a deudores entre
1961 y 2017. En el caso de Chile, se observa un período que va desde 1995 hasta 2009, a lo largo del
cual los límites de la biocapacidad se van sobrepasando prácticamente uno a uno. Finalmente en 2009,
el país irreversiblemente entra en sobregiro ecológico. Al realizar un seguimiento de la variación de B
total y HE total y B percápita y HE percápita; tal como observamos en la Tabla III; se puede visualizar que Chile,
RESULTADOS
El análisis de la evolución de la biocapacidad (B) y la huella ecológica (HE) a lo largo del período en
evaluación, 1961 a 2017, reveló el momento en que cada país superó su biocapacidad y comienza a
utilizar un apalancamiento superando el límite biofísico de su respectivo país. Se observa en la Figura
2 que, por un lado, algunos país del entorno económico muestran un déficit ecológico desde 1961; esto
implica una superación de su biocapacidad por la huella ecologica (B < EF ). Por otro lado, otros países
mantienen un superhabit de biocapacidad (B>EF). En consecuencia, algunas naciones se convirtieron
en acreedoras netas de biocapacidad (B > HE), mientras que otras se convirtieron en deudoras netas (B
< HE).
Tal como se observa en la Figura 2, Francia, Alemania, el Reino Unido, Estados Unidos y Japón han
permanecido como deudores netos de biocapacidad desde 1961, mientras que Colombia y Canadá han
mantenido su estatus de acreedores.
Figura 2
En el caso de Chile y México reflejaron el patrón mundial, transitando de acreedores a deudores entre
1961 y 2017. En el caso de Chile, se observa un período que va desde 1995 hasta 2009, a lo largo del
cual los límites de la biocapacidad se van sobrepasando prácticamente uno a uno. Finalmente en 2009,
el país irreversiblemente entra en sobregiro ecológico. Al realizar un seguimiento de la variación de B
total y HE total y B percápita y HE percápita; tal como observamos en la Tabla III; se puede visualizar que Chile,
pág. 3998
México, el Reino Unido, Alemania, Canadá y Estados Unidos experimentaron aumentos en la B total,
mientras que Colombia y Japón mostraron disminuciones. Sin embargo, la mayoría de los países —
incluyendo Chile, Colombia, México, Canadá, Estados Unidos y Japón— mostraron una disminución
significativa de la B per cápita, junto con un aumento de la HE per cápita durante el mismo período.
Tabla III - Variación de B, HE, B por habitante y HE por habitante en el período 1961 a 2017 (en %
por hag)
Globalmente, el equilibrio entre biocapacidad y huella ecológica ocurrió alrededor de 1970, cuando B
= HE ≈ 2,7 hag por persona, marcando el inicio del sobregiro ecológico global.
Si consideramos que globalmente, la riqueza aumentó sustancialmente a lo largo del siglo XXI, quedaría
de manifiesto en la práctica la dependencia directa de la biocapacidad y un aumento proporcional de la
huella ecológica.
País Variación en
B (%)
Variación de B por
habitante (%)
Variación en
HE (%)
Variación de HE por
habitante (%)
Chile 24,31% -41,35% 325,62% -32,13%
Colombia -1,95% -64,52% 170,89% 0,34%
México 9,45% -62,75% 355,80% -3,68%
Francia 45,56% -3,17% 46,89% 23,71%
Reino Unido 32,14% 2,62% -11,47% 24,04%
Alemania 31,62% 11,68% -2,27% 23,87%
Canadá 14,13% -44,04% 107,75% 4,96%
Estados Unidos 23,58% -27,99% 71,04% 15,78%
Japón -20,09% -38,75% 103,46% 18,79%
Mundo 24,03% -47,92% 188,45% -4,03%
Fuente: Este articulo a partir de Global Footprint Network (2021) y World Bank 2021.
México, el Reino Unido, Alemania, Canadá y Estados Unidos experimentaron aumentos en la B total,
mientras que Colombia y Japón mostraron disminuciones. Sin embargo, la mayoría de los países —
incluyendo Chile, Colombia, México, Canadá, Estados Unidos y Japón— mostraron una disminución
significativa de la B per cápita, junto con un aumento de la HE per cápita durante el mismo período.
Tabla III - Variación de B, HE, B por habitante y HE por habitante en el período 1961 a 2017 (en %
por hag)
Globalmente, el equilibrio entre biocapacidad y huella ecológica ocurrió alrededor de 1970, cuando B
= HE ≈ 2,7 hag por persona, marcando el inicio del sobregiro ecológico global.
Si consideramos que globalmente, la riqueza aumentó sustancialmente a lo largo del siglo XXI, quedaría
de manifiesto en la práctica la dependencia directa de la biocapacidad y un aumento proporcional de la
huella ecológica.
País Variación en
B (%)
Variación de B por
habitante (%)
Variación en
HE (%)
Variación de HE por
habitante (%)
Chile 24,31% -41,35% 325,62% -32,13%
Colombia -1,95% -64,52% 170,89% 0,34%
México 9,45% -62,75% 355,80% -3,68%
Francia 45,56% -3,17% 46,89% 23,71%
Reino Unido 32,14% 2,62% -11,47% 24,04%
Alemania 31,62% 11,68% -2,27% 23,87%
Canadá 14,13% -44,04% 107,75% 4,96%
Estados Unidos 23,58% -27,99% 71,04% 15,78%
Japón -20,09% -38,75% 103,46% 18,79%
Mundo 24,03% -47,92% 188,45% -4,03%
Fuente: Este articulo a partir de Global Footprint Network (2021) y World Bank 2021.
pág. 3999
Chile
Si se analiza el detalle del comportamiento de B y HE de Chile en el período, podemos observar que el
país presenta tres puntos de cruce entre B y HE (1995, 2004 y 2008). En 1995, B ≈ 3,91 hg/hab y HE ≈
3,92 hg/hab. Durante 2004, B ≈ 3,70 hg/hab y HE ≈ 3,71 hg/hab. Finalmente, en 2008 la biocapacidad
cayó por debajo de la huella ecológica (B = 3,49 hg/hab; HE = 3,82 hg/hab)
Cuando se analizan los componentes de la biocapacidad chilena para el período comprendido entre
1961 y 2017, se observa una disminución significativa en el componente B₄, correspondiente a las zonas
de pesca o mar productivo, junto con incrementos en los restantes componentes de la biocapacidad. En
cuanto a los componentes de la huella ecológica (HE), los resultados muestran un aumento significativo
en todas las categorías evaluadas (Tabla IVa).
Tabla IVa - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Chile, Colombia y México (1961 a 2017)
Componente Variable Chile (%) Colombia (%) México (%)
Suelo urbanizado ΔB% +785,3 +954,5 +593,5
ΔHE% +785,3 +954,5 +534,0
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +661,4 +482,4 +1.005,4
Tierras de cultivo ΔB% +78,1 +180,4 +159,2
ΔHE% +127,0 +384,1 +322,9
Zonas de pesca ΔB% –4,6 –4,5 –4,3
Chile
Si se analiza el detalle del comportamiento de B y HE de Chile en el período, podemos observar que el
país presenta tres puntos de cruce entre B y HE (1995, 2004 y 2008). En 1995, B ≈ 3,91 hg/hab y HE ≈
3,92 hg/hab. Durante 2004, B ≈ 3,70 hg/hab y HE ≈ 3,71 hg/hab. Finalmente, en 2008 la biocapacidad
cayó por debajo de la huella ecológica (B = 3,49 hg/hab; HE = 3,82 hg/hab)
Cuando se analizan los componentes de la biocapacidad chilena para el período comprendido entre
1961 y 2017, se observa una disminución significativa en el componente B₄, correspondiente a las zonas
de pesca o mar productivo, junto con incrementos en los restantes componentes de la biocapacidad. En
cuanto a los componentes de la huella ecológica (HE), los resultados muestran un aumento significativo
en todas las categorías evaluadas (Tabla IVa).
Tabla IVa - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Chile, Colombia y México (1961 a 2017)
Componente Variable Chile (%) Colombia (%) México (%)
Suelo urbanizado ΔB% +785,3 +954,5 +593,5
ΔHE% +785,3 +954,5 +534,0
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +661,4 +482,4 +1.005,4
Tierras de cultivo ΔB% +78,1 +180,4 +159,2
ΔHE% +127,0 +384,1 +322,9
Zonas de pesca ΔB% –4,6 –4,5 –4,3
pág. 4000
Componente Variable Chile (%) Colombia (%) México (%)
ΔHE% +177,9 +243,3 +1.548,0
Terrenos forestales ΔB% +13,3 –18,9 –23,5
ΔHE% +601,1 +35,2 +202,3
Pastizales ΔB% +36,6 +11,5 +0,03
ΔHE% +37,9 +24,3 +0,6
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
Tal como muetra la Figura 3, al desagregar tanto la biocapacidad (B) como la huella ecológica (HE)
en sus respectivos componentes, se observa que la transición de Chile desde una condición de país
acreedor ecológico hacia una condición de país deudor ecológico no corresponde a un fenómeno
instantáneo, sino a un proceso gradual desarrollado a lo largo de varias décadas.
Figura 3
Se constata que el impacto global del cambio de uso del suelo no se refleja plenamente en los valores
de huella ecológica (HE). La relación agregada entre biocapacidad (B) y huella ecológica parece haber
estado influenciada principalmente por la disminución de las tierras de cultivo observada durante la
década de 1990. Desde el año 2008, la dinámica registrada entre B y HE parece derivarse
fundamentalmente de reducciones en las superficies de pastizales y zonas de pesca. Sin embargo, el
incremento observado en algunos componentes puede atribuirse a transformaciones en el uso del suelo,
tales como la expansión de las tierras agrícolas, el aumento de las áreas urbanizadas y la ampliación de
los pastizales. No obstante, en lo relativo a los terrenos forestales, aún cuando se mantiene una
biocapacidad positiva, el país experimentó a lo largo de las últimas décadas procesos significativos de
sustitución de bosques nativos por plantaciones de especies exóticas, principalmente Eucalyptus
Componente Variable Chile (%) Colombia (%) México (%)
ΔHE% +177,9 +243,3 +1.548,0
Terrenos forestales ΔB% +13,3 –18,9 –23,5
ΔHE% +601,1 +35,2 +202,3
Pastizales ΔB% +36,6 +11,5 +0,03
ΔHE% +37,9 +24,3 +0,6
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
Tal como muetra la Figura 3, al desagregar tanto la biocapacidad (B) como la huella ecológica (HE)
en sus respectivos componentes, se observa que la transición de Chile desde una condición de país
acreedor ecológico hacia una condición de país deudor ecológico no corresponde a un fenómeno
instantáneo, sino a un proceso gradual desarrollado a lo largo de varias décadas.
Figura 3
Se constata que el impacto global del cambio de uso del suelo no se refleja plenamente en los valores
de huella ecológica (HE). La relación agregada entre biocapacidad (B) y huella ecológica parece haber
estado influenciada principalmente por la disminución de las tierras de cultivo observada durante la
década de 1990. Desde el año 2008, la dinámica registrada entre B y HE parece derivarse
fundamentalmente de reducciones en las superficies de pastizales y zonas de pesca. Sin embargo, el
incremento observado en algunos componentes puede atribuirse a transformaciones en el uso del suelo,
tales como la expansión de las tierras agrícolas, el aumento de las áreas urbanizadas y la ampliación de
los pastizales. No obstante, en lo relativo a los terrenos forestales, aún cuando se mantiene una
biocapacidad positiva, el país experimentó a lo largo de las últimas décadas procesos significativos de
sustitución de bosques nativos por plantaciones de especies exóticas, principalmente Eucalyptus
pág. 4001
globulus y Pinus radiata (Bahamóndez et al., 2020). En 1960, el bosque nativo chileno cubría más de
8,5 millones de hectáreas. Durante esa década, más del 70 % de la madera aserrada provenía de bosques
nativos (BCN, 1994). Durante el período que va desde 1920 a 1960, aproximadamente 3,5 millones de
hectáreas de bosques nativos fueron quemadas con el objetivo de ganar territorios para el desarrollo de
la agricultura y la ganadería, afectando una franja latitudinal de más de 1.500 km entre Malleco y Punta
Arenas (Donoso y Lara, 1996). Antes de estos incendios, la región se caracterizaba por una alta
cobertura forestal continua, balances hídricos sostenidos, humedales y turberas (Arroyo et al., 1996).
Este complejo ecológico, parte de una de las ecorregiones más significativas del hemisferio sur,
almacenaba grandes cantidades de carbono en biomasa vegetal (Armesto et al., 2009). Posteriormente,
el país reemplazó los bosques nativos por plantaciones de Eucalyptus globulus y Pinus
radiata (Bahamóndez et al., 2020). El uso del fuego causó daños ambientales significativos, cuya
magnitud no se refleja completamente en los datos agregados de huella ecológica.
México
México muestra un único punto de cruce entre B y HE en el año 1976. Durante ese año, B ≈ 6,66 hg/hab
y HE ≈ 6,84 hg/hab. Las matrices de componentes son las siguientes:
La evolución de los componentes de la biocapacidad mexicana (Tabla IVa) muestran una disminución
significativa en B₄ (zonas de pesca) y B₅ (terrenos forestales), y un aumento significativo en los demás
componentes de la biocapacidad.
En términos de la HE, México muestra a lo largo de todo el período un aumento importante en cada
componente, especialmente HE₂ (carbono) y HE₃ (tierras de cultivo). El impacto global del cambio de
uso del suelo no se refleja en la HE. Durante el período de 1976 a 1993, cerca de 16 millones de
hectáreas de vegetación fueron degradadas (Koleff et al., 2009). En México, históricamente, los
matorrales xerófilos ocuparon cerca del 29% del territorio mexicano, seguidos por bosques (28%) y
selvas (25%).
globulus y Pinus radiata (Bahamóndez et al., 2020). En 1960, el bosque nativo chileno cubría más de
8,5 millones de hectáreas. Durante esa década, más del 70 % de la madera aserrada provenía de bosques
nativos (BCN, 1994). Durante el período que va desde 1920 a 1960, aproximadamente 3,5 millones de
hectáreas de bosques nativos fueron quemadas con el objetivo de ganar territorios para el desarrollo de
la agricultura y la ganadería, afectando una franja latitudinal de más de 1.500 km entre Malleco y Punta
Arenas (Donoso y Lara, 1996). Antes de estos incendios, la región se caracterizaba por una alta
cobertura forestal continua, balances hídricos sostenidos, humedales y turberas (Arroyo et al., 1996).
Este complejo ecológico, parte de una de las ecorregiones más significativas del hemisferio sur,
almacenaba grandes cantidades de carbono en biomasa vegetal (Armesto et al., 2009). Posteriormente,
el país reemplazó los bosques nativos por plantaciones de Eucalyptus globulus y Pinus
radiata (Bahamóndez et al., 2020). El uso del fuego causó daños ambientales significativos, cuya
magnitud no se refleja completamente en los datos agregados de huella ecológica.
México
México muestra un único punto de cruce entre B y HE en el año 1976. Durante ese año, B ≈ 6,66 hg/hab
y HE ≈ 6,84 hg/hab. Las matrices de componentes son las siguientes:
La evolución de los componentes de la biocapacidad mexicana (Tabla IVa) muestran una disminución
significativa en B₄ (zonas de pesca) y B₅ (terrenos forestales), y un aumento significativo en los demás
componentes de la biocapacidad.
En términos de la HE, México muestra a lo largo de todo el período un aumento importante en cada
componente, especialmente HE₂ (carbono) y HE₃ (tierras de cultivo). El impacto global del cambio de
uso del suelo no se refleja en la HE. Durante el período de 1976 a 1993, cerca de 16 millones de
hectáreas de vegetación fueron degradadas (Koleff et al., 2009). En México, históricamente, los
matorrales xerófilos ocuparon cerca del 29% del territorio mexicano, seguidos por bosques (28%) y
selvas (25%).
pág. 4002
En la década de 1970, se había conservado algo más del 75% de la superficie forestal original y el 69%
de la superficie selvática. Para 2014, estas cifras registraban una perdida neta equivalente a más de 23
millones de hectáreas de selvas, casi 13 millones de hectáreas de bosques, 5,9 millones de hectáreas de
matorrales y alrededor de 6,7 millones de hectáreas de pastizales. Aunque la mayoría de estas
transformaciones ocurrieron antes de la década de 1970, en las últimas décadas el país ha perdido más
de 50.000 hectáreas de bosques y matorrales por año (Victoria-Hernández et al., 2011).
Colombia
Colombia, el tercer país de la OCDE en América Latina, muestra una disminución significativa en B₄
(zonas de pesca) y B₅ (terrenos forestales). Entre 2001 y 2021, la deforestación en Colombia afectó a
3.182.876 hectáreas, de las cuales 1.858.285 se localizaban en la Amazonía colombiana. Se estima que
la deforestación en la Amazonía aumentó alrededor de un 11% a finales de 2022 (Martino, 2007). Las
principales causas de la deforestación en Colombia son la invasión de tierras, el acaparamiento de
tierras, las malas prácticas ganaderas, el cultivo de cultivos ilícitos y la expansión no planificada de
infraestructuras (Alzate Rodriguez, 2022).
Europa
En los países europeos, los componentes de la biocapacidad y la huella ecológica desde 1961 hasta 2017
(Tabla IVb) muestran que Francia experimentó una disminución significativa en los pasturas y una
reducción limitada en los terrenos forestales, así como un aumento significativo en los demás
componentes de la biocapacidad, como las tierras de cultivo. Es interesante observar la disminución de
los pasturas durante todo el período. En el caso de Alemania, son notables las reducciones significativas
en HE₄ (zonas de pesca- mar productivo) y HE₆ (pasturas).
Aunque no se observa una recuperación en la biocapacidad total de Alemania, se puede apreciar una
recuperación a lo largo de las décadas en el componente específico de B₄ (zonas de pesca).
En la década de 1970, se había conservado algo más del 75% de la superficie forestal original y el 69%
de la superficie selvática. Para 2014, estas cifras registraban una perdida neta equivalente a más de 23
millones de hectáreas de selvas, casi 13 millones de hectáreas de bosques, 5,9 millones de hectáreas de
matorrales y alrededor de 6,7 millones de hectáreas de pastizales. Aunque la mayoría de estas
transformaciones ocurrieron antes de la década de 1970, en las últimas décadas el país ha perdido más
de 50.000 hectáreas de bosques y matorrales por año (Victoria-Hernández et al., 2011).
Colombia
Colombia, el tercer país de la OCDE en América Latina, muestra una disminución significativa en B₄
(zonas de pesca) y B₅ (terrenos forestales). Entre 2001 y 2021, la deforestación en Colombia afectó a
3.182.876 hectáreas, de las cuales 1.858.285 se localizaban en la Amazonía colombiana. Se estima que
la deforestación en la Amazonía aumentó alrededor de un 11% a finales de 2022 (Martino, 2007). Las
principales causas de la deforestación en Colombia son la invasión de tierras, el acaparamiento de
tierras, las malas prácticas ganaderas, el cultivo de cultivos ilícitos y la expansión no planificada de
infraestructuras (Alzate Rodriguez, 2022).
Europa
En los países europeos, los componentes de la biocapacidad y la huella ecológica desde 1961 hasta 2017
(Tabla IVb) muestran que Francia experimentó una disminución significativa en los pasturas y una
reducción limitada en los terrenos forestales, así como un aumento significativo en los demás
componentes de la biocapacidad, como las tierras de cultivo. Es interesante observar la disminución de
los pasturas durante todo el período. En el caso de Alemania, son notables las reducciones significativas
en HE₄ (zonas de pesca- mar productivo) y HE₆ (pasturas).
Aunque no se observa una recuperación en la biocapacidad total de Alemania, se puede apreciar una
recuperación a lo largo de las décadas en el componente específico de B₄ (zonas de pesca).
pág. 4003
Tabla IVb - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Francia, Alemania y Reino Unido (1961 a 2017)
Componente Variable Francia (%) Alemania (%) Reino Unido (%)
Suelo urbanizado ΔB% +233,6 +118,2 +137,9
ΔHE% +233,6 +118,2 +137,9
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +71,6 +36,5 –91,3
Tierras de cultivo ΔB% +110,6 +64,8 +78,4
ΔHE% +53,0 +12,5 –1,2
Zonas de pesca ΔB% –4,5 –4,5 –4,5
ΔHE% +13,5 –72,7 –73,4
Terrenos forestales ΔB% +31,4 +2,9 +42,6
ΔHE% +58,5 +14,0 +94,1
Pastizales ΔB% –19,2 –7,2 –15,5
ΔHE% –34,6 –21,6 –60,7
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
Figura 4
La Figura 4 muestra que, en el caso de las zonas de pesca, B > HE desde 1992, esto nos muestra que
estos efectos antropogénicos sobre la Biocapacidad y la Huella Ecológica pueden ser revertidos con
políticas públicas sostenibles.
Canadá y Estados Unidos
En Canadá y Estados Unidos se observa una reducción en B₅ (terrenos forestales) durante todo el
período (Tablas IVc). Canadá, pese a la reducción significativa en B₄ (zonas de pesca), se mantiene en
la zona de superávit en términos de su Biocapacidad.
Tabla IVb - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Francia, Alemania y Reino Unido (1961 a 2017)
Componente Variable Francia (%) Alemania (%) Reino Unido (%)
Suelo urbanizado ΔB% +233,6 +118,2 +137,9
ΔHE% +233,6 +118,2 +137,9
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +71,6 +36,5 –91,3
Tierras de cultivo ΔB% +110,6 +64,8 +78,4
ΔHE% +53,0 +12,5 –1,2
Zonas de pesca ΔB% –4,5 –4,5 –4,5
ΔHE% +13,5 –72,7 –73,4
Terrenos forestales ΔB% +31,4 +2,9 +42,6
ΔHE% +58,5 +14,0 +94,1
Pastizales ΔB% –19,2 –7,2 –15,5
ΔHE% –34,6 –21,6 –60,7
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
Figura 4
La Figura 4 muestra que, en el caso de las zonas de pesca, B > HE desde 1992, esto nos muestra que
estos efectos antropogénicos sobre la Biocapacidad y la Huella Ecológica pueden ser revertidos con
políticas públicas sostenibles.
Canadá y Estados Unidos
En Canadá y Estados Unidos se observa una reducción en B₅ (terrenos forestales) durante todo el
período (Tablas IVc). Canadá, pese a la reducción significativa en B₄ (zonas de pesca), se mantiene en
la zona de superávit en términos de su Biocapacidad.
pág. 4004
Por otro lado, los Estados Unidos muestran una reducción en B₆ (pasturas), una reducción en la HE₆
(pasturas), una reducción en la HE₄ (zonas de pesca) y un aumento de 90,8% en la HE₂ (carbono).
Tabla IVc - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Canadá, Estados Unidos y Japón (1961 a 2017)
Esto último es consistente con la significativa huella de carbono y su elevada huella ecológica per cápita,
una de las más altas del mundo. La huella de carbono media de Estados Unidos es de alrededor de 16
tCO₂e/año/hab (US-EPA, 2022). Su HE₂ ( carbono), es de 8,04 ha/hab, la quinta más alta del mundo,
solo superada por Luxemburgo, Aruba, Catar y Australia (Bowyer et al., 2009).
En el caso de Japón (Tabla IVb), se observa una disminución significativa en todos los componentes
de la biocapacidad. Con excepción de HE₂ (carbono) y HE₃ (tierras de cultivo), se observó una
reducción en todos los componentes de la HE durante el período.
DISCUSION
Varios autores señalan que cuando la biocapacidad neta es positiva (B > 0), la riqueza (R) puede
aumentar, facilitando el desarrollo continuo; por el contrario, B < 0 suele interpretarse como un indicio
de crecimiento económico restringido o de posible declive (Wackernagel et al., 2021). Esto implicaría
un bajo bienestar con efectos adversos para la población.
Componente Canadá (%) EE. UU. (%) Japón (%)
Suelo urbanizado ΔB% +966,4 +224,1 –18,2
ΔHE% +966,4 +224,1 –18,2
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +226,8 +90,8 +307,9
Tierras de cultivo ΔB% +262,5 +81,6 –58,2
ΔHE% +244,1 +59,2 +38,0
Zonas de pesca ΔB% –3,9 +3,2 –3,8
ΔHE% –53,7 +136,8 –33,9
Terrenos forestales ΔB% –1,0 –4,3 –1,9
ΔHE% +10,0 +28,1 –36,1
Pastizales ΔB% +9,0 –16,3 –54,8
ΔHE% +3,4 –18,1 –34,2
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
Por otro lado, los Estados Unidos muestran una reducción en B₆ (pasturas), una reducción en la HE₆
(pasturas), una reducción en la HE₄ (zonas de pesca) y un aumento de 90,8% en la HE₂ (carbono).
Tabla IVc - Tabla resumen: Variación porcentual de componentes de biocapacidad (B) y huella
ecológica (HE) para Canadá, Estados Unidos y Japón (1961 a 2017)
Esto último es consistente con la significativa huella de carbono y su elevada huella ecológica per cápita,
una de las más altas del mundo. La huella de carbono media de Estados Unidos es de alrededor de 16
tCO₂e/año/hab (US-EPA, 2022). Su HE₂ ( carbono), es de 8,04 ha/hab, la quinta más alta del mundo,
solo superada por Luxemburgo, Aruba, Catar y Australia (Bowyer et al., 2009).
En el caso de Japón (Tabla IVb), se observa una disminución significativa en todos los componentes
de la biocapacidad. Con excepción de HE₂ (carbono) y HE₃ (tierras de cultivo), se observó una
reducción en todos los componentes de la HE durante el período.
DISCUSION
Varios autores señalan que cuando la biocapacidad neta es positiva (B > 0), la riqueza (R) puede
aumentar, facilitando el desarrollo continuo; por el contrario, B < 0 suele interpretarse como un indicio
de crecimiento económico restringido o de posible declive (Wackernagel et al., 2021). Esto implicaría
un bajo bienestar con efectos adversos para la población.
Componente Canadá (%) EE. UU. (%) Japón (%)
Suelo urbanizado ΔB% +966,4 +224,1 –18,2
ΔHE% +966,4 +224,1 –18,2
Carbono ΔB% - - -
ΔHE% +226,8 +90,8 +307,9
Tierras de cultivo ΔB% +262,5 +81,6 –58,2
ΔHE% +244,1 +59,2 +38,0
Zonas de pesca ΔB% –3,9 +3,2 –3,8
ΔHE% –53,7 +136,8 –33,9
Terrenos forestales ΔB% –1,0 –4,3 –1,9
ΔHE% +10,0 +28,1 –36,1
Pastizales ΔB% +9,0 –16,3 –54,8
ΔHE% +3,4 –18,1 –34,2
Fuente: Este artículo, basado en Global Footprint Network, 2021.
pág. 4005
Sin embargo, el hecho de que algunos países con baja biocapacidad produzcan riqueza y crecimiento
económico permanece sin explicación en la literatura convencional. El enfoque basado únicamente en
el signo de B no arroja luz sobre el caso japonés por ejemplo. Desde 1961, Japón no ha tenido reserva
ecológica (Global Footprint Network, 2021) y, sin embargo, ha alcanzado altos niveles de eficiencia
económica y bajos niveles de desigualdad (Credit Suisse, 2019). Por tanto, los países con déficit de
biocapacidad pueden generar riqueza apoyándose en el apalancamiento ambiental o la deuda ambiental,
entendida esta última como la acumulación de déficits ecológicos a lo largo del tiempo (Wackernagel
et al., 2002). A este respecto, y tal como se muestra en la Tabla V, Japón y el Reino Unido presentan
la mayor eficiencia (G/B de 65.167 USD/hag y 39.382 USD/hag, respectivamente), mientras que
Colombia y Canadá muestran la menor eficiencia (G/B de 1.766 USD/hag y 3.007 USD/hag
respectivamente). Esta heterogeneidad refleja diferentes grados de apalancamiento ambiental: países
con escasa biocapacidad doméstica alcanzan altos niveles de producción económica mediante la
importación de recursos y la exportación de residuos. Sin embargo, la eficiencia agregada no informa
sobre cómo se distribuye ese acceso a los recursos entre la población. Un país puede ser muy eficiente
en el uso de su biocapacidad (como Japón) o muy ineficiente (como Colombia), y en ambos casos el
acceso a los recursos puede ser extremadamente desigual.
Tabla V - Crecimiento económico y riqueza por hag de biocapacidad y por hag de huella ecológica
para el año 2017
País G/B
(USD/hag)
G/HE
(USD/hag)
R/B (USD/hag) R/HE (USD/hag)
Chile 4.509 3.594 12.582 10.028
Colombia 1.766 3.327 3.193 6.014
México 7.356 3.185 16.586 7.181
Francia 15.749 8.673 84.636 46.483
Alemania 26.158 8.743 91.622 30.623
Reino Unido 39.382 10.169 199.770 51.584
Canadá 3.007 5.577 15.908 29.504
EE. UU. 17.419 7.473 86.153 36.961
Japón 65.167 8.302 316.493 40.318
Mundo 6.732 3.882 29.131 16.798
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
Sin embargo, el hecho de que algunos países con baja biocapacidad produzcan riqueza y crecimiento
económico permanece sin explicación en la literatura convencional. El enfoque basado únicamente en
el signo de B no arroja luz sobre el caso japonés por ejemplo. Desde 1961, Japón no ha tenido reserva
ecológica (Global Footprint Network, 2021) y, sin embargo, ha alcanzado altos niveles de eficiencia
económica y bajos niveles de desigualdad (Credit Suisse, 2019). Por tanto, los países con déficit de
biocapacidad pueden generar riqueza apoyándose en el apalancamiento ambiental o la deuda ambiental,
entendida esta última como la acumulación de déficits ecológicos a lo largo del tiempo (Wackernagel
et al., 2002). A este respecto, y tal como se muestra en la Tabla V, Japón y el Reino Unido presentan
la mayor eficiencia (G/B de 65.167 USD/hag y 39.382 USD/hag, respectivamente), mientras que
Colombia y Canadá muestran la menor eficiencia (G/B de 1.766 USD/hag y 3.007 USD/hag
respectivamente). Esta heterogeneidad refleja diferentes grados de apalancamiento ambiental: países
con escasa biocapacidad doméstica alcanzan altos niveles de producción económica mediante la
importación de recursos y la exportación de residuos. Sin embargo, la eficiencia agregada no informa
sobre cómo se distribuye ese acceso a los recursos entre la población. Un país puede ser muy eficiente
en el uso de su biocapacidad (como Japón) o muy ineficiente (como Colombia), y en ambos casos el
acceso a los recursos puede ser extremadamente desigual.
Tabla V - Crecimiento económico y riqueza por hag de biocapacidad y por hag de huella ecológica
para el año 2017
País G/B
(USD/hag)
G/HE
(USD/hag)
R/B (USD/hag) R/HE (USD/hag)
Chile 4.509 3.594 12.582 10.028
Colombia 1.766 3.327 3.193 6.014
México 7.356 3.185 16.586 7.181
Francia 15.749 8.673 84.636 46.483
Alemania 26.158 8.743 91.622 30.623
Reino Unido 39.382 10.169 199.770 51.584
Canadá 3.007 5.577 15.908 29.504
EE. UU. 17.419 7.473 86.153 36.961
Japón 65.167 8.302 316.493 40.318
Mundo 6.732 3.882 29.131 16.798
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Muñoz del Campo y Parra Vergara (2024).
pág. 4006
Aplicando esta lógica, países como Estados Unidos —con una huella ecológica de 12,21 hag per cápita
y responsable del 27% de las emisiones mundiales de CO₂ desde 1850 (Friedlingstein et al., 2020)—
acumulan una deuda ambiental que trasciende sus fronteras. La deuda o déficit ambiental se mide
convencionalmente como la diferencia entre la huella ecológica y la biocapacidad. En el caso de Estados
Unidos, esa diferencia arroja un déficit de 6,97 hag per cápita (Global Footprint Network, 2021). Si se
considera América del Norte en su conjunto (Canadá, México y Estados Unidos), la huella ecológica
combinada es de 6,2 hag per cápita, frente a una biocapacidad combinada de 4,1 hag per cápita, lo que
da un déficit de 2,1 hag per cápita. En este sentido, existe una transferencia de recursos incorporados a
la economía (Davis y Caldeira, 2010; Peters et al., 2011) mediante la cual Estados Unidos recibe crédito
ambiental de sus vecinos y tolerancia para absorber sus impactos en términos de huella ecológica.
Esta transferencia o crédito ambiental se produce entre países, pero también ocurre dentro del mercado
tal como se muestra en las tablas VIa y Vib. Efectivamente, podemos visualizar el acceso a la
biocapacidad y la contribución a la huella ecológica por percentiles de riqueza. Cuando vemos en la
Tabla VIa la situación de los Estados Unidos, encontramos un país con significativo déficit de
biocapacidad pero con alta eficiencia (G/B de 17.419 USD/hag). Vemos además que el 1% más rico
accede a 992,10 USD /hag de biocapacidad, mientras que la mediana (percentil 50%) accede a 0,57
USD/hag. Es decir, el top 1% dispone de 1.740 veces más biocapacidad que la mitad de la población.
En Colombia, un país con superávit de biocapacidad (B > HE) pero con la eficiencia agregada más baja
del conjunto (G/B de 1.766 USD/hag), la desigualdad también es extrema: el top 1% accede a 145,01
USD/hag frente a 0,54 USD/hag de la mediana (268 veces más). Incluso en Japón, el país más eficiente
y con la menor desigualdad, el top 1% accede a 14,48 USD/hag frente a 0,21 USD/hag de la mediana
(69 veces más). Por tanto, no se observa una relación sistemática entre la eficiencia agregada (Tabla V)
y la desigualdad en el acceso a la biocapacidad: países con alta eficiencia (Japón, Reino Unido) y países
con baja eficiencia (Colombia, Canadá) presentan desigualdades acusadas, aunque con intensidades
diferentes.
Aplicando esta lógica, países como Estados Unidos —con una huella ecológica de 12,21 hag per cápita
y responsable del 27% de las emisiones mundiales de CO₂ desde 1850 (Friedlingstein et al., 2020)—
acumulan una deuda ambiental que trasciende sus fronteras. La deuda o déficit ambiental se mide
convencionalmente como la diferencia entre la huella ecológica y la biocapacidad. En el caso de Estados
Unidos, esa diferencia arroja un déficit de 6,97 hag per cápita (Global Footprint Network, 2021). Si se
considera América del Norte en su conjunto (Canadá, México y Estados Unidos), la huella ecológica
combinada es de 6,2 hag per cápita, frente a una biocapacidad combinada de 4,1 hag per cápita, lo que
da un déficit de 2,1 hag per cápita. En este sentido, existe una transferencia de recursos incorporados a
la economía (Davis y Caldeira, 2010; Peters et al., 2011) mediante la cual Estados Unidos recibe crédito
ambiental de sus vecinos y tolerancia para absorber sus impactos en términos de huella ecológica.
Esta transferencia o crédito ambiental se produce entre países, pero también ocurre dentro del mercado
tal como se muestra en las tablas VIa y Vib. Efectivamente, podemos visualizar el acceso a la
biocapacidad y la contribución a la huella ecológica por percentiles de riqueza. Cuando vemos en la
Tabla VIa la situación de los Estados Unidos, encontramos un país con significativo déficit de
biocapacidad pero con alta eficiencia (G/B de 17.419 USD/hag). Vemos además que el 1% más rico
accede a 992,10 USD /hag de biocapacidad, mientras que la mediana (percentil 50%) accede a 0,57
USD/hag. Es decir, el top 1% dispone de 1.740 veces más biocapacidad que la mitad de la población.
En Colombia, un país con superávit de biocapacidad (B > HE) pero con la eficiencia agregada más baja
del conjunto (G/B de 1.766 USD/hag), la desigualdad también es extrema: el top 1% accede a 145,01
USD/hag frente a 0,54 USD/hag de la mediana (268 veces más). Incluso en Japón, el país más eficiente
y con la menor desigualdad, el top 1% accede a 14,48 USD/hag frente a 0,21 USD/hag de la mediana
(69 veces más). Por tanto, no se observa una relación sistemática entre la eficiencia agregada (Tabla V)
y la desigualdad en el acceso a la biocapacidad: países con alta eficiencia (Japón, Reino Unido) y países
con baja eficiencia (Colombia, Canadá) presentan desigualdades acusadas, aunque con intensidades
diferentes.
pág. 4007
Tabla VIa - Uso de biocapacidad para producir riqueza por percentil (USD/hag) y distancia entre el
percentil 1% y el percentil 50%
País 50% 90% 10% 5% 1% Distancia 1% a 50%
Chile 0,44 1,73 32,92 56,34 192,96 438,55
Colombia 0,54 2,32 32,02 51,02 145,01 268,54
México 0,21 0,79 10,67 17,06 50,57 240,81
Francia 0,40 0,26 21,21 32,79 85,32 213,30
Alemania 0,14 1,14 19,17 31,52 94,96 678,29
Reino Unido 0,14 1,09 9,81 15,20 41,68 297,71
Canadá 2,01 13,69 130,53 205,28 582,38 289,74
EE. UU. 0,57 6,76 198,16 338,82 992,10 1.740,53
Japón 0,21 0,60 4,49 6,39 14,48 68,95
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Credit Suisse (2019).
Si observamos ahora la contribución a la huella ecológica por cada dólar de riqueza generado (Tabla
VIb), se confirma esta tendencia. En Estados Unidos, el 1% más rico genera 2.312,48 USD/hag de
huella ecológica, frente a 1,33 USD/hag de la mediana (diferencia de 1.739 veces). En Colombia, el 1%
genera 76,98 USD/hag frente a 0,29 USD/hag de la mediana (265 veces). Japón, nuevamente, es el más
igualitario (70 veces), pero sigue mostrando una diferencia de dos órdenes de magnitud. Estos datos
demuestran que la producción de huella ecológica no es homogénea: la élite económica ejerce una
presión ambiental desproporcionadamente alta, tanto en términos de consumo de recursos como de
generación de residuos, y esta concentración ocurre tanto en países con superávit como con déficit de
biocapacidad.
Tabla VIb – Generación de Huella Ecológica para producir riqueza por percentil (USD/hag) y
distancia entre el percentil 1% y el percentil 50%
País 50% 90% 10% 5% 1% Distancia 1% a 50%
Chile 0,55 2,17 41,31 70,69 242,11 440,20
Colombia 0,29 1,23 17,00 27,08 76,98 265,45
México 0,48 1,83 24,64 39,40 116,81 243,35
Francia 0,72 0,47 38,62 59,70 155,35 215,76
Alemania 0,42 3,40 57,35 94,30 284,12 676,48
Reino Unido 0,25 4,22 38,00 58,85 161,41 645,64
Canadá 0,44 7,38 70,38 110,68 314,00 713,64
EE. UU. 1,33 15,77 461,89 789,74 2.312,48 1.738,71
Japón 1,63 4,73 35,27 50,13 113,66 69,73
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Credit Suisse (2019).
Tabla VIa - Uso de biocapacidad para producir riqueza por percentil (USD/hag) y distancia entre el
percentil 1% y el percentil 50%
País 50% 90% 10% 5% 1% Distancia 1% a 50%
Chile 0,44 1,73 32,92 56,34 192,96 438,55
Colombia 0,54 2,32 32,02 51,02 145,01 268,54
México 0,21 0,79 10,67 17,06 50,57 240,81
Francia 0,40 0,26 21,21 32,79 85,32 213,30
Alemania 0,14 1,14 19,17 31,52 94,96 678,29
Reino Unido 0,14 1,09 9,81 15,20 41,68 297,71
Canadá 2,01 13,69 130,53 205,28 582,38 289,74
EE. UU. 0,57 6,76 198,16 338,82 992,10 1.740,53
Japón 0,21 0,60 4,49 6,39 14,48 68,95
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Credit Suisse (2019).
Si observamos ahora la contribución a la huella ecológica por cada dólar de riqueza generado (Tabla
VIb), se confirma esta tendencia. En Estados Unidos, el 1% más rico genera 2.312,48 USD/hag de
huella ecológica, frente a 1,33 USD/hag de la mediana (diferencia de 1.739 veces). En Colombia, el 1%
genera 76,98 USD/hag frente a 0,29 USD/hag de la mediana (265 veces). Japón, nuevamente, es el más
igualitario (70 veces), pero sigue mostrando una diferencia de dos órdenes de magnitud. Estos datos
demuestran que la producción de huella ecológica no es homogénea: la élite económica ejerce una
presión ambiental desproporcionadamente alta, tanto en términos de consumo de recursos como de
generación de residuos, y esta concentración ocurre tanto en países con superávit como con déficit de
biocapacidad.
Tabla VIb – Generación de Huella Ecológica para producir riqueza por percentil (USD/hag) y
distancia entre el percentil 1% y el percentil 50%
País 50% 90% 10% 5% 1% Distancia 1% a 50%
Chile 0,55 2,17 41,31 70,69 242,11 440,20
Colombia 0,29 1,23 17,00 27,08 76,98 265,45
México 0,48 1,83 24,64 39,40 116,81 243,35
Francia 0,72 0,47 38,62 59,70 155,35 215,76
Alemania 0,42 3,40 57,35 94,30 284,12 676,48
Reino Unido 0,25 4,22 38,00 58,85 161,41 645,64
Canadá 0,44 7,38 70,38 110,68 314,00 713,64
EE. UU. 1,33 15,77 461,89 789,74 2.312,48 1.738,71
Japón 1,63 4,73 35,27 50,13 113,66 69,73
Fuente: Este artículo a partir de Global Footprint Network (2021) y Credit Suisse (2019).
pág. 4008
Para visualizar de forma más sintética la independencia entre eficiencia agregada y desigualdad, hemos
calculado el cociente entre el acceso del top 1% vs el acceso de la mediana (percentil 50%) de cada
país, tanto para B como para HE. Podemos observar que Estados Unidos, Alemania y Chile (países con
déficit de biocapacidad) presentan las diferencias más extremas (superiores a 400 veces en B). Colombia
(superávit) también muestra diferencias elevadas (268 veces). Japón, a pesar de su alta eficiencia y
déficit crónico, logra la menor desigualdad. Esta evidencia sugiere que la desigualdad en el acceso a los
recursos naturales es un fenómeno estructural, no determinado por la disponibilidad agregada de B ni
por la eficiencia macroeconómica. Las políticas de reducción de HE que no consideren la distribución
de la riqueza podrían ser inefectivas o regresivas, ya que la mayor parte de la presión ambiental proviene
de un pequeño grupo de la población.
Finalmente, tal como en el modelo de Modigliani y Miller (1958), una alta deuda ambiental implica una
pérdida de valor a largo plazo para los países sobreendeudados. Al aumentar su deuda ambiental, los
países reciben mayores ingresos y disfrutan de mayores beneficios, del mismo modo que una empresa
sobreendeudada en dicho modelo. Al igual que lo evidencian las modificaciones introducidas a la teoría
de Modigliani-Miller (Ahmeti y Prenaj, 2015), la deuda ambiental también resultaría en una pérdida de
valor a largo plazo. La contaminación acelerada, inherente a dicha deuda, vincula el deterioro ambiental
con la crisis económica contemporánea.
CONCLUSIONES
La expansión de la tecnosfera ha llevado a la mayoría de los países analizados a operar en déficit de
biocapacidad desde 1970. Francia, Alemania, Reino Unido, Estados Unidos y Japón han sido deudores
netos durante más de medio siglo, mientras que Chile y México transitaron de acreedores a deudores
entre 1961 y 2017. Solo Colombia y Canadá mantuvieron un superávit durante todo el período.
La eficiencia en el uso de recursos es heterogénea. Japón y Reino Unido presentan la mayor
productividad por hectárea global (G/B de 65.167 USD/hag y 39.382 USD/hag respectivamente), pero
dependen estructuralmente del apalancamiento ambiental. Colombia y Canadá, en cambio, son los
menos eficientes (G/B de 1.766 USD/hag y 3.007 USD/hag respectivamente). Esta heterogeneidad
indica que la eficiencia agregada no determina por sí sola la sostenibilidad de un país; importa también
cómo se financia ese crecimiento (deuda ambiental propia o importada).
Para visualizar de forma más sintética la independencia entre eficiencia agregada y desigualdad, hemos
calculado el cociente entre el acceso del top 1% vs el acceso de la mediana (percentil 50%) de cada
país, tanto para B como para HE. Podemos observar que Estados Unidos, Alemania y Chile (países con
déficit de biocapacidad) presentan las diferencias más extremas (superiores a 400 veces en B). Colombia
(superávit) también muestra diferencias elevadas (268 veces). Japón, a pesar de su alta eficiencia y
déficit crónico, logra la menor desigualdad. Esta evidencia sugiere que la desigualdad en el acceso a los
recursos naturales es un fenómeno estructural, no determinado por la disponibilidad agregada de B ni
por la eficiencia macroeconómica. Las políticas de reducción de HE que no consideren la distribución
de la riqueza podrían ser inefectivas o regresivas, ya que la mayor parte de la presión ambiental proviene
de un pequeño grupo de la población.
Finalmente, tal como en el modelo de Modigliani y Miller (1958), una alta deuda ambiental implica una
pérdida de valor a largo plazo para los países sobreendeudados. Al aumentar su deuda ambiental, los
países reciben mayores ingresos y disfrutan de mayores beneficios, del mismo modo que una empresa
sobreendeudada en dicho modelo. Al igual que lo evidencian las modificaciones introducidas a la teoría
de Modigliani-Miller (Ahmeti y Prenaj, 2015), la deuda ambiental también resultaría en una pérdida de
valor a largo plazo. La contaminación acelerada, inherente a dicha deuda, vincula el deterioro ambiental
con la crisis económica contemporánea.
CONCLUSIONES
La expansión de la tecnosfera ha llevado a la mayoría de los países analizados a operar en déficit de
biocapacidad desde 1970. Francia, Alemania, Reino Unido, Estados Unidos y Japón han sido deudores
netos durante más de medio siglo, mientras que Chile y México transitaron de acreedores a deudores
entre 1961 y 2017. Solo Colombia y Canadá mantuvieron un superávit durante todo el período.
La eficiencia en el uso de recursos es heterogénea. Japón y Reino Unido presentan la mayor
productividad por hectárea global (G/B de 65.167 USD/hag y 39.382 USD/hag respectivamente), pero
dependen estructuralmente del apalancamiento ambiental. Colombia y Canadá, en cambio, son los
menos eficientes (G/B de 1.766 USD/hag y 3.007 USD/hag respectivamente). Esta heterogeneidad
indica que la eficiencia agregada no determina por sí sola la sostenibilidad de un país; importa también
cómo se financia ese crecimiento (deuda ambiental propia o importada).
pág. 4009
La desigualdad en el acceso a los recursos naturales es extrema en todos los países, independientemente
de que tengan superávit o déficit de biocapacidad. En Estados Unidos, el 1% más rico accede a 1.740
veces más biocapacidad que la mediana de la población y genera 1.739 veces más huella ecológica.
Alemania, Chile y Reino Unido también presentan diferencias superiores a 600 veces. Japón es el único
país con una desigualdad relativamente baja (69 veces), lo que lo convierte en un caso excepcional. Esta
concentración implica que las decisiones sobre el uso de los recursos —y sobre la acumulación de deuda
ambiental— están en manos de una fracción muy reducida de la población, cuyos intereses a corto plazo
pueden no alinearse con la sostenibilidad global. Por tanto, las políticas de transición ecológica que no
incorporen medidas redistributivas corren el riesgo de profundizar las desigualdades existentes y de no
abordar las causas últimas de la sobreexplotación de recursos.
La deuda ambiental no solo opera entre países (como la transferencia de recursos de Canadá y México
hacia Estados Unidos), sino también al interior de cada país, mediante el acceso diferencial a la
biocapacidad. La analogía con el modelo de Modigliani-Miller muestra que un endeudamiento
ambiental excesivo y no gestionado genera una pérdida de valor a largo plazo, del mismo modo que el
sobreendeudamiento financiero erosiona el valor de una empresa. La modificación de la teoría de
Modigliani-Miller (Ahmeti y Prenaj, 2015) tiene un paralelo directo en la necesidad de reformular los
modelos de gestión ambiental: la deuda ambiental debe ser gestionada explícitamente, no ignorada.
Futuros trabajos deberían ampliar la exploración de las causas estructurales de la desigualdad en el
acceso a los recursos naturales, y desarrollar modelos que pudieran apoyar la gestión de la deuda
ambiental que integren criterios de distribución y eficiencia.
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
Ahmeti, F., y Prenaj, B. (2015). A critical review of Modigliani and Miller's theorem of capital
structure. International Journal of Economics, Commerce and Management, 3(6).
Alam, M. M., Murad, M. W., Noman, A. H. M., y Ozturk, I. (2016). Relationships among carbon
emissions, economic growth, energy consumption and population growth: Testing
environmental Kuznets curve hypothesis for Brazil, China, India and Indonesia. Ecological
Indicators, 70, 466-479. DOI: 10.1016/j.ecolind.2016.06.043
La desigualdad en el acceso a los recursos naturales es extrema en todos los países, independientemente
de que tengan superávit o déficit de biocapacidad. En Estados Unidos, el 1% más rico accede a 1.740
veces más biocapacidad que la mediana de la población y genera 1.739 veces más huella ecológica.
Alemania, Chile y Reino Unido también presentan diferencias superiores a 600 veces. Japón es el único
país con una desigualdad relativamente baja (69 veces), lo que lo convierte en un caso excepcional. Esta
concentración implica que las decisiones sobre el uso de los recursos —y sobre la acumulación de deuda
ambiental— están en manos de una fracción muy reducida de la población, cuyos intereses a corto plazo
pueden no alinearse con la sostenibilidad global. Por tanto, las políticas de transición ecológica que no
incorporen medidas redistributivas corren el riesgo de profundizar las desigualdades existentes y de no
abordar las causas últimas de la sobreexplotación de recursos.
La deuda ambiental no solo opera entre países (como la transferencia de recursos de Canadá y México
hacia Estados Unidos), sino también al interior de cada país, mediante el acceso diferencial a la
biocapacidad. La analogía con el modelo de Modigliani-Miller muestra que un endeudamiento
ambiental excesivo y no gestionado genera una pérdida de valor a largo plazo, del mismo modo que el
sobreendeudamiento financiero erosiona el valor de una empresa. La modificación de la teoría de
Modigliani-Miller (Ahmeti y Prenaj, 2015) tiene un paralelo directo en la necesidad de reformular los
modelos de gestión ambiental: la deuda ambiental debe ser gestionada explícitamente, no ignorada.
Futuros trabajos deberían ampliar la exploración de las causas estructurales de la desigualdad en el
acceso a los recursos naturales, y desarrollar modelos que pudieran apoyar la gestión de la deuda
ambiental que integren criterios de distribución y eficiencia.
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
Ahmeti, F., y Prenaj, B. (2015). A critical review of Modigliani and Miller's theorem of capital
structure. International Journal of Economics, Commerce and Management, 3(6).
Alam, M. M., Murad, M. W., Noman, A. H. M., y Ozturk, I. (2016). Relationships among carbon
emissions, economic growth, energy consumption and population growth: Testing
environmental Kuznets curve hypothesis for Brazil, China, India and Indonesia. Ecological
Indicators, 70, 466-479. DOI: 10.1016/j.ecolind.2016.06.043
pág. 4010
Alzate Rodriguez, L. V. (2022). Análisis de la deforestación en Colombia desde la Curva Ambiental de
Kuznets. Universidad Nacional de Colombia.
Anderson, M. (2012). Economics, steady state. In Berkshire encyclopedia of sustainability (Vol. 10, pp.
78-85). Berkshire Publishing Group.
Armesto, J. J., Rozzi, R., Smith-Ramírez, C., y Arroyo, M. T. K. (2009). Conservación y biodiversidad
del bosque templado lluvioso de Sudamérica. Editorial Universitaria.
Arroyo, M. T. K., Cavieres, L. A., Marticorena, C., y Muñoz-Schick, M. (1996). Convergence in the
Mediterranean floras in central Chile and California: Insights from comparative biogeography.
In Ecology and biogeography of Mediterranean ecosystems in Chile, California and
Australia (pp. 43-88).
Bahamóndez V., C., Sagardía Parga, R., y Rose, J. (2020). El bosque nativo en Chile. Resultados del
inventario forestal nacional período 2001-2015. INFOR. DOI: 10.52904/20.500.12220/30450
BCN (Biblioteca del Congreso Nacional de Chile). (1994). Sesión Ordinaria N° 28 celebrada el 12 de
enero de 1994, Legislatura Extraordinaria número 327.
Beder, S. (2011). Environmental economics and ecological economics: The contribution of
interdisciplinarity to understanding, influence and effectiveness. Environmental
Conservation, 38(2), 140-150. DOI: 10.1017/S037689291100009X
Bina, O. (2013). The green economy and sustainable development: An uneasy balance? Environment
and Planning C: Government and Policy, 31(6), 1023-1047. DOI: 10.1068/c1310j
Borucke, M., Moore, D., Cranston, G., Gracey, K., Iha, K., Larson, J., Lazarus, E., Morales, J. C.,
Wackernagel, M., y Galli, A. (2013). Accounting for demand and supply of the biosphere's
regenerative capacity: The National Footprint Accounts' underlying methodology and
framework. Ecological Indicators, 24, 518-533. DOI: 10.1016/j.ecolind.2012.08.005
Bowyer, J., Fernholz, K., Howe, J., y Bratkovich, S. (2009). Comparing the ecological footprint of the
US and the EU. Dovetail Partners.
Carbonell, A., y Parra, I. (2024). Teoría de la evolución social humana: Epigénesis y tecnología para la
supervivencia eficiente de la humanidad. Editorial Almuzara.
Alzate Rodriguez, L. V. (2022). Análisis de la deforestación en Colombia desde la Curva Ambiental de
Kuznets. Universidad Nacional de Colombia.
Anderson, M. (2012). Economics, steady state. In Berkshire encyclopedia of sustainability (Vol. 10, pp.
78-85). Berkshire Publishing Group.
Armesto, J. J., Rozzi, R., Smith-Ramírez, C., y Arroyo, M. T. K. (2009). Conservación y biodiversidad
del bosque templado lluvioso de Sudamérica. Editorial Universitaria.
Arroyo, M. T. K., Cavieres, L. A., Marticorena, C., y Muñoz-Schick, M. (1996). Convergence in the
Mediterranean floras in central Chile and California: Insights from comparative biogeography.
In Ecology and biogeography of Mediterranean ecosystems in Chile, California and
Australia (pp. 43-88).
Bahamóndez V., C., Sagardía Parga, R., y Rose, J. (2020). El bosque nativo en Chile. Resultados del
inventario forestal nacional período 2001-2015. INFOR. DOI: 10.52904/20.500.12220/30450
BCN (Biblioteca del Congreso Nacional de Chile). (1994). Sesión Ordinaria N° 28 celebrada el 12 de
enero de 1994, Legislatura Extraordinaria número 327.
Beder, S. (2011). Environmental economics and ecological economics: The contribution of
interdisciplinarity to understanding, influence and effectiveness. Environmental
Conservation, 38(2), 140-150. DOI: 10.1017/S037689291100009X
Bina, O. (2013). The green economy and sustainable development: An uneasy balance? Environment
and Planning C: Government and Policy, 31(6), 1023-1047. DOI: 10.1068/c1310j
Borucke, M., Moore, D., Cranston, G., Gracey, K., Iha, K., Larson, J., Lazarus, E., Morales, J. C.,
Wackernagel, M., y Galli, A. (2013). Accounting for demand and supply of the biosphere's
regenerative capacity: The National Footprint Accounts' underlying methodology and
framework. Ecological Indicators, 24, 518-533. DOI: 10.1016/j.ecolind.2012.08.005
Bowyer, J., Fernholz, K., Howe, J., y Bratkovich, S. (2009). Comparing the ecological footprint of the
US and the EU. Dovetail Partners.
Carbonell, A., y Parra, I. (2024). Teoría de la evolución social humana: Epigénesis y tecnología para la
supervivencia eficiente de la humanidad. Editorial Almuzara.
pág. 4011
Coase, R. H. (1960). The problem of social cost. The Journal of Law and Economics, 56(4), 837-877.
DOI: 10.1086/674872
Credit Suisse. (2019). Global wealth databook. Credit Suisse Research Institute.
Daly, H. E. (1996). Beyond growth: The economics of sustainable development. Beacon Press.
Davis, S. J., y Caldeira, K. (2010). Consumption-based accounting of CO₂ emissions. Proceedings of
the National Academy of Sciences, 107(12), 5687-5692. DOI: 10.1073/pnas.0906974107
Donoso, C., y Lara, A. (1996). Utilización de los bosques nativos en Chile: pasado, presente y futuro.
Universidad Austral de Chile / CIPMA.
Duplessy, J.-C., Cortijo, E., Michel, E., y Waelbroeck, C. (2014). Paleoclimatology and human
adaptation. CNRS Editions.
DuPuy, P., Galaitsi, S., y Linkov, I. (2025). Carrying capacity in human-environment interactions: A
systematic review. Integrated Environmental Assessment and Management, 21(3), 526-539.
DOI: 10.1093/inteam/vjaf021
Elhacham, E., Ben-Uri, L., Grozovski, J., Bar-On, Y. M., y Milo, R. (2020). Global human-made mass
exceeds all living biomass. Nature, 588(7838), 442-444. DOI: 10.1038/s41586-020-3010-5
Friedlingstein, P., O'Sullivan, M., Jones, M. W., Andrew, R. M., Hauck, J., Olsen, A., Peters, G. P.,
Peters, W., Pongratz, J., Sitch, S., Le Quéré, C., Canadell, J. G., Ciais, P., Jackson, R. B., Alin,
S., Aragao, L. E. O. C., Arneth, A., Arora, V., Bates, N. R., ... Zaehle, S. (2020). Global carbon
budget 2020. Earth System Science Data, 12(4), 3269-3340. DOI: 10.5194/essd-12-3269-2020
Global Footprint Network. (2021). National Footprint and Biocapacity Accounts 2021 edition. York
University, Footprint Data Foundation y Global Footprint Network.
Hassan, S. T., Baloch, M. A., Mahmood, N., y Zhang, J. (2019). Linking economic growth and
ecological footprint through human capital and biocapacity. Sustainable Cities and Society, 47,
101516. DOI: 10.1016/j.scs.2019.101516
IPCC. (2023). Climate Change 2023: Synthesis Report. Intergovernmental Panel on Climate Change.
Jackson, T. (2017). Prosperity without growth: Foundations for the economy of tomorrow (2nd ed.).
Routledge.
Coase, R. H. (1960). The problem of social cost. The Journal of Law and Economics, 56(4), 837-877.
DOI: 10.1086/674872
Credit Suisse. (2019). Global wealth databook. Credit Suisse Research Institute.
Daly, H. E. (1996). Beyond growth: The economics of sustainable development. Beacon Press.
Davis, S. J., y Caldeira, K. (2010). Consumption-based accounting of CO₂ emissions. Proceedings of
the National Academy of Sciences, 107(12), 5687-5692. DOI: 10.1073/pnas.0906974107
Donoso, C., y Lara, A. (1996). Utilización de los bosques nativos en Chile: pasado, presente y futuro.
Universidad Austral de Chile / CIPMA.
Duplessy, J.-C., Cortijo, E., Michel, E., y Waelbroeck, C. (2014). Paleoclimatology and human
adaptation. CNRS Editions.
DuPuy, P., Galaitsi, S., y Linkov, I. (2025). Carrying capacity in human-environment interactions: A
systematic review. Integrated Environmental Assessment and Management, 21(3), 526-539.
DOI: 10.1093/inteam/vjaf021
Elhacham, E., Ben-Uri, L., Grozovski, J., Bar-On, Y. M., y Milo, R. (2020). Global human-made mass
exceeds all living biomass. Nature, 588(7838), 442-444. DOI: 10.1038/s41586-020-3010-5
Friedlingstein, P., O'Sullivan, M., Jones, M. W., Andrew, R. M., Hauck, J., Olsen, A., Peters, G. P.,
Peters, W., Pongratz, J., Sitch, S., Le Quéré, C., Canadell, J. G., Ciais, P., Jackson, R. B., Alin,
S., Aragao, L. E. O. C., Arneth, A., Arora, V., Bates, N. R., ... Zaehle, S. (2020). Global carbon
budget 2020. Earth System Science Data, 12(4), 3269-3340. DOI: 10.5194/essd-12-3269-2020
Global Footprint Network. (2021). National Footprint and Biocapacity Accounts 2021 edition. York
University, Footprint Data Foundation y Global Footprint Network.
Hassan, S. T., Baloch, M. A., Mahmood, N., y Zhang, J. (2019). Linking economic growth and
ecological footprint through human capital and biocapacity. Sustainable Cities and Society, 47,
101516. DOI: 10.1016/j.scs.2019.101516
IPCC. (2023). Climate Change 2023: Synthesis Report. Intergovernmental Panel on Climate Change.
Jackson, T. (2017). Prosperity without growth: Foundations for the economy of tomorrow (2nd ed.).
Routledge.
pág. 4012
Koleff, P., Tambutti, M., March, I. J., Esquivel, R., Cantú, C., Lira-Noriega, A., y Urquiza-Haas, T.
(2009). Identificación de prioridades y análisis de vacíos y omisiones en la conservación de la
biodiversidad de México. In Capital natural de México (Vol. 2, pp. 651-718).
Krausmann, F., Lauk, C., Haas, W., y Wiedenhofer, D. (2018). From resource extraction to outflows of
wastes and emissions: The socioeconomic metabolism of the global economy, 1900–
2015. Global Environmental Change, 52, 131-140. DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2018.07.003
Martino, D. (2007). Deforestación en la Amazonía: principales factores de presión y
perspectivas. Revista del Sur, 169(1), 3-20.
Meadows, D. H., Meadows, D. L., Randers, J., y Behrens, W. W. III. (1972). The limits to growth.
Universe Books.
Miraux, L. (2022). Environmental limits to the space sector's growth. Science of the Total
Environment, 806, 150862. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.150862
Modigliani, F., y Miller, M. H. (1958). The cost of capital, corporation finance and the theory of
investment. The American Economic Review, 48(3), 261-297.
Muñoz del Campo, L., y Parra Vergara, I. (2024). Exploración de la insostenible desigualdad chilena a
través de una simple magnitud económica en primeras décadas del siglo XXI. Ciencia Latina:
Revista Multidisciplinar, 8(1), 6662-6681. DOI: 10.37811/cl_rcm.v8i1.10029
OIT (Organización Internacional del Trabajo). (2022). World Employment and Social Outlook: Trends
2022. International Labour Organization.
OMS (Organización Mundial de la Salud). (2021). World Health Statistics 2021: Monitoring health for
the SDGs. World Health Organization.
Peters, G. P., Minx, J. C., Weber, C. L., y Edenhofer, O. (2011). Growth in emission transfers via
international trade from 1990 to 2008. Proceedings of the National Academy of
Sciences, 108(21), 8903-8908. DOI: 10.1073/pnas.1006388108
Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Å., Chapin, F. S. III, Lambin, E., y Nykvist, B. (2009).
Planetary boundaries: exploring the safe operating space for humanity. Ecology and
Society, 14(2), 32. DOI: 10.5751/ES-03180-140232
Koleff, P., Tambutti, M., March, I. J., Esquivel, R., Cantú, C., Lira-Noriega, A., y Urquiza-Haas, T.
(2009). Identificación de prioridades y análisis de vacíos y omisiones en la conservación de la
biodiversidad de México. In Capital natural de México (Vol. 2, pp. 651-718).
Krausmann, F., Lauk, C., Haas, W., y Wiedenhofer, D. (2018). From resource extraction to outflows of
wastes and emissions: The socioeconomic metabolism of the global economy, 1900–
2015. Global Environmental Change, 52, 131-140. DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2018.07.003
Martino, D. (2007). Deforestación en la Amazonía: principales factores de presión y
perspectivas. Revista del Sur, 169(1), 3-20.
Meadows, D. H., Meadows, D. L., Randers, J., y Behrens, W. W. III. (1972). The limits to growth.
Universe Books.
Miraux, L. (2022). Environmental limits to the space sector's growth. Science of the Total
Environment, 806, 150862. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.150862
Modigliani, F., y Miller, M. H. (1958). The cost of capital, corporation finance and the theory of
investment. The American Economic Review, 48(3), 261-297.
Muñoz del Campo, L., y Parra Vergara, I. (2024). Exploración de la insostenible desigualdad chilena a
través de una simple magnitud económica en primeras décadas del siglo XXI. Ciencia Latina:
Revista Multidisciplinar, 8(1), 6662-6681. DOI: 10.37811/cl_rcm.v8i1.10029
OIT (Organización Internacional del Trabajo). (2022). World Employment and Social Outlook: Trends
2022. International Labour Organization.
OMS (Organización Mundial de la Salud). (2021). World Health Statistics 2021: Monitoring health for
the SDGs. World Health Organization.
Peters, G. P., Minx, J. C., Weber, C. L., y Edenhofer, O. (2011). Growth in emission transfers via
international trade from 1990 to 2008. Proceedings of the National Academy of
Sciences, 108(21), 8903-8908. DOI: 10.1073/pnas.1006388108
Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Å., Chapin, F. S. III, Lambin, E., y Nykvist, B. (2009).
Planetary boundaries: exploring the safe operating space for humanity. Ecology and
Society, 14(2), 32. DOI: 10.5751/ES-03180-140232
pág. 4013
UNESCO. (2021). *Global Education Monitoring Report 2021: Non-state actors in education*.
UNESCO.
US-EPA (United States Environmental Protection Agency). (2022). Inventory of US greenhouse gas
emissions and sinks: 1990–2022.
Victoria-Hernández, A., Niño-Alcocer, M., Rodríguez-Avalos, J. A., y Argumedo-Espinoza, J. A.
(2011, August). Generación de información de uso de suelo y vegetación proyectos y convenios
escala 1:50000. In INEGI, XIII Conferencia Iberoamericana de Sistemas de Información
Geográfica.
Wackernagel, M., y Beyers, B. (2019). Ecological footprint: Managing our biocapacity budget. New
Society Publishers.
Wackernagel, M., Hanscom, L., Jayasinghe, P., Lin, D., Murthy, A., Neill, E., y Raven, P. (2021). The
importance of resource security for poverty eradication. Nature Sustainability, 4(8), 731-738.
DOI: 10.1038/s41893-021-00733-6
Wackernagel, M., y Rees, W. (1996). Our ecological footprint: Reducing human impact on the Earth.
New Society Publishers.
Wackernagel, M., Schulz, N. B., Deumling, D., Linares, A. C., Jenkins, M., Kapos, V., Monfreda, C.,
Loh, J., Myers, N., Norgaard, R., y Randers, J. (2002). Tracking the ecological overshoot of the
human economy. Proceedings of the National Academy of Sciences, 99(14), 9266-9271. DOI:
10.1073/pnas.142033699
Wolters, T. (2022). Why is ecological sustainability so difficult to achieve? An in-context discussion
of conceptual barriers. Sustainable Development, 30(6), 2025-2039. DOI: 10.1002/sd.2360
World Bank. (2021). World Bank Open Data. https://datos.bancomundial.org
York University Ecological Footprint Initiative y Global Footprint Network. (2021). National Footprint
and Biocapacity Accounts 2021 edition.
Zalasiewicz, J., Williams, M., Waters, C. N., Barnosky, A. D., y Haff, P. (2016). The technosphere and
its relation to the Anthropocene. The Anthropocene Review, 3(1), 5-14.
UNESCO. (2021). *Global Education Monitoring Report 2021: Non-state actors in education*.
UNESCO.
US-EPA (United States Environmental Protection Agency). (2022). Inventory of US greenhouse gas
emissions and sinks: 1990–2022.
Victoria-Hernández, A., Niño-Alcocer, M., Rodríguez-Avalos, J. A., y Argumedo-Espinoza, J. A.
(2011, August). Generación de información de uso de suelo y vegetación proyectos y convenios
escala 1:50000. In INEGI, XIII Conferencia Iberoamericana de Sistemas de Información
Geográfica.
Wackernagel, M., y Beyers, B. (2019). Ecological footprint: Managing our biocapacity budget. New
Society Publishers.
Wackernagel, M., Hanscom, L., Jayasinghe, P., Lin, D., Murthy, A., Neill, E., y Raven, P. (2021). The
importance of resource security for poverty eradication. Nature Sustainability, 4(8), 731-738.
DOI: 10.1038/s41893-021-00733-6
Wackernagel, M., y Rees, W. (1996). Our ecological footprint: Reducing human impact on the Earth.
New Society Publishers.
Wackernagel, M., Schulz, N. B., Deumling, D., Linares, A. C., Jenkins, M., Kapos, V., Monfreda, C.,
Loh, J., Myers, N., Norgaard, R., y Randers, J. (2002). Tracking the ecological overshoot of the
human economy. Proceedings of the National Academy of Sciences, 99(14), 9266-9271. DOI:
10.1073/pnas.142033699
Wolters, T. (2022). Why is ecological sustainability so difficult to achieve? An in-context discussion
of conceptual barriers. Sustainable Development, 30(6), 2025-2039. DOI: 10.1002/sd.2360
World Bank. (2021). World Bank Open Data. https://datos.bancomundial.org
York University Ecological Footprint Initiative y Global Footprint Network. (2021). National Footprint
and Biocapacity Accounts 2021 edition.
Zalasiewicz, J., Williams, M., Waters, C. N., Barnosky, A. D., y Haff, P. (2016). The technosphere and
its relation to the Anthropocene. The Anthropocene Review, 3(1), 5-14.