Especies, espacios y riesgos - Instituto Nacional de Ecología

Especies, espacios y riesgos
Especies, espacios y riesgos
Monitoreo para la conservación
de la biodiversidad
Irene Pisanty y Margarita Caso
(Compiladoras)
Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales
Instituto Nacional de Ecología
Comisión para la Cooperación Ambiental
Unidos para la Conservación
Primera edición: octubre de 2006
D.R. © Instituto Nacional de Ecología (INE-Semarnat)
Periférico sur 5000, col. Insurgentes Cuicuilco,
C.P. 04530. México, D.F.
www.ine.gob.mx.os
Coordinación editorial, diseño de interiores
y tipografía: Raúl Marcó del Pont Lalli
Diseño de la portada: Álvaro Figueroa
Foto de la portada: Claudio Contreras
Corrección de estilo: Irene Pisanty con el apoyo
de Alejandra Domínguez
Versión para internet: Susana Escobar Maravillas
ISBN: 968-817-792-X
Impreso y hecho en México
Índice
Presentación
Adrián Fernández Bremauntz
11
Introducción
Hans Herrmann
15
1 La Ciencia ciudadana como herramienta para el monitoreo
de la biodiversidad
Paul E. Allen y Caren B. Cooper
17
2 Programa norteamericano de monitoreo de la mariposa Monarca
Karen S. Oberhauser
33
3 La región ecológica como marco geográfico en el monitoreo de espacios
Gerardo Bocco
59
4 El uso de la percepción remota y de los sistemas de información geográfica para el monitoreo ambiental
Diego Fabián Lozano García y Ma. del Consuelo Hori Ochoa
65
5 Programa para detección de puntos de calor mediante técnicas de percepción remota
Raúl Jiménez, Isabel Cruz, Michael Schmith, Rainer Ressl,
Silke Ressl, Gerardo López y Enrique Muñoz
85
6 Utilidad de un marco ecoregional en el manejo de áreas continentales de conservación
David A. Gauthier
91
7 Consideraciones y métodos para el establecimiento de programas de monitoreo marino
Mark A. Zacharias
113
8 Introducción a una metodología para evaluar la efectividad
135
de la gestión de las áreas marinas protegidas
Robert S. Pomeroy, Lani M. Watson, John E. Parks y Gonzalo A. Cid
9 Técnicas de monitoreo para el manejo de especies invasoras
Jenny A. Ericson
159
10 Los derrames de petróleo en el ambiente marino
Alfonso V. Botello, Susana Villanueva F. y
Leonardo García Hernández
173
11 Los reportes del estado del ambiente con base en indicadores ambientales: un puente entre la política pública y la ciencia
Jane Barr
181
12 Indicadores ambientales y retos conceptuales para operar políticas públicas
Cuauhtémoc León
195
13 Indicadores biofísicos en sedimentos acuáticos
Ma. Luisa Machain Castillo y Ana Carolina Ruiz Fernández
205
14 A modo de conclusión: monitoreo para la sustentabilidad
Irene Pisanty y Margarita Caso
221
Agradecimientos
235
Los autores
237
Encarte a color
Entre las páginas 80 y 81
Presentación
11
P resentación
D
urante la segunda mitad del siglo XX, mientras la ecología se consolidaba como una disciplina científica moderna y compleja, las actividades
humanas como la urbanización, la deforestación y la quema de combustibles fósiles fueron cambiando la faz de la Tierra a un ritmo y en una dirección
completamente inéditas. La disrupción antropogénica del mundo natural entró
en una dimensión sin precedentes en la historia humana y en la natural. Quedó
así planteada la necesidad de generar un nuevo universo de conocimiento que
demanda la incorporación de los fenómenos ecológicos, complejos como son, a
los aún más complejos procesos sociales de los que derivó la problemática ambiental contemporánea.
Documentar variables naturales y conformar cuerpos de datos con diferentes
grados de complejidad, que van desde el nivel genético hasta la dimensión planetaria, es complicado no sólo desde el punto de vista metodológico, sino desde
la concepción misma que permite asumir esta interrelación como constante y
determinante.
Actualmente, debido a los profundos y acelerados cambios que estamos ocasionando en los ecosistemas, hemos tenido que reconocer y apreciar la importancia
de la evaluación, la cuantificación y el monitoreo de una serie de parámetros del
entorno físico y biológico que nos permiten observar tendencias y detectar y, en
su caso, prevenir o resolver problemas ambientales. Nuestras habilidades de mo11
12
A. Fernández
nitoreo son aún limitadas en la mayoría de los casos, y aún es necesario elaborar
indicadores y métodos de análisis para muchos aspectos.
En muchas ocasiones, aun cuando se cuenta con técnicas de medición y de
evaluación precisas, debemos crear nuevas medidas o nuevos indicadores que se
ajusten a las limitaciones económicas o temporales con las que se topa cotidianamente cualquier esfuerzo relacionado con la atención a los problemas ambientales.
Con frecuencia resulta muy difícil concentrar en un sólo indicador el resultado
del monitoreo de procesos ecológicos, sociales y económicos a modo de contar
con algo que se aproxime a ser un indicador de sustentabilidad. A pesar de estas
limitaciones y retos, cada vez hay mayor sensibilización y reconocimiento por parte
de quienes diseñan políticas públicas y toman decisiones, de la importancia y de
la urgencia de contar con programas específicos de monitoreo que proporcionen
datos confiables y comparables sobre parámetros ambientales. A este reconocimiento ha contribuido sin duda la actuación de grupos sociales interesados por
el medio ambiente y de quienes desde el sector académico coadyuvan al análisis
y a la solución de los problemas ambientales.
En este volumen presentamos el trabajo del Primer taller de conservación de
la biodiversidad de América del Norte: especies, espacios y riesgos, realizado en
abril de 2004 en La Primavera, Zapopan (Jalisco) con la finalidad de analizar los
métodos de monitoreo para diferentes niveles ecológicos, incluidos el poblacional
y ecosistémico, que son útiles y necesarios para la conservación de la extraordinaria diversidad de América del Norte y de los múltiples servicios ambientales que
las especies y los ecosistemas de esta región nos brindan. Igualmente, se revisan
algunos métodos de monitoreo de las amenazas que enfrenta la biodiversidad
específica y ecosistémica de esta región.
Este taller es el resultado de la convicción de que no podemos aspirar a la resolución de nuestros problemas ambientales regionales, nacionales o locales sin
apoyarnos en el conocimiento científico de los parámetros que los caracterizan y
de los procesos que subyacen. El monitoreo es una parte medular de este conocimiento, y si bien no es sinónimo de resolución de la problemática ambiental, sí es
una condición sin la cual ésta simplemente no es viable. Una segunda convicción
de la cual derivó este ejercicio, que congregó a más de 100 personas, es que la
cooperación es el cauce indicado para enfocar los problemas regionales. La región norteamericana tiene una larga historia de colaboración ambiental entre los
tres países que la conforman, que se ha consolidado y fortalecido a través de los
Presentación
13
diez años de logros de la Comisión de Cooperación Ambiental (CCA). El Instituto
Nacional de Ecología (INE) celebra haber tenido la oportunidad de realizar este
Taller y esta publicación de manera conjunta con la CCA.
El INE cumple con su mandato a través de cuatro rubros: la investigación, la
colaboración, la difusión y la capacitación. Con ello, contribuye a poner el conocimiento científico al servicio de la toma de decisiones orientadas hacia el desarrollo
sustentable. Este taller, enfocado al fortalecimiento de capacidades de monitoreo,
nos permitió poner en contacto a personas involucradas con los problemas ambientales desde los ámbitos social, gubernamental y académico, actualizar sus
conocimientos, discutir sobre temas específicos y generales alrededor del monitoreo, y realizar un importante intercambio de ideas y experiencias a través de las
mesas de trabajo. La intervención de expertos de primer nivel de los tres países de
América del Norte permitió poner al día los conocimientos de los asistentes, entre
los que se encontraban miembros de gobiernos locales, estatales y federales, y de
organizaciones sociales, dándoles acceso a lo más reciente y actualizado de las
metodologías, los conceptos y la problemática práctica y teórica del monitoreo a
diferentes niveles y con diferentes enfoques y objetivos. Además, fue el espacio
idóneo para la conformación de una red de asesores y de “monitoreadores” que,
esperamos, habrá de dar frutos a corto, mediano y largo plazo.
El Instituto Nacional de Ecología ha impulsado la cooperación entre los múltiples actores involucrados en la protección y conservación de la naturaleza y de
los recursos naturales y en la búsqueda de lo que genéricamente llamamos sustentabilidad. Muchos son los logros que en este sentido se han alcanzado en las
últimas décadas, pero muchos más son los retos que hay que enfrentar. Por ello, el
fortalecimiento de las capacidades a nivel nacional es una meta prioritaria, y nos
complace haber contribuido a ella a través de este ejercicio, sin duda enriquecedor
para todas las partes involucradas.
Adrián Fernández Bremauntz
Presidente del Instituto
Nacional de Ecología
Introducción
15
I ntroducción
L
a Comisión para la Cooperación Ambiental (CCA) nace del Acuerdo de Cooperación Ambiental de América del Norte, uno de los convenios paralelos del
Tratado de Libre Comercio de esta región que entró en vigor en 1994. La Comisión atiende asuntos ambientales de preocupación común, contribuye a prevenir
posibles conflictos ambientales derivados de la relación comercial y promueve la
aplicación efectiva de la legislación ambiental. El Acuerdo complementa las disposiciones ambientales del Tratado de Libre Comercio de América del Norte (TLC).
A lo largo de sus diez años de vida, la CCA ha promovido, desde un nicho único,
acciones de cooperación entre México, Estados Unidos y Canadá, y se ha transformado en un motor para la cooperación ambiental a nivel regional, generando
acciones benéficas para la región como un todo y para cada una de sus partes.
Desde sus inicios, la CCA ha puesto un fuerte énfasis en la protección y conservación de la espectacular biodiversidad específica y ecosistémica de América
del Norte, y ha impulsado importantes iniciativas para entender la problemática
de especies y ecosistemas característicos, que por una u otra causa resultan prioritarios o cuya atención regional es urgente. A fin de fortalecer sus acciones en
este sentido, el Consejo de Ministros conformó, en 2001, el Grupo de Trabajo de
Conservación de la Biodiversidad de América del Norte (Biodiversity Conservation
Working Group, BCWG), en el que participan funcionarios de diferentes dependencias de los tres gobiernos.
15
16 Hans Herrmann
El Grupo de trabajo para la conservación de la biodiversidad de América del
Norte desarrolló la Estrategia de cooperación para la conservación de la biodiversidad, e identificó, de acuerdo con los principios establecidos en la declaración de Puebla del Consejo de Ministros de la CCA, como una línea de acción el
fortalecimiento de capacidades y el entrenamiento a través de la realización de
talleres trinacionales en los cuales se tiene contemplado abordar la problemática
común, definir retos y oportunidades, elaborar recomendaciones y acordar líneas
de trabajo conjunto. Adicionalmente, estos talleres representan foros dinámicos
para el intercambio de experiencias entre los participantes.
Los talleres trinacionales son herramientas y espacios fundamentales que
servirán para fortalecer el trabajo cotidiano que se lleva a cabo en cada país y
contribuirán para estrechar los lazos de comunicación y cooperación entre especialistas y expertos de los tres países.
En esta ocasión, se identificó como prioritario fortalecer las capacidades y
habilidades del personal técnico a cargo de los programas de conservación en
Canadá, los Estados Unidos y México en temas vinculados con el monitoreo de
espacios, especies y riesgos.
Hans Herrmann
Comisión para
la Cooperación Ambiental
Ciencia ciudadana
1
17
La Ciencia ciudadana como
herramienta para el monitoreo
de la biodiversidad
Paul E. Allen y Caren B. Cooper
La Ciencia ciudadana como herramienta
para el monitoreo
El monitoreo para evaluar tendencias espacio-temporales de la diversidad
biológica se ha vuelto cada vez más importante conforme se expande la
población humana y el uso de los recursos. La mayor parte del monitoreo
es efectuada por agencias gubernamentales cuyo encargo es el manejo de
los recursos naturales y por organizaciones no gubernamentales (ONG) que
tengan por misión la conservación de la biodiversidad (vgr. Partners in Flight).
Ciencia ciudadana es un punto de reunión por medio del cual los voluntarios
participan en proyectos de investigación, a menudo a través de la recolección
de datos sobre una variedad de escalas temporales y espaciales. Opera sobre
el principio de que los entusiastas de la naturaleza, de todas las edades y
niveles de aptitud, pueden aportar contribuciones importantes y confiables.
Puede ser estructurada para cubrir un rango de objetivos que no compitan
los unos con los otros, desde la educación pública informal (vgr. el énfasis
sobre el “ciudadano”) hasta la investigación guiada por una hipótesis (por
ejemplo, el énfasis sobre la “ciencia”). Como herramienta para recolectar datos
de biodiversidad, es una manera particularmente poderosa para monitorear
sobre escalas geográficas y temporales amplias. El uso de Ciencia ciudadana
para el monitoreo de la biodiversidad alberga el potencial de cambiar las
17
18
P. Allen y C. Cooper
actitudes del público hacia la ciencia, el medio ambiente y la conservación,
puesto que la participación activa en un programa de monitoreo es una experiencia educativa informal. Ciencia ciudadana permite que el monitoreo
sea integrado en investigaciones impulsadas a partir de hipótesis, fomentando
una comprensión y apreciación del método científico y de la naturaleza de la
investigación científica (Bonney y Dhondt 1997, Trumbull et al. 2000, Evans
et al. 2003, Bonney 2004, Krasny y Bonney, 2005, Brossard et al. 2005, Trumbull et al. en prensa). Una experiencia como esta puede también promover
la conciencia ambiental y el interés en la administración responsable de los
sistemas biológicos. En este capítulo nos enfocamos en el monitoreo de las
especies de aves, pero la herramienta que describimos puede ser usada para
todo tipo de monitoreo de la biodiversidad.
Componentes clave del monitoreo en
Ciencia ciudadana
Los objetivos de los proyectos de Ciencia ciudadana varían, pero es siempre
una herramienta flexible que puede ser adaptada a varios propósitos y ambientes operativos (tabla 1). El Laboratorio de Ornitología de Cornell (CLO
por sus siglas en inglés) tiene varios proyectos exitosos con este enfoque (tabla
2). Un análisis de sus características puede ser utilizado para diseñar nuevos
programas de monitoreo en el paradigma de este proyecto.
Establecer objetivos. Como con cualquier programa de monitoreo, las
metas y objetivos deben estar claramente formulados antes de ponerlo en
marcha (Yoccoz et al. 2001). Se delinearán tres preguntas básicas que deben
ser adecuadamente contestadas antes de comenzar: (1) ¿por qué el monitoreo?
(2) ¿qué debe ser monitoreado? y (3) ¿cómo debe realizarse el monitoreo?
Usualmente los objetivos del monitoreo son: (a) identificar el estado del sistema, y (b) proporcionar información acerca de la respuesta del sistema a las
acciones asociadas al manejo (Yoccoz et al. 2001). Si la respuesta a “¿Por qué
el monitoreo?” está estrechamente ligada con la evaluación de las políticas de
manejo o con proporcionar información que ayude a las decisiones de gestión,
entonces el monitoreo debería de ser integrado con manejo adaptativo (Walters
1986). Con una respuesta clara a “¿Por qué el monitoreo?,” se vuelve mas fácil
determinar qué variables cuantitativas hay que monitorear y de acuerdo a qué
diseño de muestreo. Después de decidir qué hay que monitorear, la siguiente
etapa es determinar cómo llevar a cabo el monitoreo y definir si un enfoque
del tipo de Ciencia ciudadana puede cumplir con la tarea. Puede haber ciertas
Ciencia ciudadana
19
Tabla 1. Los proyectos de Ciencia ciudadana pueden ser adaptados
a diversas necesidades porque son flexibles y varían
a lo largo de diferentes dimensiones
Dimensión
Valor
Marco geográfico
Local → regional → nacional → continental → global
Marco temporal
Toma instantánea (días)
→ estacional (meses)
→ en curso, continua
Nivel de habilidad de los
participantes
Habilidad básica
→ amateur (entusiasta)
→ profesional
Protocolos y métodos
Simple (etapa única, variable única)
→ complejo (colección de múltiples variables o datos
jerárquicamente estructurados)
Financiera
Gratuita, se requiere una contribución monetaria para
participar
Compromiso en tiempo del
participante
Oportunista/incidental
→ controlado, pero por un sólo periodo
→ controlado, periodos cortos repetidos
→ controlado, periodos repetidos y largos
Tecnología
Formularios sobre papel
→ formularios de datos electrónicos
→ envío de datos en línea (www)
Objetivo educacional
Conciencia ambiental, conocimiento científico
Objetivo del monitoreo
(población)
Ocurrencia (presencia de datos)
→ distribución (presencia y ausencia de datos)
→ índice de abundancia
→ abundancia verdadera, densidad local
Objetivo del monitoreo
(demográfico)
Fecundidad, sobrevivencia juvenil, sobrevivencia adulta,
dispersión, comportamiento reproductivo
20
P. Allen y C. Cooper
Tabla 2. Ejemplos de redes de Ciencia ciudadana,
redes de monitoreo voluntario y Proyectos de Ciencia
ciudadana en el Laboratorio de Ornitología de Cornell
Proyecto FeederWatch1 Great Backyard Bird
Count
eBird (aVerAves) 2
URL
www.birds.cornell.
edu/pfw/
www.birdsource.
org/gbbc/
www.ebird.org/
aVerAves/
Marco geográfico
Nacional (Canadá,
Estados Unidos)
Nacional (Canadá,
Estados Unidos)
Continental
(América del Norte)
Marco temporal
Estacional
Instantánea anual
Continua, en
proceso
Nivel de habilidad
de los participantes
Habilidades básicas
de identificación
de aves
Habilidades básicas
a avanzadas de
identificación de
aves
Habilidades básicas
a avanzadas de
identificación de
aves
Protocolos y
métodos
Relativamente
sencillos
Sencillos
Soporta múltiples
protocolos; sencillo
a complejo
Financiero
Tarifa de participación Gratuito
Gratuito
Compromiso
en tiempo del
participante
Partes de dos días
5 minutos – 4 días/
consecutivos con
año
frecuencia cada semana
durante el invierno
Determinado por el
participante
Tecnología
Formularios
escaneables en papel
www
www
Objetivo
Distribución, índice de Distribución
abundancia
www
Abundancia;
distribución
(Continúa)
Ciencia ciudadana
21
Tabla 2. Ejemplos de redes de Ciencia ciudadana
redes de monitoreo voluntario y proyectos de Ciencia
ciudadana en el Laboratorio de Ornitología de Cornell
The Birdhouse
Network
House Finch Disease
Survey
House Finch Nest
Survey
URL
www.birds.cornell.
edu/birdhouse/
www.birds.cornell.
edu/hofi/
www.birds.cornell.
edu/hofins/
Marco geográfico
Marco geográfico
nacional (Canadá,
Estados Unidos)
Nacional (Canadá,
Estados Unidos)
Nacional (Canadá,
Estados Unidos)
Marco temporal
Estacional
Continua, en proceso Estacional
Nivel de habilidad
de los participantes
Habilidades de
monitoreo de nidos
requeridas
Habilidades de
identificación de
aves
Búsqueda de nidos,
habilidades de
monitoreo de nidos
requeridas
Protocolos y
métodos
No son sencillos pero
tampoco complejos
Simples
No son sencillos
pero tampoco
complejos
Financieros
Tarifa de participación
Gratuita
Gratuita
Compromiso
en tiempo del
participante
Por lo menos varios
días al año
Determinada por el
participante
Por lo menos varios
días al año
Tecnología
www
Formularios en papel, Formularios en
www
papel
Objetivo
Demográfico
(fecundidad,
sobrevivencia
de los juveniles);
comportamiento
reproductivo
Distribución, índice
de abundancia de los
individuos enfermos
Demográfico
(Continúa)
22
P. Allen y C. Cooper
Tabla 2. Ejemplos de redes de Ciencia ciudadana,
redes de monitoreo voluntario y Proyectos de Ciencia
ciudadana en el Laboratorio de Ornitología de Cornell
Golden-winged
Warbler Atlas Project
Urban Bird Studies2,3
BFL
URL
www.birds.cornell.
edu/gowap/
www.urbanbirds.org
www.birds.cornell.
edu/bfl
Marco geográfico
Regional
Internacional
Nacional (Estados
Unidos, Canadá)
Marco temporal
Estacional
Continuo, corriente
Estacional
Nivel de habilidad Avanzado
de los participantes
Básico a avanzado
Amateur/ornitólogo
profesional
Protocolos y
métodos
Complejo
Relativamente sencillo Complejo
Financiero
Gratuito
Gratuito
Gratuito
Compromiso
en tiempo del
participante
Varios días por año
Determinado por el
participante
Por lo menos varios
días al año
Tecnología
Formularios sobre
papel
Formularios sobre
papel, www
Formularios sobre
papel, www
Objetivo
Distribución; índice de
abundancia
Educación; conciencia Indice de
ambiental; abundancia; abundancia
distribución; índice
de abundancia;
comportamiento
reproductivo
1 Materiales del proyecto en francés e inglés.
2 Materiales del proyecto en inglés y español.
3 Estudios urbanos de aves en una secuencia de cinco proyectos enfocado a paisajes urbanos: Birds
in the City; (pájaros en la ciudad) PigeonWatch; (observando pichones) Crows Counts; (contando
cuervos) Dove Detectives; (detectives de palomas), y Gulls Galore. (Numerosas gaviotas).
Ciencia ciudadana
23
limitaciones sobre los tipos de variables que los voluntarios pueden monitorear (vgr. es más fácil tomar los datos sobre la abundancia o la distribución
de especies que los datos demográficos o conductuales detallados). El origen
de los datos sesgados puede ser la participación de voluntarios múltiples, de
muestreos desiguales y la variación inherente a la percepción. Para minimizar
los errores de detección y de los observadores, los investigadores pueden explícitamente estimar la probabilidad de detección para los métodos de toma
de datos, y usar índices que incorporen (o métodos que estandardicen) el
esfuerzo del observador.
Identificar las comunidades objetivo para el reclutamiento de participantes.
Una manera ideal de crear una red de voluntarios para el monitoreo es incorporar organizaciones comunitarias existentes. En los Estados Unidos, la
afiliación formal con grupos cívicos o sociales está declinando (Putnam 2000),
lo que podría dificultar los esfuerzos de reclutamiento. La tabla 3 resume los
objetivos del Laboratorio de Ornitología de Cornell.
Tabla 3. Resumen para el reclutamiento
y asociaciones de audiencia objetivo
Niños
Adultos
Programas para después de la escuela
Clubs escolares
Scouts, clubs de niños/niñas, etc.
Escuelas: programas de clases
Grupos cívicos (Rotarios, Kiwanis, etc.)
Barrios, organizaciones del barrio, pueblos
Miembros de organizaciones de conservación sin fines
de lucro (ej., Audubon Society)
Miembros de organizaciones de aficionados sin fines
de lucro (ej., jardines, observaciones de aves, etc.)
Clientes de tiendas privadas de venta de menudeo (ej.,
Wild Birds Unlimited)
Jubilados
Reclutamiento y estrategias de mercadotecnia. Una vez que las comunidades
“objetivo” han sido identificadas, se pueden seguir muchas estrategias, desde
el boca a boca hasta anuncios pagados en todo tipo de medios. El CLO ha tenido éxitos con campañas directas de correo, invitaciones a listas electrónicas,
anuncios en línea (blogs, sitios web tradicionales, noticias en línea), panfletos
24
P. Allen y C. Cooper
promocionales, portavoces, y/o presentaciones formales en museos, centros
de interpretación de la naturaleza, zoológicos, y festivales. El CLO también ha
reclutado voluntarios con base en lazos derivados de productos (por ejemplo,
comederos para aves), acuerdos con clubs/asociaciones (como el reclutamiento
dentro de la Sociedad Norteamericana de Azulejos (North American Bluebird
Society), comunicados de prensa en todo tipo de medios (periódicos, revistas,
hojas informativas, radio, TV), en particular durante eventos relacionados,
como el Día de la Tierra, o al declarar nuestros propios eventos (vgr. el Gran
Conteo de Pájaros desde el Patio (Great Backyard Bird Count). Un método
promocional exitoso y eficiente en términos de costo ha sido el de escribir
artículos para revistas populares (vgr. Birds and Blooms).
Entrenamiento de los participantes. Una vez que están inscritos en la
iniciativa de monitoreo, los voluntarios pueden requerir de varios niveles
de capacitación, dependiendo de su experiencia previa y del protocolo de
monitoreo. El entrenamiento puede ser muy importante para mejorar la
obtención de datos. Los medios para el entrenamiento pueden ser tutoriales
escritos (impresos o en línea) manuales, videos, animaciones, o bien oralmente
de persona a persona.
Retención. Retener a los voluntarios en proyectos de Ciencia ciudadana es
importante por consideraciones financieras, logísticas y científicas relativas a
la calidad de los datos. La tasa de retención de los voluntarios es más elevada
cuando reciben retroalimentación, cuando la que ellos proporcionan es respetada, y cuando son parte de una comunidad.
Retroalimentación a los participantes. El factor más importante para mantener un proyecto de monitoreo que se apoya en Ciencia ciudadana es el de
proporcionar una rápida retroalimentación sobre el estatus de los esfuerzos
de monitoreo. La retroalimentación puede ser tan sencilla como un reconocimiento escrito o verbal (“Gracias por participar”), o tan sofisticado como
búsquedas dinámicas de los datos en línea. Otros tipos de retroalimentación
incluyen comunicar cómo se ubica cada participante en el proyecto completo,
boletines que destacan las contribuciones individuales de participantes seleccionados como dibujos hechos por niños, y presentaciones estáticas de los
datos en línea, como tablas, gráficas y mapas de datos importantes.
Retroalimentación de los participantes. Aunque los participantes tengan
como función primaria obtener y reportar los datos de sus observaciones, muchos buscarán involucrarse en otros aspectos del monitoreo. Con frecuencia,
los participantes podrán proporcionar insumos en cuanto a los protocolos de
campo. Ocasionalmente los participantes podrán retroalimentar a otras áreas,
Ciencia ciudadana
25
como la formación de los objetivos de monitoreo o reclutamiento y estrategias
de mercadotecnia, en particular si estos temas son similares a sus propias
profesiones. No toda la retroalimentación será útil o dará como resultado
cambios al proyecto de Ciencia ciudadana, pero toda la retroalimentación
deberá ser cuidadosamente reconocida.
Crear una comunidad entre participantes. Demostrar cómo los esfuerzos
individuales se inscriben dentro de un marco más amplio y proporcionar
espacios para que los participantes interactúen es importante para asegurar
que los voluntarios se sientan valorados y, a su vez, le den importancia a los
objetivos del proyecto. Los proyectos de Ciencia ciudadana de CLO hospedan
listas de servidores electrónicos y foros de discusión en línea en donde los
participantes pueden discutir el proyecto. Por ejemplo, durante el pico de la
temporada de reproducción, el servidor “Bluebird-L” recibe aproximadamente
de 15 a 20 correos electrónicos al día.
Obtención de datos y organización. Hay muchas opciones para recolectar,
organizar y guardar los datos reunidos por los participantes en Ciencia ciudadana. La opción más sencilla para reunir los datos es usar formularios en
papel. Su utilización resulta sencilla para los participantes pero implica un
gran esfuerzo para el personal del proyecto, que deberá transcribir manualmente la información a una base de datos u hoja de cálculo (Microsoft Excel,
Microsoft Access, FileMaker Pro). El procesamiento manual de formularios
escritos es una opción aceptable para el monitoreo a pequeña escala o para un
proyecto piloto, pero resulta prohibitiva para esfuerzos de monitoreo a gran
escala debido a los costos relativos a la captura de datos.
La tecnología de reconocimiento de caracteres ópticos (OMR por sus
siglas en inglés), como la que se utiliza para las pruebas estandardizadas en
escuelas públicas, utiliza formularios de papel que contienen campos o “burbujas” que se deben de llenar con un lápiz. Los formularios OMR pueden ser
automáticamente convertidos en datos digitales, pero a menudo requieren
de una edición manual debido a la elevada tasa de errores en el proceso de
digitalización. Algunos programas de cómputo de OMR permiten que los
cuestionarios hechos en machotes sean reproducidos por medio de fotocopias o distribuidos electrónicamente e impresos por los participantes. Una
desventaja de la tecnología OMR es la densidad limitada de información que
puede ser contenida en cada formulario.
El método de reconocimiento de caracteres ópticos (OCR por sus siglas
en inglés) permite que los participantes inscriban cuidadosamente caracteres y números en áreas determinadas sobre los formularios. Conforme se
26
P. Allen y C. Cooper
digitalizan los formularios, los programas informáticos de reconocimiento
de caracteres convierten a los números y caracteres en datos binarios. Al
igual que la tecnología OMR, los programas para OCR permiten que los
formularios diseñados sean fotocopiados y distribuidos electrónicamente.
Los participantes probablemente encontraran la tecnología OCR más fácil
de manejar que la OMR.
Una opción que permite eliminar los formularios impresos en papel es la
de utilizar formularios en Adobe PDF y la versión 7.0 o posterior de Adobe
Reader. La versión gratuita de Adobe Reader permite que los formularios
PDF creados en Adobe Acrobat Professional (v 7.0) sean capturados y que su
contenido digital le sea enviado por correo electrónico a un proyecto o salvado
en un disco. Las herramientas de Adobe permiten que los datos enviados en
los formularios PDF sean compilados en una sencilla hoja de cálculo. Esta
solución es gratuita para los participantes y relativamente barata para los
que están a cargo del proyecto. Sin embargo, los participantes necesitan de la
versión 7.0 de Adobe Reader, que hasta la fecha de este escrito no es de uso
común. Este método podría ser ideal en una situación en la cual un proyecto
pudiese distribuir discos compactos con la versión gratuita de Adobe Reader
junto con otro material para los participantes del proyecto.
Una solución virtual sencilla para la recolección de datos es la aplicación
directa de encuestas en línea (o la compra de un servicio de encuesta en
línea como www.keysurvey.com) para producir formularios de recolección
de datos, igualmente en línea, al procesar dichos formularios como si fueran
encuestas. La validación en línea de los datos puede ser limitada al usar este
método. También será difícil comparar de manera confiable la información
enviada por un mismo usuario a través del tiempo, puesto que los programas
de encuestas no utilizan generalmente el concepto de autentificación (login)
y en su lugar, tratan a los usuarios de manera anónima.
Una opción que los proyectos de Ciencia ciudadana podrían utilizar para
recopilar información son formatos elaborados ad hoc para la captura de
datos en línea. Las funciones de la red hechas a la medida pueden ofrecer
formularios que pueden ser llenados por cualquier usuario con un buscador
y una conexión a internet. Los datos capturados en línea pueden ser validados conforme los introduce el participante, y enviados en línea pueden ser
salvados directamente en una base de datos sin ninguna supervisión por parte
del personal del proyecto.
Divulgación de los resultados. Una parte de los objetivos de un programa
de monitoreo debería ser informar sobre las decisiones de manejo y, tal vez,
Ciencia ciudadana
27
probar hipótesis. Así, el éxito final de un proyecto puede ser juzgado al ver qué
tan bien han sido divulgados los resultados. Los proyectos de Ciencia ciudadana de CLO han producido numerosas publicaciones arbitradas, manuales
para gestores de manejo de tierras, tesis y reportes gubernamentales (Apéndice
1). Adicionalmente, el CLO también produce dos publicaciones periódicas,
BirdScope (un boletín de prensa trimestral) y Living Bird (una lustrosa revista trimestral), con una circulación de decenas de miles de ejemplares que a
través de los años han aportado a los participantes cientos de artículos sobre
los resultados de los monitoreos en los que estuvieron involucrados.
Otros ejemplos. Aunque hay muchas organizaciones que operan proyectos de
Ciencia ciudadana, aquí resaltamos algunas organizaciones cada una con varios
proyectos de este tipo como el Laboratorio de Ornitología de Cornel, Bird Studies
Canada (www.bsc-eoc.org) y el Consorcio Británico para la Ornitología (British
Trust for Ornithology www.bto.org). NatureWatch (www.naturewatch.ca) es un
proyecto de cooperación entre Nature Canada, la Universidad de Guelph y la
Red de Monitoreo Ecológico de Environment Canada, que es la dependencia
federal ocupada de asuntos ambientales. NatureWatch tiene redes voluntarias
de monitoreo para anfibios (FrogWatch), para promover la toma de conciencia
de la ecología del suelo (WormWatch), y proyectos de fenología relacionados
con el cambio climático (PlantWatch e IceWatch). Journey North (www.learner.
org/jnorth/) se enfoca a involucrar a estudiantes en el monitoreo de la migración
de la fauna silvestre y la fenología a lo largo de un rango de grupos taxonómicos,
y MonarchWatch (www.monarchwatch.org) es un portal que da acceso a varios
tipos de proyectos de monitoreo de la mariposa Monarca.
Limitantes de Ciencia ciudadana. Los proyectos de monitoreo mal planeados que colectan datos simplemente por el hecho de “obtener más información”
siempre serán criticados (Yoccoz et al. 2001). Aun así, los datos pueden ser
utilizables a posteriori. Incluso los reportes anecdóticos pueden ser de importancia crítica. Por ejemplo, Krajick (2003) reportó en la revista Science que las
observaciones incidentales hechas por los observadores de aves sobre ambas
costas de América del Norte tenían el mérito de haber ayudado a identificar las
causas por las que las poblaciones de las gaviotas marfil (Pagophila eburnea)
estuvieran declinando. Sin embargo, un programa de monitoreo con objetivos
bien desarrollados será más útil y menos riesgoso que uno con el simple objetivo de colectar más información. Más aún, el ímpetu de planear adecuadamente
el monitoreo es más importante cuando el método seleccionado es el de la
Ciencia ciudadana, porque es necesario contrarrestar el supuesto de que las
redes de voluntarios sólo son útiles para la educación informal. La validez de
28
P. Allen y C. Cooper
los datos y las subsecuentes conclusiones serán probablemente cuestionadas
cuando el monitoreo es llevado a cabo vía Ciencia ciudadana. Como cualquier
proyecto que se basa en voluntarios, los temas de la parcialidad por parte del
observador y del error deben ser tomados en cuenta.
Aunque una crítica generalizada a los programas basados en la participación de voluntarios como herramienta metodológica no tenga fundamento,
sí hay que reconocer que hay verdaderas limitaciones acerca de los tipos de
variable y el grado de precisión que los voluntarios pueden obtener. La mejor
manera de contrarrestar estas limitantes es aprovechar el trueque de conjuntos
de datos de gran escala, burdos (de baja precisión), colectados vía Ciencia
ciudadana por datos de alta precisión y de pequeña escala, colectados con
métodos tradicionales.
El CLO ha elevado a la Ciencia ciudadana a una disciplina creíble, tal y
como ha sido reportado en la revista Science (Bhattacharjee 2005). Ciencia
ciudadana permite a los investigadores hacer corresponder sus métodos de
campo a la escala de sus preguntas, que pueden abarcar un marco temporal
y espacial más amplio que el de la ciencia tradicional.
Acerca de los autores
Paul Allen es el Director Asistente del Departamento de Ciencia de la Información del Laboratorio de Ornitología de Cornell. Caren Cooper es investigadora
asociada en el Programa de Estudio de Población de Aves en el Laboratorio
de Ornitología de Cornell. El laboratorio de Ornitología de Cornell es una
institución sin fines de lucro cuya misión es la de interpretar y conservar la
diversidad biológica de la Tierra por medio de investigación, educación y
Ciencia ciudadana enfocada hacia los pájaros. Los programas del CLO trabajan
con ciudadanos, científicos, agencias gubernamentales y no-gubernamentales
a lo ancho de Norte América e incluso más allá.
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Apéndice 1
Artículos sobre el proceso de la Ciencia ciudadana
por personal del CLO
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F. Graham y B. Lewenstein (eds.). Creating Connections: Museums and the Public Understanding of Current Research. Altamira Press, Whalnut Creek, EUA. 379 pp.
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Artículos basados sobre datos del CLO acerca de
proyectos actuales de Ciencia ciudadana
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Dhondt A. A., S. Altizer, E. G. Cooch, A. K. Davis, A. Dobson, M. J. L. Driscoll, B.
K. Hartup, D. M. Hawley, W. M. Hochachka, P. R. Hosseini, C. S. Jennelle, G. V.
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Monitoreo de mariposa Monarca
2
33
El Programa norteamericano de
monitoreo de la mariposa Monarca
Karen S. Oberhauser
Introducción
La mariposa Monarca utiliza diversos hábitats que abarcan la mayor parte
de la zona templada de América del Norte durante su ciclo migratorio
anual, y su población fluctúa dramáticamente en un mismo año y de un año
a otro (Oberhauser 2004). En el transcurso de un ciclo anual (que incluye
la reproducción en los Estados Unidos y el sur de Canadá, la migración
por un amplio rango latitudinal, y la hibernación en el centro de México y
la costa de California) la distribución y abundancia de las monarcas se ve
afectada tanto por condiciones ambientales presentes, como por eventos
que sucedieron durante etapas previas. Por ejemplo, la abundancia de las
monarcas en junio en la parte norte del centro de los Estados Unidos puede
ser afectada por tormentas en el centro de México que sucedieron en el mes
de enero previo, o por condiciones secas en Texas durante abril y mayo.
La cantidad de monarcas se ve también afectada por la abundancia de sus
plantas hospederas, por la competencia por parte de otros herbívoros que
consumen algodoncillo y por depredadores. Además, las poblaciones de
monarcas son vulnerables al cambio de uso del suelo, al uso de pesticidas y
al cambio climático inducido antropogénicamente (Zalucki 1982, Malcolm
et al. 1987, Zalucki y Rochester 1999, 2004, York y Oberhauser 2002, Oberhauser y Peterson 2003, Batalden et al. en prensa).
33
34
K. Oberhauser
Debido a la extensa superficie cubierta por las monarcas y a la variedad de
requerimientos de hábitats a lo largo de su ciclo anual, se deben incluir amplias
escalas temporales y espaciales y una variedad de enfoques de investigación
para contar con una visión completa de sus poblaciones. En este capítulo resumo estudios que han utilizado técnicas de monitoreo variadas para cumplir
con este objetivo. Presento datos relevantes de su biología, enfocándome en
el ciclo anual de reproducción, migración e hibernación, y después describo
cómo los investigadores han monitoreado cada etapa de este ciclo y resumo
algunos de sus resultados.
Antecedentes acerca de la biología de las
mariposas monarcas
Rango geográfico. La mariposa Monarca se encuentra en Centro y Sudamérica,
en muchas islas del Pacífico y en Australia y Nueva Zelanda, pero el trabajo
aquí descrito se enfoca hacia las poblaciones en Canadá, los Estados Unidos
y México. América del Norte alberga a dos poblaciones bastante bien definidas, a las cuales a menudo nos referimos como la población migratoria del
occidente o la del oriente, aunque algunas investigaciones recientes sugieren
que el intercambio entre estas dos podría darse durante las migraciones de
primavera y otoño (Pyle 2000, Brower y Pyle 2004). Mientras que México es
mejor conocido por sus refugios al este de Michoacán y al oeste del Estado
de México, en donde millones de monarcas de la población migratoria del
este pasan el invierno, las monarcas también se reproducen en la mayor parte
del país. La relación entre éstas últimas y las poblaciones migratorias es poco
comprendida, pero probablemente es biológicamente preciso considerarlas
como poblaciones separadas.
Biología de la reproducción. La reproducción de las monarcas depende por
completo de la presencia de plantas hospederas de la familia Asclepiadaceae,
principalmente del género Asclepia, para sus larvas (Lynch y Martin 1993). Las
hembras ponen huevos sólo sobre estas plantas y cada hembra probablemente
pone de 300 a 400 huevos durante el periodo adulto de su vida, que dura de
dos a seis semanas (este periodo de vida es más largo para la generación migratoria; véase más adelante). Las larvas emergen de los huevos después de
cuatro a ocho días, se desarrollan en nueve a 15 días, y el periodo de crisálida
dura de ocho a 14 días. A bajas temperaturas el desarrollo puede tomar más
de 60 días, comparado con los menos de 30 en las condiciones más cálidas del
verano (Cockrell et al. 1993). Se producen de tres a cuatro generaciones en
Monitoreo de mariposa Monarca
35
los Estados Unidos y el sur de Canadá durante cada verano, y sólo la última
emigra a los sitios en donde pasan el invierno en México o California.
La mariposa Monarca se reproduce en la mayor parte de los Estados Unidos
y México. La muy estudiada población migratoria del este se reproduce desde
el sur de los Estados Unidos hasta el sur de Canadá y de la costa del Atlántico
hasta las Montañas Rocallosas. Un número menor de investigaciones se han
enfocado a la biología reproductiva de la población migratoria del oeste, que
se extiende de las Rocallosas hasta la costa oeste de los Estados Unidos y de
la frontera canadiense hasta el sur de los Estados Unidos, así como en las
monarcas que se reproducen en México.
Migración de otoño. A diferencia de la mayor parte de los insectos de
zonas templadas la mariposa Monarca no puede sobrevivir largos periodos
gélidos. Cada otoño, las monarcas de América del Norte vuelan hacia los
lugares donde pasarán el invierno en el sur, de donde migrarán las mismas
mariposas al norte, hacia sus áreas de reproducción, en la primavera. Durante
esta migración, las mariposas vuelan de un rango reproductivo de decenas de
millones de hectáreas hacia sus sitios invernales de percha que abarcan menos
de unas cuantas docenas de hectáreas, volviendo exactamente a los mismos
árboles año tras año. Las monarcas son las únicas mariposas que efectúan una
migración de ida y vuelta tan larga, pues recorren hasta 4,800 km en el otoño
(Urquhart y Urquhart 1978). Las monarcas que viven al este de las Rocallosas
por lo general vuelan a los sitios de hibernación en las montañas del centro
de México, mientras que las monarcas al oeste de las Montañas Rocallosas
generalmente pasan el invierno a lo largo de la costa de California (figura
1). Sin embargo, algunas monarcas del oeste pueden ir más hacia el sur y el
sureste, hacia el estado de Sonora en México (Pyle 2000).
Hibernación. Las monarcas con frecuencia se congregan en dos principales
regiones en América del Norte durante el invierno: la población migratoria del
este en el centro de México y la del oeste en las costas de California (Brower
1995). Las monarcas también residen en el sur de Florida durante el año, pero
esta población recibe un influjo de individuos migratorios de la población
migratoria oriental cada otoño y por eso muy probablemente no sea una población distinta (Knight et al. 1999, Altizer 2001). Se encuentran poblaciones
efímeras adicionales durante el invierno a lo largo de la costa de del Golfo de
México al sur de Estados Unidos, pero la fuente y el estatus reproductivo de
estas poblaciones es muy poco comprendido. La mayor parte de las monarcas
del este de América del Norte pasan el invierno en ecosistemas del tipo de los
bosques boreales altos dominados por oyameles (Abies spp.) (Brower 1995).
36
K. Oberhauser
Figura 1. Mapa de la migración de otoño. Las monarcas del centro
y noroeste de los Estados Unidos y del sureste de Canadá vuelan hacia
el sur a los sitios de hibernación en el centro de México.
Otra población al Oeste de las Rocallosas en los Estados Unidos
migra a la costa de California. Investigaciones recientes sugieren que
algunas monarcas del Oeste se desplazan hacia México al Sur; la línea
entrecortada sobre el mapa representa este movimiento
rra
Sie
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Sie
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cid
Eje Neovolcánico
Monitoreo de mariposa Monarca
37
Sus colonias van de 0.5 a 5 ha y se ubican sobre 12 diferentes elevaciones en el
Eje Neovolcánico del centro de México (aproximadamente 19° N y 100° W).
Los refugios de la costa de California donde pasan el invierno las monarcas
están constituidos por áreas boscosas a menudo dominadas por eucaliptos,
pinos y cipreses Monterrey (Pinus radiata y Cupressus macrocarpa), respectivamente que se encuentran en bahías protegidas o tierra adentro. Estos sitios
les brindan microclimas moderados y protección de los vientos fuertes. Se han
reportado más de 300 zonas de congregación (Frey y Schaffner 2004, Leong et
al. 2004). En ambas zonas hibernales, las mariposas forman racimos densos
sobre las ramas y los troncos de los árboles.
Migración de primavera. Tanto las hembras como los machos se dispersan
a partir de las zonas de hibernación, aunque muchos se han apareado antes de
su salida (Van Hook 1993, Oberhauser y Frey 1999, Frey 1999). La dispersión
ocurre a principios de marzo (población occidental) y finales del mismo mes
(población oriental). Las mariposas vuelan desde el centro de México hacia el
norte, dirigiéndose al sur de los Estados Unidos y hacia el norte y oeste de la
costa Californiana. Las generaciones sucesivas recolonizan el resto de sus áreas
veraniegas de reproducción (Cockrell et al. 1993, Malcolm et al. 1993, Howard
y Davis 2004). Malcolm et al. (1993) y Cockrell et al. (1993) establecieron el
patrón general del movimiento de primavera para la población oriental, y
demostraron que la recolonización de los hábitats reproductivos hasta sus
límites septentrionales requiere de dos generaciones (figura 2). Las monarcas
que hibernaron en México repueblan la parte sureste de los Estados Unidos
y su descendencia completa el viaje hacia el norte de los Estados Unidos y el
sur de Canadá. El patrón de recolonización de la población occidental no está
tan claramente comprendido.
Atención pública y gubernamental hacia
las monarcas
Las monarcas proveen una oportunidad excepcional para despertar el interés
del publico y del gobierno hacia los temas de la conservación, y representan
por ende una excelente especie sobre la cual concentrar los esfuerzos de monitoreo de la biodiversidad. Es probable que ningún otro insecto no-plaga
haya atraído más la atención que éste. Dicha atención hace de las monarcas
el foco de los esfuerzos de conservación; mientras que las actividades humanas afectan a la mayor parte de los organismos con los cuales compartimos
la Tierra, las monarcas generan por sí solas un interés público mayor que el
38
K. Oberhauser
Figura 2. Mapa de la migración de primavera. Desde mediados hasta
finales de marzo, las monarcas que han sobrevivido al invierno en
los bosques mexicanos inician su vuelo de regreso hacia los Estados
Unidos. Para la primera semana de abril, las colonias se han dispersado
por completo, y las mariposas al Sur de los Estados Unidos comienzan
a poner huevecillos. Las mariposas migrantes entran en la totalidad
del sureste de los Estados Unidos, y su progenitura continua el
vuelo hacia el Norte después de que se transforman en mariposas. Las
monarcas salen de las colonias de California a principios de marzo. Esta
generación probablemente recolonice la mayor parte de su hábitat de
verano
Monitoreo de mariposa Monarca
39
que les correspondería. El interés científico y de conservación entre ellas ha
aumentado mucho nuestro conocimiento del mundo natural y nuestra preocupación por preservarlo.
Ha habido cuatro reuniones internacionales sobre biología y conservación
de monarcas: el Simposio sobre Biología y Conservación de la Mariposa Monarca (Morelos, México, 1981), la Segunda Conferencia Internacional sobre la
Mariposa Monarca (Los Ángeles, California, 1986 [Malcolm y Zalucki 1993]),
la Conferencia de América del Norte sobre la Mariposa Monarca (Morelia,
Michoacán, 1997 [Hoth et al. 1999]) y la Conferencia sobre Dinámica de las
Poblaciones de las Monarcas (Lawrence, Kansas, 2001 [Oberhauser y Solensky
2004]). En todas se enfatizó la importancia de la cooperación internacional en
cuanto a conservación de la Monarca. Dado que el manejo y la conservación
sólida de las especies requieren de la comprensión de los factores que afectan
la dinámica de las poblaciones, los participantes en la Mesa de Trabajo de la
Monarca en su 5ta Reunión Anual del Comité Trilateral Canadá / México /
Estados Unidos para la Conservación y Manejo de la Vida Silvestre (South
Padre Island, Texas, 2000) recomendó un “diagnostico continental” que identificaría con precisión las etapas y localidades vulnerables para esta especie.
Los esfuerzos de monitoreo aquí descritos abordan esta preocupación, aunque
la síntesis sólo está empezando. Puesto que el objetivo de este capítulo es presentar la estructura y los métodos de estos proyectos, sólo incluyó ejemplos
breves de sus resultados.
El monitoreo de las monarcas y de su hábitat
Reproducción. Dos programas de monitoreo a largo plazo han fijado su atención sobre la etapa de reproducción del ciclo anual de la monarca, el Proyecto
de monitoreo de larvas de la Monarca (Monarch Larvae Monitoring Program,
MLMP por sus siglas en inglés; véase www.mlmp.ogr)) y el Conteo de mariposas del Cuatro de Julio (Fourth of July Butterfly Count).
El Proyecto de monitoreo de larvas de la Monarca es un proyecto de Ciencia ciudadana que lleva a cabo el Laboratorio de Monarcas de la Universidad
de Minnesota. Cuenta con la participación de voluntarios que monitorean por
medio de revisiones semanales a las monarcas inmaduras sobre las plantas
de algodoncillo en toda su área de reproducción. Los voluntarios de este
programa documentan las variaciones de la abundancia y de la sobrevivencia
de monarcas en diferentes tipos de hábitats y a lo largo del tiempo (Prysby
y Oberhauser 1999, 2004). Semanalmente, monitorean pequeños jardines
40
K. Oberhauser
o patios traseros, derechos de paso de vías de tren, campos abandonados,
pastizales y praderas restauradas. En los primeros ocho años del proyecto,
fueron monitoreados 346 sitios diferentes. Los participantes en este proyecto
proporcionan estimaciones semanales de la densidad de monarcas por planta
en estos refugios, ya sea buscando en todas las plantas de algodoncillo huevos
y larvas en los sitios más pequeños, o muestreando un subgrupo de plantas
seleccionadas al azar. Dos actividades opcionales incluyen el estudio de las
características de las plantas de algodoncillo escogidas por las hembras de
las monarcas para poner sus huevos, y la frecuencia de las moscas y avispas
parasitoides en las poblaciones de monarcas.
Los voluntarios que participan en el conteo anual de mariposas del 4
de julio de la Asociación Norteamericana de Mariposas (North American
Butterfly Association, NABA por sus siglas en inglés; véase www.naba.
org) monitorean las poblaciones de verano de muchas mariposas adultas,
incluyendo monarcas (Swengel 1995). Durante este conteo anual en curso,
los voluntarios seleccionan un área de 24 km de diámetro y llevan a cabo un
censo de un día de todas las mariposas observadas en ese círculo. Los conteos
se llevan acabo en las semanas cercanas al 4 de julio en los Estados Unidos, al
1° de julio en Canadá y al 16 de septiembre en México. En 2004 se realizaron
467 conteos en 48 estados de los Estados Unidos y el Distrito de Columbia,
cuatro provincias canadienses y un estado mexicano. Las comparaciones de
los resultados a través de los años pueden ser usadas para detectar cambios
en las poblaciones de las mariposas y para estudiar los efectos de los cambios
de clima y hábitat sobre las mariposas de América del Norte. Los resultados
de estos conteos han sido compartidos con participantes por medio de informes anuales y resúmenes en sitios web y también analizados en la literatura
científica (Swengel 1990, 1995; Kocher y Williams 2000).
Aunque estos proyectos involucran a los ciudadanos en los esfuerzos
de obtención de datos, han sido organizados por científicos que establecen
los protocolos de recopilación de datos y los analizan. Además, muchos
ciudadanos llevan a cabo proyectos de monitoreo independientes de largo
plazo. En algunos casos, estas personas se han interesado en monitorear a
las monarcas por medio de su participación en proyectos organizados, y
después han obtenido datos más detallados por si mismas, por ejemplo, un
equipo compuesto por un matrimonio al norte de Minnesota recorrió más
de 5,075 km a pie en un periodo de diez años, registrando las distancias y
fechas de cada recorrido, y cada mariposa que observaban. Ellos también
participan en el proyecto de monitoreo de larvas y en el conteo del 4 de
Monitoreo de mariposa Monarca
41
julio, pero han desarrollado un protocolo propio para recolectar y analizar
información que va mas allá de los parámetros de estos proyectos (John
Weber, comunicación personal).
Migrando hacia el sur. Varios programas han monitoreado la migración
otoñal de las monarcas y se pueden dividir en dos categorías, los que se ocupan
de marcar mariposas individualmente para rastrear sus movimientos, y los
que implican conteos en localidades específicas. Debido a que las migraciones de monarcas más espectaculares (en términos de distancia y cantidad de
migrantes) ocurren en la población oriental de América del Norte, una gran
parte de la investigación acerca de la migración se enfoca en ella.
Dos programas de Ciencia ciudadana han utilizado el marcaje para revelar
información clave acerca de los patrones y tiempos de la migración de otoño
de las monarcas. La Asociación de migración de los insectos (The Insect Migration Association) fue establecida en 1952 para determinar a dónde van y
cómo llegan las mariposas Monarca de la población del este en invierno. Este
programa duró hasta 1994, e involucró a niños en edad escolar, naturalistas, y
otros ciudadanos en la observación, captura y marcado de monarcas (Urquhart
1977, 1987). Los voluntarios recibieron pequeñas etiquetas que se pegaban
sobre las alas anteriores de las Monarca e incluían un número individual,
así como información relativa a la Asociación de migración de los insectos.
Los participantes registraban la fecha y la ubicación cuando marcaban a una
Monarca, y los individuos que encontraban mariposas marcadas mandaban
las etiquetas a la asociación que incluía el número así como la fecha de recuperación y la ubicación del sitio donde las encontraban. De esta manera, las
rutas migratorias de cada mariposa se podían rastrear.
En 1992, un nuevo programa voluntario de marcaje fue establecido por
Monarch Watch (www.monarchwatch.org) para continuar con el estudio de
las rutas migratorias de otoño. Este programa opera bajo los mismos principios que la Asociación de migración de los insectos, con mejoras en cuanto al
tamaño de las etiquetas, adhesivos y el sitio donde debe colocarse. Los datos
provenientes del programa Monarch Watch, así como nuevos análisis de la
información menos reciente relativa al etiquetado, siguen proporcionándonos información nueva acerca del movimiento de las monarcas por todo el
continente, así como las influencias climáticas y de otros factores ambientales
que varían año con año (Rogg et al. 1999).
Varios programas monitorean el tamaño, tiempo y ubicación de la migración de la monarca en lugares específicos. El proyecto de más larga duración ha
sido llevado a cabo en Cape May, Nueva Jersey ( www.concord.org/~dick/mon.
42
K. Oberhauser
html) cada año desde 1992 por Dick Walton y sus colaboradores (Walton y
Brower 1996, Walton et al. 2005). Cape May es una península bordeada por
el océano Atlántico y la bahía Delaware, donde las monarcas se aglomeran
durante su migración anual hacia el sur. Del 1° de septiembre al 31 de octubre,
los monitores llevan a cabo desde sus automóviles de dos a tres censos diarios
(dependiendo de la duración del día) a lo largo de transectos estándarizados
de ocho kilómetros. Estos observadores registran el número de monarcas
observadas libando, volando, o descansando mientras manejan a diez kilómetros por hora. Los datos de este proyecto nos dan información acerca de
las variaciones anuales y estacionales en el número de monarcas, y también
acerca de los picos migratorios. Un estudio que utiliza métodos similares se
ha llevado acabo en el Refugio nacional de vida silvestre de Chincoteague
en la Isla de Assateague, una isla de barrera sobre la Península de Delmarva
en Virginia, desde principios de 1997 (Gibbs et al. 2006). El censo se realiza
desde automóviles a lo largo de ocho km de largo, y el monitoreo se lleva a
cabo desde mediados de septiembre hasta mediados de octubre.
Otro programa que monitorea la migración de otoño cuenta con voluntarios trabajando en el Área recreativa de Península Point (Michigan), administrada por el Servicio Forestal del Departamento de Agricultura de Estados
Unidos (Meitner et al. 2004). Este proyecto, iniciado en 1996, se encuentra
ubicado en la ribera norte del lago Michigan, en un punto de descanso en la
ruta migratoria de las monarcas. Los voluntarios llevan a cabo tres conteos
diarios en el tiempo en que las monarcas salen de Michigan, desde la segunda
semana de agosto hasta la tercera de septiembre. Estos conteos incluyen uno,
temprano por la mañana, de monarcas perchadas y dos conteos realizados a
pie a lo largo de un transecto estándar de 4 km. Estos últimos se llevan acabo
a las 09:00 y 13:00 hrs. cada día y se cuentan a todas las monarcas observadas
conforme avanzan a una velocidad estandarizada.
El programa Texas Monarch Watch (www.tpwd.state.tx.us/nature/education/tracker/monarch/) fue establecido para que los ciudadanos aportaran
información que ayude a comprender los patrones de movimiento a través
de Texas. Las monarcas se desplazan por este estado como si entraran por
un embudo en el otoño y la primavera conforme vuelan entre sus principales sitios reproductores en el norte y las áreas de hibernación en México.
Los voluntarios llaman a una hot line de monarcas (Monarch Hot Line) para
reportar avistamientos en sus áreas, dejando grabados sus nombres, el sitio
donde las vieron y una estimación del número que observaron. Aunque el
programa impulsa a los voluntarios a llevar un diario tanto de la presencia
Monitoreo de mariposa Monarca
43
como de la ausencia de monarcas, también acepta reportes anecdóticos de
patrones migratorios.
La organización no gubernamental mexicana Profauna ha organizado
un proyecto de monitoreo para maestros y estudiantes a lo largo de la ruta
migratoria de las monarcas en México y ha recopilado datos con base en las
observaciones de los estudiantes durante varios años. Estos apuntan la fecha,
hora, ubicación y condiciones climáticas cuando avistan monarcas en sus
comunidades y mandan esta información a personal de Profauna en Saltillo.
Hasta la fecha esta información no ha sido compilada o analizada en su totalidad, pero esta disponible para una síntesis futura.
Hibernación. Los programas de monitoreo en los sitios de hibernación de
México y California se han enfocado hacia la abundancia de monarcas, sus
tasas de mortalidad así como la calidad y disponibilidad del hábitat.
Desde 1993, los investigadores, en colaboración con la Reserva de la Biosfera de la Mariposa Monarca y el WWF-México, así como investigadores
independientes han monitoreado el área ocupada por las monarcas en 22
sitios de hibernación de México. Con la ayuda de una brújula y de una cinta
métrica, y ahora con unidades de GPS, los investigadores miden el perímetro
de las colonias, trazan en papel sus polígonos y calculan la superficie usando técnicas planimétricas (García et al. 1999, 2004). Para estimar la tasa de
mortalidad, muestrean áreas de 1 m2 a lo largo de transectos dentro de estos
polígonos, recolectando mariposas muertas y asignando diferentes causas a
su muerte.
Los esfuerzos más recientes para ubicar y mapear los sitios de hibernación
en México han incluido tanto reconocimientos aéreos como uso de imágenes
de satélite (de Landsat e IKONOS). El reconocimiento aéreo permite a los investigadores identificar la ubicación precisa de las colonias, y su proximidad
a tierras degradadas. Las imágenes de satélite permiten a los investigadores
estimar la tasa de degradación de los bosques en las áreas colindantes a los
sitios de hibernación, así como la variación de estas tasas de acuerdo con el
nivel de protección de estas extensiones, a la tenencia de la tierra y a la proximidad de caminos y senderos (Lincoln Brower y Dan Slayback, comunicación
personal).
En California, varios grupos toman y mantienen datos de patrones
temporales y espaciales relativos a la abundancia de monarcas. El Monarch
Program (www.monarchprogram.org) el Monarch Alert ( www.bio.calpoly.
edu/BioSci/MonarchAlert/) y la Xerces Society (www.xerces.org/Monarch_Butterfly_Conservation/index.htm) han coordinado conteos anuales
44
K. Oberhauser
en los sitios de hibernación desde 1997; estos conteos, llevados a cabo por
voluntarios, ocurren a dos semanas del Día de Acción de Gracias (el último
jueves de noviembre). Los datos de estos conteos pronto estarán disponibles
en el sitio web de la Xerces Society. Además de esto, el Departamento de Pesca
y Caza de California mantiene una base de datos de 332 hábitats de invierno ubicados en 17 condados de California. Esta base incluye descripciones
de hábitat y estimaciones acerca del tamaño de las poblaciones, la mayoría
de los cuales provienen de un investigador del Santa Monica Community
College que efectúa muestreos de manera regular, a menudo uno en otoño y
otro en enero. Los programas de marcaje llevados a cabo por Monarch Alert
proporcionan información más detallada sobre los patrones de movimiento
de las monarcas durante el otoño, invierno y primavera en California. Estos
programas son similares a los de la Asociación de migración de los insectos y
de Monarch Watch en los que participan voluntarios que marcan con etiquetas las alas de las monarcas. Sin embargo, estos programas se enfocan hacia
patrones de movimiento dentro y entre los diferentes sitios de hibernación,
permitiendo una mejor comprensión de las escalas espaciales en las cuales se
mueven las monarcas a lo largo del invierno y los posibles factores causales
de estos movimientos.
Migración hacia el norte. Journey North (www.learner.org/jnorth), un
proyecto de Ciencia ciudadana establecido en 1991, toma datos sobre los movimientos primaverales de varias especies migratorias de animales (Howard
y Davis 2004, Davis y Howard 2005). En él participan niños en edad escolar
de todos los estados de la Unión Americana y de siete provincias canadienses,
que reportan sus primeros avistamientos de estos animales cada primavera,
incluyendo a la mariposa monarca. Las fechas y ubicaciones de los primeros
avistamientos proporcionan una imagen del movimiento de las monarcas
hacia el norte.
Los descubrimientos de los proyectos de
monitoreo de las monarcas
Los proyectos mencionados han generado datos que pueden proporcionarnos información importante detallada acerca de la biología de la monarca, de
sus fluctuaciones poblacionales y de los factores que pueden ser responsables
de éstas últimas. Un análisis minucioso de lo que estos proyectos han encontrado rebasa el alcance de este capítulo por lo que sólo describo algunos
de los resultados de unos cuantos proyectos. Después de esto sintetizo los
Monitoreo de mariposa Monarca
45
datos sobre abundancia básica de los últimos nueve años que provienen de
varios de ellos.
Proyecto de monitoreo de las larvas de la Monarca (MLMP por sus siglas en
inglés). Las conclusiones y métodos de este proyecto han sido presentados en
varias reuniones científicas y en publicaciones (Prysby y Oberhauser 1999, 2004,
Oberhauser et al. 2001, Prysby 2004, Batalden et al. en prensa). Este proyecto
ha documentado varios patrones temporales y espaciales en cuanto a la dinámica de las poblaciones de esta especie. Uno de los patrones más interesantes
es la extensa puesta de huevos que ocurre en Texas y otros estados sureños de
los Estados Unidos durante la migración de otoño, periodo en el cual se ha
supuesto que las monarcas no son reproductivas. Todos los sitios MLMP en
el sur de los Estados Unidos muestran ya sea que no hay monarcas, o que son
muy escasas a medio verano, pero de fines de verano o principios de otoño una
generación se observa cada año. Este patrón ha sido documentado por Calvert
(1999), pero se desconocía qué tantos huevecillos ponían en el otoño. Mientras
que el patrón es evidente en áreas en las cuales el algodoncillo crece naturalmente y en las que ha sido plantado, las densidades de huevecillos son mucho
más elevadas en las áreas que han sido sembradas con la variedad no nativa,
Asclepias curassavica. Es posible que las monarcas se vuelvan reproductivas al
estar expuestas a algodoncillos sanos, y que la siembra de plantas hospederas
no nativas en jardines con riego este afectando la biología reproductiva de estas mariposas. Esta posibilidad está siendo investigada por medio de estudios
experimentales y a un monitoreo más detallado.
Sitios de descanso de la migración de otoño. Los científicos saben poco acerca de dónde y cuándo se paran las monarcas durante su migración. Davis y
Garland (2004) usaron métodos de estudios ornitológicos para investigar estos
paraderos, lugares a los cuales las monarcas retornan año tras año. Estudiaron
los factores que influencian las decisiones de las monarcas para detenerse, el
tiempo que se quedan, y el uso consistente de los mismos sitios. Este marco
fue usado en el análisis de datos obtenidos en Península Point en Michigan
(Meitner et al. 2004), Cape May, New Jersey (Walton et al. 2005) y Chincoteague, Virginia (Gibbs et al 2006). Los datos demuestran variaciones entre
cada año relativas al tiempo de parada en estos sitios, pero también patrones
relativamente consistentes de disminución de números en el transcurso de
la migración de otoño. También evidencian que las monarcas responden a
los cambios de los patrones climáticos locales conforme migran hacia el sur,
y que los paraderos en los cuales hay néctar disponible representan recursos
importantes durante el otoño.
46
K. Oberhauser
Texas Monarch Watch. Los ciudadanos que reportan observaciones sobre
monarcas conforme van pasando por Texas en el otoño han ayudado a documentar dos rutas principales en su estado. Una atraviesa a Texas de norte
a sur en una vía aérea ancha de 482 km que pasa por el centro del estado. Las
monarcas llegan a esta vía a finales de septiembre, y para la tercera semana
de octubre, la mayoría ya han entrado a México. La segunda ruta aérea sigue
la costa de Texas y se usa más o menos desde la tercera semana de octubre
hasta mediados de noviembre. Calvert y Wagner (1999) sugieren que estas dos
rutas incluyen monarcas provenientes del centro norte y del este de Estados
Unidos, respectivamente. El grado al que este patrón ocurre consistentemente
de año en año todavía esta siendo determinado.
Programa de marcaje de Monarca. En 1975, Kenneth Brugger, un voluntario
que le ayudaba a Urquhart en México, y su esposa, Cathy Aguado finalmente
descubrieron los sitios de hibernación de las monarcas en el centro de México previamente desconocidos por la comunidad científica (Urquhart 1976).
Aunque estos sitios eran conocidos por los pobladores locales, nadie entendía
que las monarcas que recubrían estas cimas habían volado desde sitios de reproducción tan lejanos como Canadá. Este hallazgo fue posible porque años de
datos de marcaje indicaban un sitio de hibernación de estas mariposas en alguna
parte de esta área. Aun después de haber descubierto estos sitios, seguimos
aprendiendo acerca de la migración e hibernación de las monarcas por medio
de los programas de marcaje. El análisis preliminar de los datos del programa
Monarch Watch muestra que más monarcas son marcadas entre los 40° y 45° de
latitud N y los 90° y 100° de longitud W (O. R. Taylor, comunicación personal).
Aunque los análisis detallados deberían incluir información sobre el número
de personas que marcan a las mariposas, estos últimos resultados sugieren que
las monarcas son más abundantes en estas zonas de Estados Unidos. Adicionalmente, las tasas de recuperación en México de mariposas marcadas varían
dependiendo de los sitios donde fueron etiquetadas. Una mayor proporción
de monarcas marcadas entre los 95 y 105o de longitud W son recuperadas en
México (O. R. Taylor, comunicación personal), lo que sugiere que las monarcas
de estas áreas llegan con más éxito a sus sitios de hibernación.
Los datos obtenidos por monitores trabajando con Monarch Alert y otros
programas en los sitios de hibernación de monarcas de California demuestran
un alto nivel de movimientos de pequeña escala durante todo el invierno. Las
monarcas colonizan muchos sitios diferentes al final del otoño, pero la mayor
parte de estos lugares son abandonados conforme las mariposas se consolidan
en un número reducido de localidades. Frey y Shaffer (2004) sugieren que
Monitoreo de mariposa Monarca
47
estos movimientos pudieran servir para mitigar las consecuencias del estrés
fisiológico causado por eventos climáticos extremos. Por ejemplo, los hábitats
en el condado de San Luis Obispo fueron abandonados después de varios días
de condiciones secas y calurosas.
Journey North. Los datos provenientes del programa Journey North demuestran una regularidad notable del patrón migratorio año tras año (Howard
y Davis 2004). Una de las conclusiones que derivan de estos datos se basa en el
orden en el que cada uno de los estados va siendo ocupado por las monarcas
mientras recolonizan los Estados Unidos cada primavera y verano. Entran
primero a Texas, y se desplazan hacia el este por el sur de los Estados Unidos.
Cuando los estados del sur han sido ocupados, comienzan a desplazarse hacia
el norte. La velocidad promedio con la cual expanden su rango conforme se
desplazan hacia las áreas de apareamiento de verano es de aproximadamente 70
km por día. Mientras que el orden de ocupación es notablemente consistente
año tras año, la fecha promedio de llegada en diferentes latitudes así como
la duración de la migración varían entre años. Howard y Davis sugieren que
esta variación anual podría ser el resultado de diferencias de condiciones
ambientales o de la aparición del algodoncillo, y tienen previsto investigar
estas causas potenciales utilizando datos adicionales obtenidos por los participantes de Journey North. Al igual que los hallazgos sugeridos por los datos
de los programas de monitoreo de otoño, los de Journey North muestran
que, aunque el orden de ocupación (el patrón espacial) de la migración es
notablemente consistente año tras año, hay una variación significativa en el
tiempo y duración (el patrón temporal) de la migración.
Síntesis de los datos relativos a abundancia
Los datos de largo plazo de múltiples programas nos permiten buscar relaciones entre las cantidades de monarcas en diferentes sitios y en distintos
momentos. La figura 3 muestra un resumen de datos de siete programas de
monitoreo que nos proporcionan una manera de estimar el número total para
una temporada. El número para cada temporada se grafica como una desviación del valor promedio de ese programa (para obtener más detalles acerca
de cómo fueron calculados estas cifras para cada programa, favor referirse
al pie de la figura). Mientras que existe una variación de un año con el otro,
algunos años se definen claramente como “buenos” años para las monarcas
(particularmente 1997) y otros como años “malos” (1998 y 2004). Con excepción de los valores del conteo del cuatro de julio de Baraboo y del censo
48
K. Oberhauser
Figura 3. Valores de las desviaciones anuales calculados
como valor observado–promedio para esta serie de datos/promedio
de esta serie de datos
3.5
Desviación de la media
Cape May
Weber
Westches
MLMP
Pen Point
Baraboo
Long Pt
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
-0.5
-1.0
2004
2003
2002
2001
2000
1999
1998
1997
1996
-1.5
Año
Valores utilizados para cada serie de datos: MLMP: densidad pico de huevos de monarca/algodoncillo
en todos los sitios de los proyectos de monitoreo de larvas de monarca del Norte de los Estados Unidos
del medio este durante julio y agosto (Oberhauser no publicado y www.mlmp.org). Pen Point: número
promedio de monarcas adultas observadas por censo en el sitio de monitoreo de Península Point
(Meitner et al. 2004 y Meitner et al. no publicado). Baraboo: número de monarcas observado durante
el conteo NABA del cuatro de julio en Baraboo, Wisconsin (Jeff Glassberg, comunicación personal).
Long Pt: número de monarcas observado durante el conteo NABA del cuatro de Julio en Long Point,
New York (Jeff Glassberg, comunicación personal). Westches: número de monarcas observado durante
el conteo NABA del cuatro de Julio en Westchester, New York (Jeff Glassberg, comunicación personal).
Weber: número de monarcas adultas observado por milla recorrida en Minnesota del Norte (John
Weber, comunicación personal). Cape May: número de monarcas observado por censo por transectos
(Walton et al. 2004).
de Península Point en 2003, los otros siete programas han tenido números
promedio menores (desviación < 0) para los tres años pasados (2002-2004).
Los números invernales representan la transición entre un verano y el
siguiente; las monarcas en las colonias hibernantes tienen su origen en los
Estados Unidos y el sur de Canadá durante el verano previo y son el origen
de la población para el verano siguiente. De esta manera comparar los núme-
Monitoreo de mariposa Monarca
49
ros de monarcas durante el invierno previo y siguiente de cada año resulta
informativo. Para calcular un solo número representativo de la abundancia
relativa de monarcas durante un año en Estados Unidos, saqué el promedio
de la desviación de la media de todos los programas de monitoreo. La figura
4 ilustra este promedio y lo compara con el área ocupada por las monarcas
durante el “invierno previo” y el “invierno siguiente” para un año dado. Por
ejemplo, los tres números dados para el año 1997 muestran el promedio de la
desviación promedio para los programas de monitoreo de los Estados Unidos
(valores medios de los Estados Unidos, desviación = aprox. +1.2 en 1997),
la desviación de la media del área de hibernación ocupada en el invierno de
1996-1997 (invierno previo, desviación = aprox. +1.4 para 1997) y la desviación de la media del área de hibernación ocupada en el invierno de 1997-1998
(invierno siguiente, desviación = aprox. -0.3 para 1997). La correlación del
promedio de los valores de las desviaciones para 1997 en los Estados Unidos
es muy cercana al valor para el invierno previo, así como los promedios para
1998, 2000 y 2003. Sin embargo, durante algunos años, el número de monarcas
se correlacionan mejor con el tamaño relativo de las poblaciones el invierno
siguiente (1999, 2001, 2004). En 1998 los valores del verano y otoño fueron
bajos y se vieron precedidos y sucedidos por poblaciones invernales pequeñas,
mientras que los valores verano/otoño bajos en 2004 fueron precedidos por
una población invernal ligeramente más grande que el promedio y seguidos
por la población de invierno más pequeña jamás registrada.
La tabla 1 ilustra los coeficientes de correlación de Spearman de comparaciones de pares de desviaciones para todos los programas de monitoreo.
La preponderancia de valores positivos (20 de 21) y estadísticamente significativos (8 de 21) dentro de los siete programas de monitoreo de los Estados
Unidos sugiere que estos programas están midiendo fenómenos relacionados.
Las correlaciones entre el tamaño relativo de la población invernal después de
un año dado, y los valores de verano y los migratorios no son todos positivos;
de hecho, cinco de los ocho son negativos. Sin embargo, existen correlaciones
relativamente fuertes entre verano y valores migratorios y valores del invierno
previo. Esto podría deberse a las correlaciones muy estrechas de 1996-1998
(véase figura 4).
Conclusiones
Cantidad de monarcas. De los siete programas que monitorean monarcas
durante las etapas de reproducción y de migración de otoño, sólo dos han
0.2211
-0.022
-0.3181
0.1159
-0.052
-0.0473
0.2822
-0.0099
Invierno Invierno
previo siguiente
MLMP
0.535
0.4754
0.7532*
0.7515*
0.6493
0.7256*
0.535
Weber
0.2471
-0.109
0.1195
0.6575
0.3138
-0.4027
Baraboo
0.4743
0.7020*
0.8157**
0.4581
0.3376
Westches
0.9145***
0.3534
0.808*
0.8211**
Long Pt
0.6439
0.8451**
0.7648*
Pen Point
0.6013
0.1583
Cape May
0.4411
Invierno anterior
MLMP Weber
Baraboo
Westches
Long Pt
Pen Point Cape May
Tabla 1. Coeficientes de correlación de Pearson para comparación de pares de desviaciones de valores
medios para cada programa de monitoreo de 1996-2004 (ver los valores de la figura 3). Las abreviaturas
de los programas de monitoreo y de los tipos de datos se describen en la leyenda de la figura 3. De las
21 comparaciones entre los programas de los Estados Unidos, sólo una es negativa, comparada con
la expectativa de una espera aleatoria de la mitad. No hay correlaciones negativas estadísticamente
significativas, y diez correlaciones positivas. Las correlaciones significativas se indican con * (p < 0.05),
** (p < 0.01) y *** (p < 0.001)
50
K. Oberhauser
Monitoreo de mariposa Monarca
51
Figura 4. Valores de las desviaciones anuales calculados
como valor observado – promedio para esta serie de datos/promedio
de esta serie de datos
Desviación de la media
2.0
Invierno anterior
Invierno posterior
Valores medios EUA.
1.5
1.0
0.5
0.0
-0.5
2005
2004
2003
2002
2001
2000
1999
1998
1997
1996
-1.0
Año
Valores utilizados para cada serie de datos: Invierno previo – el área total ocupada por monarcas hibernantes durante el invierno previo al verano y otoño dados. Invierno siguiente: el área total ocupada por
las monarcas hibernantes el invierno siguiente después del verano o otoño dados. Valor promedio de
los Estados Unidos: el promedio del valor de las desviaciones para los siete programas ilustrados en la
figura 3.
reportado valores por arriba del promedio para cualquiera de los años de
2002 a 2004; el conteo del cuatro de julio de Baraboo Wisconsin (un censo
de monarcas adultas en julio de 2003) y el de Península Point (censo repetido
de adultos migrantes en 2003). Aunque ésta no es una tendencia estadísticamente significativa, el que los números hayan sido consistentemente tan
bajos a lo largo de todo su rango y de todas las estaciones durante tres años
si representa un motivo de preocupación. Un análisis detallado de estos
datos también nos permitirá apoyar nuevos esfuerzos de toma de datos
para poder explicar las causas de los patrones observados. Los análisis de
los factores que afectan las condiciones ambientales, incluyendo en particular a las condiciones climáticas y de calidad y disponibilidad del hábitat,
también contribuirán a nuestra comprensión de los factores que controlan
la abundancia de las monarcas.
52
K. Oberhauser
Implicaciones para los programas de monitoreo. El rango de las etapas de la
vida de las monarcas y de las localidades que están siendo monitoreados son
impresionantes, y la comparación a lo largo de ellos permite ver claramente
que el monitoreo puede ser muy efectivo cuando se realiza a través del rango
de fenómenos que se están estudiando. Sin embargo, no basta con simplemente
documentar patrones, los datos requieren síntesis. Esto presenta tanto un desafío como una oportunidad. Es difícil comparar datos que fueron obtenidos
de diferentes maneras y que a menudo miden diferentes fenómenos, pero
esto nos brinda una excelente oportunidad para colaborar entre científicos,
ciudadanos y los tomadores de decisiones. Las desviaciones de las medias
para cada programa utilizadas para el análisis inicial arriba mencionado son
una de las maneras de circunvenir los problemas que surgen al comparar
fenómenos múltiples.
Otra lección que puede ser aprendida de muchos de estos programas es
que es científica y educativamente valioso involucrar al público en los monitoreos. Además de proporcionar información científica valiosa a lo largo de
escalas que serían imposibles sin su ayuda, los voluntarios aprenden conceptos
científicos importantes, requerimientos para la conservación de los fenómenos que están siendo estudiados, y maneras en las cuales los humanos están
afectándolos. La inversión de tiempo y dinero en proyectos de monitoreo
voluntario es una contribución valiosa para los científicos y profesionales de
los recursos naturales.
Necesidad de monitoreo de monarcas en México. Hasta la fecha, pocos ciudadanos mexicanos están involucrados en esfuerzos organizados de monitoreo de
monarcas. El personal de la Semarnat y de WWF-México coordinan las medidas del área ocupada durante la hibernación de las monarcas, y los miembros
de las comunidades locales a menudo están involucrados en estos esfuerzos
de monitoreo. Sin embargo, hay muchas oportunidades adicionales para que
ciudadanos mexicanos participen en programas de este tipo para monarcas.
Los que ya funcionan en Estados Unidos y Canadá podrían ser adaptados
a la variada biología de las monarcas en México y a las oportunidades para
involucrar a sus ciudadanos. Por ejemplo, el protocolo del Programa de monitoreo de larvas de la Monarca podría usarse en poblaciones de monarcas en
México con modificaciones menores, y el personal del MLMP y de Profauna
han iniciado conversaciones para extender estos programas hacia el sur.
El movimiento de las monarcas en México durante la migración de otoño
se comprende pobremente. La compilación de datos de la migración de otoño,
que tiene Profauna, le aportarían mucho a nuestro conocimiento de esta etapa
Monitoreo de mariposa Monarca
53
del ciclo anual de las monarcas, así como la estandarización de los métodos de
toma de datos para las poblaciones de otoño de los tres países de América del
Norte. Sería relativamente fácil modificar los protocolos desarrollados para
los proyectos de Cape May, Chincoteague y Pen Point para que se usaran en
México; y esto sería un paso importante hacia la comprensión de la migración
de otoño en su totalidad.
Finalmente, se podrían efectuar muchos más conteos anuales de la Asociación Norteamericana de Mariposas (NABA) en México; hasta la fecha, sólo
han sido llevados a cabo en dos lugares. NABA está desarrollando una guía de
campo que incluirá más de 1,700 especies de mariposas mexicanas; esta guía
será invaluable para extender los conteos del NABA en México.
Bibliografía
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La región ecológica
3
59
La región ecológica como marco
geográfico en el monitoreo de
espacios
Gerardo Bocco
Introducción
La política pública ambiental y sus instrumentos, en particular los programas de
ordenamiento ecológico del territorio (OET) regionales o locales, o las declaratorias y planes de manejo de las áreas naturales protegidas (ANP), se aplican en
espacios y ambientes concretos; es decir, se aprovechan, conservan, protegen o
restauran porciones de territorio de acuerdo con marcos legales y normativos
específicos a cada nivel político-administrativo y consecuente escala.
El seguimiento de la efectividad de la política pública, tanto a nivel federal
como estatal o municipal, así como la verificación del cumplimiento, debe
basarse en el monitoreo de los espacios sobre los cuales se ejecutan. Por otra
parte, varias de las etapas técnicas que requiere la elaboración de los instrumentos señalados, tales como las fases de diagnóstico y prospectiva en el
OET (aspectos biofísicos y socio-económicos), suponen diversas estrategias
de monitoreos de espacios, en particular los prioritarios.
El monitoreo de espacios requiere de bases de datos ambientales que
permitan: (1) representar en el territorio los indicadores (para el propósito
específico), (2) detectar el cambio, y (3) analizar (y de ser posible explicar) la
naturaleza de dicho cambio. El objetivo de este trabajo es analizar el concepto
de región ecológica como marco geográfico en el monitoreo de espacios. En
primer lugar revisamos el concepto de región en su relación con el espacio
59
60
G. Bocco
y el territorio; luego analizamos el marco metodológico para regionalizar
el territorio a escalas nacional, regional y local; finalmente, y a modo de
conclusión, presentamos algunos problemas en el diseño y operación de las
regiones ecológicas.
Marco conceptual
La idea de región está estrechamente relacionada con la de territorio o terreno, ya
que estos se definen en nuestra lengua como una porción de aquélla. A su vez, la
idea de ambiente, en tanto condiciones físicas, sociales o económicas de un lugar,
está directamente vinculada con la de espacio, descrito como la capacidad de un
terreno sitio o lugar. La idea de terreno o territorio está presente en las tres nociones: región, espacio y ambiente. La idea de terreno, central en la cuestión, es la raíz
de la noción de paisaje (pays, en francés, o land en varias lenguas anglosajonas).
De este modo, la noción de región es esencialmente geográfica, y está asociada
conceptual e incluso etimológicamente con la idea de paisaje.
El concepto de región se ha usado en la literatura ambiental de manera laxa.
Se presentan regiones naturales (como la geológica o la de cobertura del terreno),
socioeconómicas (como la de indicadores de calidad de vida), o bien otras para
propósitos específicos, como las regiones prioritarias, terrestres y marinas para
conservación (como las formuladas por la Conabio [véase www.conabio.gob.mx].
Todas ellas son de una gran utilidad, en especial para propósitos aplicados.
La idea de región (y la diferenciación o límites entre regiones) encierra la noción de homogeneidad o repetición de la heterogeneidad. En este sentido, existen
dos grandes formas de conceptualizar a las regiones. Por un lado, está la región
única, irrepetible, tal como la región fisiográfica, donde las clases son descritas en
términos de nombres geográficos (El Bajío, la Sierra Madre Occidental, etc.); y por
otro, la región como miembro de una tipología de regiones, donde cada clase es
parte de un sistema categórico, en general jerárquico, anidado, a varias escalas.
Desde el punto de vista científico y también para los propósitos de este
trabajo, la segunda noción es la más pertinente. En este sentido, y en líneas
generales, la delimitación de una región es el proceso mediante el cual, a partir
de determinados sistemas clasificatorios, se delinean unidades relativamente
homogéneas según uno o varios criterios (variables), y se representan en
forma de mapas (y bases de datos geográficos), utilizando leyendas (modelos
cartográficos) jerárquicas (anidadas).
Así, la clasificación ecológica del territorio es el proceso de delinear y
clasificar áreas ecológicamente distintivas de la superficie de la Tierra. Cada
La región ecológica
61
porción del territorio puede ser vista como un sistema, resultado de la interacción de factores geológicos, clima, formas del terreno, suelos, vegetación,
fauna silvestre, agua y factores humanos.
Sin embargo, esta interacción no se da al azar, sino en forma ordenada,
siguiendo la organización jerárquica que guardan los componentes naturales
(litosfera, atmósfera, biosfera), mismos que, en conjunto, generan lo que conocemos como ambiente o espacio. El enfoque holista en la clasificación de
los territorios se puede aplicar en escalas crecientes, en forma anidada, desde
los ecosistemas locales específicos hasta los continentales.
Marco metodológico
En términos operacionales, el proceso de regionalización ecológica reconoce
dos grandes líneas de acción. Una, que podríamos denominar paramétrica, se basa en el uso de capas de información almacenadas en un sistema
de información geográfica (SIG), a las cuales se somete a procedimientos
automatizados de agrupamiento de homogeneidades en un ambiente multivariado (generalmente componentes principales o clustering). Este enfoque,
que supone la disponibilidad de bases de datos robustas y coherentes (igual
escala, proyección, datum, etc.) ha sido utilizado en territorios del orden de
algunas decenas de miles de kilómetros cuadrados. Su uso a niveles mayores
(por ejemplo, México) y en un medio de gran complejidad, como es el caso
de los países tropicales, no ha sido aún explorado para fines prácticos.
La segunda línea de acción también se basa en el uso de información preexistente, al menos a los niveles más generales, pero partiendo de una armonización de los sistemas categóricos de las variables que se seleccionen para
describir las unidades ecoregionales. Por ejemplo, el método utilizado para la
parte mexicana en el proyecto Regiones ecológicas de América del Norte (CCA
1997) describe esta segunda línea de acción. Se partió de una delimitación
basada en dos ejes, uno físico y otro bioclimático, y se trabajó de lo general a
lo particular. Los elementos discriminatorios de la clasificación fueron derivados de ambos ejes, sacrificándose a niveles superiores aspectos específicos
(tanto del medio biofísico, como los suelos, o los aspectos socio-económicos),
mismos que fueron incorporados en la descripción de las categorías. Luego,
a partir de la delimitación de grandes unidades territoriales (de la índole de
las provincias fisiográficas del país), se anidaron niveles subordinados, más
detallados, pero respetando siempre los dos ejes indicados. De este modo se
formuló una leyenda matricial, donde en un eje se describió el medio físico
62
G. Bocco
(la dimensión roca-relieve) y en el otro el bioclimático. Así se generaron las
leyendas de los niveles 1, 2 y 3.
Para la parte física se utilizaron las grandes delimitaciones fisiográficas,
del tipo de las sierras (o montañas), lomeríos (elevaciones con menor amplitud de relieve que las anteriores), valles (del tipo Balsas), grandes unidades
de piedemonte (es decir, grandes unidades transicionales entre elevaciones
y planicies) y planicies (costeras e interiores). Posteriormente, estas grandes
unidades se diferenciaron en unidades subordinadas. La idea que subyace a
esta propuesta es que, a partir de un sistema clasificatorio dado, relativamente
sencillo, tal como el basado en grandes unidades de relieve, es posible ir discriminando las complejidades que quedan encerradas en su interior, una vez
que se baja a una escala o nivel de mayor resolución. En esta dimensión se
parte de las grandes unidades (como por ejemplo, la Sierra Madre Occidental),
para después irlas descomponiendo en sus partes integrantes. Para este fin
debe usarse un enfoque geomorfológico o fisiográfico, tal como el utilizado
por INEGI en su regionalización fisiográfica de México.
A partir de este nivel de grandes unidades (que siempre retienen un componente físico y otro bioclimático), las unidades inferiores se diferencian subsecuentemente por: (a) tipo de roca, utilizando los datos que proporcionan INEGI
o el Servicio Geológico Mexicano (www.coremi.gob.mx); (b) tipo de geoforma;
(c) tipo de suelo, y (d) tipo de vegetación, en los tres últimos casos utilizando
los datos de INEGI. Es importante destacar que todos los datos mencionados
están disponibles a la escala 1:250,000. Como información de apoyo se utilizan
los modelos digitales de elevación, a la misma escala y de la misma fuente, los
que permiten derivar pendientes, pisos altitudinales, etc.
Toda esta información se almacena y analiza en forma digital en sistemas
de información geográfica, que permiten su edición y actualización en forma
eficiente. Sin embargo, es el usuario el que debe garantizar la coherencia de los
datos a nivel de las escalas, su calidad, los sistemas clasificatorios, etc.
Las geoformas (o formas del relieve o terreno) operan como unidades
básicas para la discriminación del territorio (delimitación de unidades relativamente homogéneas, a una escala dada, desde el punto de vista del relieve).
Ello es porque las geoformas son estables, están estrechamente ligadas al tipo
de roca, son fácilmente diferenciables por las rupturas de la pendiente en el
terreno, y constituyen algo así como la arquitectura básica del paisaje. Los
otros componentes, es decir, los suelos y la vegetación, tienden a cambiar a lo
largo de gradientes más que por rupturas, y además, en especial la biota, está
sujeta a tasas de cambio altas en el tiempo (fundamentalmente por cambio
La región ecológica
63
de uso del suelo). La forma de vincular los datos de roca, suelo y vegetación
con los de relieve, es a través de operaciones de sobreposición en el SIG. Al
sobreponer estas capas de datos podemos determinar cuantitativamente cómo
es el arreglo de suelos y biota por cada unidad de roca-relieve.
Toda la estrategia operativa puede desarrollarse sobre unidades territoriales seleccionadas por el usuario, sean éstas cuencas hidrográficas, unidades
municipales, ejidales o comunales, áreas protegidas, u otra zonificación que
se requiera para fines prácticos.
Limitaciones del enfoque
Algo importante a tener en cuenta en el uso de este enfoque es que las unidades
ecoregionales, comparadas, por ejemplo, con clases biológicas, pueden encerrar cierta ambigüedad (dado el uso de diversas terminologías). En algunos
casos, se hace un uso incorrecto del concepto, como por ejemplo en la Ley
General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente, donde se concibe a las regiones ecológicas no como un punto de partida del ordenamiento
ecológico, sino como uno de los objetos del mismo. Asimismo, se presentan
dificultades al delinear los límites de las unidades (en particular de la biota),
en parte, debidas a las limitaciones en la escala de los datos, pero también por
ambigüedad en los límites de las propias regiones.
Existe además dificultad en combinar niveles de agregación territorial y
niveles de agregación biológicos. En otras palabras, una población vegetal
no necesariamente ocupa menos territorio que una comunidad vegetal (la
unidad de agregación mayor en relación con la población), lo cual sí ocurre
con los niveles de agregación de las geoformas que, esencialmente, son laderas,
agregados de laderas, y así sucesivamente.
Por otro lado, se presentan dificultades en el uso de técnicas analíticas y
validación en grandes extensiones territoriales. En regionalización ecológica no
es posible utilizar el método experimental, ni la validación mediante testigos o
pruebas vinculadas a parcelas. Sin embargo, sí es posible (y deseable) que se validen las unidades ecoregionales delimitadas contra observaciones de campo.
Alcances del enfoque para el monitoreo
Al utilizar unidades ecoregionales, el monitoreo se realiza en particular sobre el tema cobertura/uso-tipo de vegetación-hábitat, no así sobre los demás
componentes (roca-relieve). En la medida que operamos bases de datos de
64
G. Bocco
un SIG, los componentes de las ecoregiones pueden manejarse de manera
integrada o en forma individual. Los resultados del monitoreo (a partir del
análisis del cambio de cobertura del suelo) pueden referirse a las unidades
territoriales ecoregionales, para que pueda aprovecharse como marco geográfico integrado.
Asimismo, el uso de suelo y su cambio ofrecen una articulación entre lo
biofísico y lo socio-económico en el marco de las ecoregiones. Esto es así porque el uso del suelo nos liga a la actividad productiva y la población humana
que la desarrolle. Por tanto, este nivel de monitoreo se liga perfectamente con
el análisis socio-demográfico, productivo y cultural del aprovechamiento de
los recursos naturales, a través del uso del suelo.
Conclusiones
Las preguntas que alguien interesado en el enfoque debe hacerse antes de
iniciar la fase operativa deben ser, entre otras: (1) qué tan homogéneas deben
(pueden) ser las unidades, dada la variabilidad ambiental del territorio donde
se esté plateando el monitoreo; (2) qué tan complejas (cuántos niveles de
datos, a qué resolución, en qué extensión territorial) deben y pueden ser las
unidades; (3) cuál es la disponibilidad de datos, en particular para monitoreo
(cobertura vegetal), teniendo en cuenta las escalas espacial y temporal, y los
temas que se requiera incluir en el análisis.
Ejemplos de aplicaciones prácticas
En varias instituciones académicas, de gobierno y organizaciones no gubernamentales se desarrollan enfoques similares al descrito en este texto. Sugerimos
que los lectores interesados revisen estudios de caso detallados en: http://www.
ine.gob.mx/dgoece/cuencas/proyectos.html (Cuenca Lerma Chapala); así
como el sistema de cartografía en línea del mismo instituto (www.ine.gob.
mx), donde se presentan diversas bases de datos vinculadas a la construcción
de regiones ecológicas.
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Norte. CCA. Montreal. Canadá.
El uso de la percepción remota
4
65
El uso de la percepción remota y
de los sistemas de información
geográfica para el monitoreo
ambiental
Diego Fabián Lozano García y
Ma. del Consuelo Hori Ochoa
Los sistemas de información geográfica (de aquí en adelante llamados SIG
o GIS, del inglés Geographic Information Systems), son sistemas basados
en computadora que se utilizan para almacenar y manipular información
geográfica. Esta tecnología se ha desarrollado rápidamente en las últimas
dos décadas, y es ahora aceptada como una herramienta esencial para el uso
efectivo de la información geográfica.
La amplia y reciente introducción de los SIG ha creado una repentina
necesidad de los usuarios de la información geográfica de ser entrenados
por esta tecnología. Gerentes de organizaciones públicas y privadas han sido
llamados a tomar sus decisiones en base a la introducción de la tecnología SIG
y a establecer políticas para su uso. A los políticos se les ha pedido soportar
programas extensos para convertir mapas en papel a la forma digital aplicable
para su uso con un SIG. Los estudiantes y educadores que usan la información
geográfica están ganando acceso a la tecnología SIG que puede ser usada para
incrementar la amplitud y profundidad de sus análisis.
La tecnología tiene un gran potencial para que la información geográfica
sea usada más sistemáticamente y por una mayor diversidad de disciplinas.
Sin embargo, la facilidad con que un SIG puede almacenar la información
geográfica ha creado una gran dificultad, los usuarios no familiarizados con la
tecnología o con la naturaleza de la información geográfica pueden fácilmente
desarrollar análisis cuyos resultados pueden ser válidos o pueden carecer de
65
66
D. Lozano y M. Hori
toda validez, lo cual puede llevar a conclusiones que sean o no las correctas.
Válidos o no, los resultados tienen el aire de precisión asociado con sofisticadas
gráficas de computadora y volúmenes de tablas numéricas. Por esta razón, un
mejor entendimiento de la tecnología SIG por los usuarios, gerentes y tomadores de decisiones es crucial para el uso apropiado de la tecnología.
La primera parte de este escrito introduce a los sistemas de información
geográfica por la descripción de aplicaciones representativas para las cuales
un SIG puede ser exitosamente usado; la segunda parte describe en forma
muy sucinta la forma en la que empleamos los sensores remotos para complementar a los SIG, y la tercera parte muestra ejemplos de aplicación de estas
tecnologías.
¿Qué es un Sistema de Información Geográfica?
Los datos geográficos han sido presentados tradicionalmente en forma de
mapas en papel o algún medio similar. El uso de mapas temáticos sobre
los recursos naturales comenzó con el invento de una herramienta usada
para archivar y clasificar observaciones. Los métodos de análisis eran primordialmente cualitativos, es decir, los datos dependían de la inspección
visual del mapa. Los mapas cualitativos fueron hechos usando una escala
para medir distancias; y con el uso de un planímetro era posible medir las
respectivas áreas.
Un mapa físico es relativamente fácil de producir, pero tiene muchas limitaciones, como son que los datos son generalizados para que sea fácil de leer
y áreas muy extensas tienen que ser representadas por una serie de mapas;
son además medios estáticos de representación de la realidad y dada su naturaleza, el análisis de muchas variables al mismo tiempo sobre una porción
del territorio es muy difícil. Modificar un mapa es un proceso muy caro, los
cambios deben de hacerse manualmente y volverse a imprimir, por lo que el
mapa es un documento muy estático.
En los años 1960 y 1970 se necesitaron estudios que requerían múltiples
factores geográficos, como son diversos datos sobre suelos, uso de la tierra,
vegetación, etc. La información de los diversos mapas fue combinada e integrada mediante la sobreposición de copias transparentes en una mesa con
luz y analizando visualmente la ocurrencia de cofactores, sin embargo, el
procedimiento consume tiempo y se llega a un límite rápidamente.
Cuando las agencias cartográficas nacionales llegaron a desarrollar grandes
volúmenes de datos, su análisis se volvió prácticamente imposible. Con la
El uso de la percepción remota
67
aparición de las computadoras, y su “popularización” en al década de 1970, se
desarrolla el SIG basado en computadoras para analizar grandes volúmenes
de datos geográficos.
El desarrollo de la tecnología computacional en las últimas dos décadas
ha permitido el crecimiento de los SIG ahora disponibles. Los dos adelantos
más importantes han sido la habilidad de mantener datos georreferenciados
actuales y el poder integrar series múltiples de datos eficientemente, además
los avances tecnológicos en el despliegue y presentación de datos ha facilitado
su visualización y análisis.
La habilidad de modernizar rápidamente la base de datos geográfica, junto
a la rápida y económica producción de mapas simples significa que un mapa
físico puede ser usado como una imagen instantánea de una base de datos
geográfica continuamente cambiante.
Un SIG está diseñado para la colección, almacenamiento, análisis e impresión (figura 1) de objetos y fenómenos donde la característica geográfica
es importante o crítica en el análisis. Por ejemplo, el lugar de un hospital o
los lugares donde la erosión del suelo es más severa, son consideraciones
clave al usar esta información. En cada caso, lo que es y donde está debe de
ser tomado en cuenta.
Figura 1. Componentes de un Sistema de Información Geográfica
Mapas
Reportes
Subsistema
de entrada
Bases de
datos,
mapas
Subsistema
de manejo
Subsistema
de
modelación
y análisis
Bases de
datos,
atributos
Subsistema
de salida
Mapas
Reportes,
tablas
68
D. Lozano y M. Hori
Mientras se manejen y analicen datos que son referenciados a lugares
geográficos (figura 2), se está hablando de las capacidades claves de un SIG,
la potencia del sistema es más aparente cuándo la cantidad de datos involucrados es demasiado grande para ser manejada manualmente. Puede haber
cientos o miles de características a ser consideradas, o puede haber cientos de
factores asociados con cada característica del lugar. Estos datos pueden existir
como mapas, tablas de datos, o hasta como lista de nombres y direcciones.
Los volúmenes de datos tan grandes no son manejados eficientemente usando
métodos manuales; sin embargo, cuando estos datos han sido introducidos
a un SIG, pueden ser fácilmente manipulados y analizados en maneras que
serían muy costosas y que requerirían mucho tiempo, resultando prácticamente imposibles usando métodos manuales.
Las aplicaciones son diversas, por ejemplo, se pueden hallar factores de
coincidencia tales como las áreas con cierta combinación de tipo de suelo y
tipo de vegetación, o las áreas en una ciudad con un alto índice de criminalidad
y bajo nivel de ingresos; actualizar información tal como mapas de cobertura
boscosa que muestren la tala reciente o actualizar mapas de uso de tierra que
muestren conversión de tierras agrícolas en desarrollos residenciales; la admiFigura 2. Georreferencia de capas en un SIG
Edificios
Hidrología
Topografía
Suelos
Muestreo
Fuente: modificada de: BigSkyCarbon Sequestration Partnership 2005.
El uso de la percepción remota
69
nistración de servicios municipales, tales como un programa de las actividades
de mantenimiento, notificando a los residentes locales de las aplicaciones de
relocalización o áreas donde las patrullas de policía son asignadas.
El número y tipo de aplicaciones y análisis que pueden ser desarrollados
por un SIG son tan grandes y diversos como la disponibilidad de los conjuntos
de datos geográficos y la imaginación de el o los analistas.
A pesar del poder analítico de esta tecnología, un SIG, como cualquier
otro sistema no está y no puede existir por sí mismo; éste debe hacerlo en
un contexto. Debe haber una organización de la gente, servicios, y equipo
responsable para su implementación y mantenimiento. Lo que es más, esa
organización, como cualquier otra debe tener un propósito, una razón de
existir, y los recursos que satisfacen dicho mandato o misión. Sin el contexto
organizacional, quién debería de controlar este servicio, y cómo debe juzgarse
su éxito o fracaso se vuelve turbio por el considerable gasto que se ha hecho
al implementar un SIG.
Últimamente, un SIG es usado para producir información que es necesaria
para un cliente. Ese cliente puede ser una persona o un grupo de personas,
ellos pueden ser miembros del público o representantes de una organización
en el gobierno o en la industria privada. La información requerida por un
cliente provee el contexto fundamental en el cual el SIG deberá funcionar. Para
ser útil al cliente, la información debe ser de la clase correcta y de la calidad
adecuada, y presentada en un formato apropiado para ser utilizado por el
cliente y estar disponible en el tiempo necesario.
La información en un SIG es manejada y presentada en dos formas
básicas: como mapas y como tablas (figura I del anexo a color). Un mapa
puede mostrar los patrones de distribución de la población (por ejemplo, la
población total), y la información de población en formato tabular permite
generar estadísticas sobre dicha población o el cálculo de nuevas variables
(por ejemplo, densidad de población por unidad de superficie). Al final, el
desarrollo de un SIG es juzgado por aquellos que usarán la información que
el SIG produce: el cliente.
Como un resultado del contexto en el cual opera un SIG, introducirlo
es una tarea mucho mayor que introducir una nueva máquina a la oficina.
El SIG cambiará fundamentalmente la manera en que la información fluye
en la organización y también entre las organizaciones. Este cambio es más
organizacional que técnico. Un SIG puede producir información mucho más
rápido, lograr estándares más altos en mapas, y mantener datos más actualizados que todo lo que se ha hecho anteriormente. Pero, más importante
70
D. Lozano y M. Hori
que la organización, está el quién tenga acceso a la información, y qué poder
ejercitan estas personas en su análisis y distribución.
Por ejemplo, un Departamento de Obras Públicas municipales puede
mantener los mapas de agua de la ciudad y servicios de drenaje. Ellos serían
responsables de la calidad de los datos y también controlarían el acceso a ellos.
Cualquier otro departamento que quiera usar éstos datos tendría que consultar primero a dicho departamento. Como un resultado, el Departamento de
Obras Públicas estaría prevenido de las actividades conducidas por otros departamentos. La solicitud de datos por parte del Departamento de Ingeniería,
puede ser una manera informal para que el Departamento de Obras Públicas
informe de cualquier actividad de construcción en la ciudad. Sin embargo,
si un SIG fuese implementado y el mapa de datos llegara a ser parte de una
base de datos en línea, el Departamento de Obras Públicas perdería control
sobre el acceso de datos y su uso, y cualquier departamento podría usar los
mapas sin el consentimiento del Departamento de Obras Públicas. El flujo
de información informal acerca de las actividades de construcción cesaría y
el control de la información no estaría más en las manos del Departamento
de Obras Públicas.
Por sí mismos, estos cambios organizacionales no son ni buenos ni malos. Si
los cambios son anticipados, entonces los controles gerenciales de información
aplicables pueden ser puestos en su lugar. Aquí es donde está el reto. Para que
un SIG alcance las necesidades de una organización, los flujos de información
deben de ser explícitamente definidos. Muchos de los más importantes flujos
de información son a través de redes informales. Implementar un SIG puede
interrumpir estas redes informales, cambiando quién tiene el control de la
información y cambiando así quién tiene el poder.
¿Por qué usar un SIG?
Un SIG es una herramienta poderosa para la manipulación de datos especiales. Los datos se mantienen en formatos digitalizados, lo que los mantiene en
una forma más compacta que los mapas de papel, tabulaciones u otros tipos
convencionales. Grandes cantidades de datos también pueden mantenerse
y recuperarse a mayores velocidades y menores costos por unidad de área,
cuando se usan sistemas computarizados. La habilidad de manipular los datos
espaciales y su información respectiva no está ligada a métodos manuales.
Poder realizar análisis espaciales complejos rápidamente trae ventajas cualitativas y cuantitativas. Se pueden realizar procesos iterativos, es decir, análisis
El uso de la percepción remota
71
sucesivos sobre un fenómeno, debido a que se puede correr en computadora
de una manera rápida y de relativamente bajo costo.
Las capacidades de realizar análisis espaciales en un SIG computarizado es
lo que lo distingue de otros sistemas gráficos o ayudados por computadora.
La mayor parte de las capacidades del SIG consiste en un análisis de
datos espaciales y no espaciales, múltiples y complejos, lo que no se puede
hacer manualmente o con otros sistemas. Esto ha permitido el uso de datos
georreferenciados dentro de un contexto completamente diferente a lo anterior, pues se pueden integrar diversos grupos y procedimientos, como lo
son la colección, verificación y actualización de los datos, y al momento que
cambie algún registro, el SIG puede verificar la exactitud de los cambios, y
actualizar los mapas y datos tabulares, pudiendo así el usuario manipularlos
para adaptarlos a sus necesidades.
Los componentes de un SIG
Entrada de datos
Este componente convierte los datos de su forma existente a otra que permita
que éstos puedan ser usados por el SIG. La información georreferenciada es
generalmente obtenida de mapas de papel, tablas de atributos, archivos electrónicos de mapas y atributos de datos asociados, fotos aéreas e imágenes de
satélite. La entrada de datos puede ser simple, como lo es la transformación
de un formato electrónico a otro, o puede ser muy compleja. La entrada de
datos es el mayor cuello de botella en la implementación de un SIG: la construcción de una base de datos larga puede costar de cinco a diez veces más
que el software o hardware del SIG.
Una base de datos inicial puede tardar en crearse hasta meses o años,
por lo que se debe considerar a la entrada de datos como un factor básico al
momento de instalar el SIG. Los errores de entrada de datos son muy difíciles
de corregir, muchas veces aún más que lo que sería volver a crear toda la base
de datos.
Se deberán evaluar los varios métodos de entrada de datos en términos del
procedimiento que se deberá hacer, la exactitud que se necesitará y la forma
de salida de la información que se producirá.
72
D. Lozano y M. Hori
Manejo de datos
Incluye las funciones necesarias para mantener y recuperar información de la
base de datos. Los métodos usados para realizar estas funciones determinarán
la efectividad de operación del sistema y de los datos. Existen varios métodos
usados para organizar los datos en archivos leíbles para la computadora. La
forma en que los datos están estructurados y la forma en que los archivos se
pueden relacionar, influyen en la forma y velocidad con que los datos pueden
recuperarse. Las necesidades de los usuarios a corto y largo plazo deben de
identificarse y evaluarse para los intercambios de operación del SIG.
Manipulación de datos y análisis
Las funciones de manipulación y análisis de los datos determinan la información
que puede ser generada por un SIG. Un SIG no automatiza ciertas actividades,
por lo que puede cambiar la forma en que la organización trabaja. Por ejemplo,
las restricciones financieras y de tiempo pueden forzar las decisiones que se harán
después de un estudio de dos o tres alternativas. Si se logran generar alternativas
menos caras y más rápidas, también se logrará un mayor éxito en los planes,
por lo que se debe seleccionar la mejor alternativa mediante la evaluación y
análisis de las mejoras sugeridas. Esto requiere que los usuarios se involucren
en la especificación de las funciones y niveles de operación necesarios.
Salida de datos
La salida de funciones reportadas de un SIG varía más en calidad, exactitud y
facilidad de uso que en las capacidades disponibles. Los reportes pueden ser
en forma de mapas, tablas de valores, o textos en duro, como lo es el papel, o
en suave, como es el caso de los archivos electrónicos. Las funciones realizadas
son en relación a las necesidades del usuario, por lo que su involucramiento
en la especificación de las salidas requeridas es importante.
Sensores remotos
Introducción
Los sensores remotos son la técnica utilizada para recolectar información a
distancia de objetos de la superficie terrestre. Por convención, el término “a
El uso de la percepción remota
73
distancia” es considerado como una longitud relativa a lo que una persona
puede tener a su alcance y tocar, puede ser desde unos cuantos metros hasta
cientos de kilómetros (figura 3).
Actualmente, muchos de los mapeos de recursos naturales se realizan
utilizando los sensores remotos. La fotografía aérea ha sido utilizada para
producir todos los mapas topográficos y muchos de los mapas forestales,
geológicos, de uso del suelo y edafológicos del país.
Así también los datos de radar y digitales son tan buenos como las fotografías de satélite utilizadas para este tipo de mapas. Las técnicas de sensores
remotos son utilizadas para colectar datos de las características de un terreno
para reproducir los contornos de elevación en mapas topográficos. os datos de
sensores remotos basados en la radiación gamma y magnetismo son utilizados
rutinariamente para exploración geológica y mapeo.
Figura 3. Componentes básicos de un sistema de sensor remoto
(Modificada del Shannon Crum, 1997)
Breve reseña histórica
El desarrollo de sensores remotos comenzó con la fotografía aérea con fines
militares desde 1860 en Estados Unidos y Alemania principalmente. Fue du-
74
D. Lozano y M. Hori
rante los períodos de guerras donde la fotografía aérea, fotointerpretación y
fotogrametría se desarrollaron con rapidez. Para la década de 1920 los métodos
de fotogrametría eran utilizados para la generación de mapas topográficos y de
recursos naturales. La fotointerpretación para arqueología, ecología, ciencias
forestales, geología, ingeniería y otras aplicaciones comenzó a utilizarse por
parte de agencias de gobierno en sus operaciones de mapeo.
La película infrarroja fue desarrollada durante la 2ª Guerra Mundial para
identificar equipo militar camuflajeado. Esta película era sensible a las longitudes de onda correspondientes al verde, rojo e infrarrojo cercano. Esto produjo
una imagen muy útil con colores no naturales o falso color (esta es la razón de
que se le conozca como película infrarroja o de falso color). El ojo humano no
es sensible a las longitudes de onda cercanas al infrarrojo, por lo que en una
fotografía, la vegetación y la pintura verde parecen ser del mismo color. Sin
embargo, en las fotografías de color infrarrojo, la vegetación verde aparece en
colores rojizos y los objetivos pintados en verde aparecen en tonos azules.
No fue sino hasta después de 1970 que los sensores remotos comenzaron
a ser utilizados con fines no militares, el primer satélite que recolectó información acerca de los recursos de la tierra fue el Earth Resources Technology
Satelite (ERS‑1), más tarde renombrado Landsat, lanzado por los Estados
Unidos en 1972. La serie de satélite Landsat se extiende hasta nuestros días
con la operación de Landsat-7 (http://landsat.usgs.gov y http://www.spaceimaging.com). Otros países ingresaron al mercado de imágenes espaciales a
partir del éxito del programa americano. En 1986, Francia pone en orbita el
primer satélite SPOT (http://www.spotimage/fr/), hoy en día opera el SPOT5. La India lanza el IRS-1 en 1988 (http://www.nrsa.gov.in/) y actualmente
tiene en operación el IRS-1D. Rusia pone en órbita el RESURS-01 en 1985 y
en 1994 lanzó el tercero de la serie.
La tendencia en el desarrollo de los sensores remotos se ha diversificado en varias direcciones, la primera ha sido la de producir imágenes de
baja resolución espacial pero con una frecuencia muy alta de visita sobre el
mismo sitio, ejemplo de este tipos de sistemas lo son el Advance Very High
Resolution Radiometer (AVHRR) y el Moderate Resolution Imaging Spectrometer (MODIS). Otra tendencia ha sido la de producir imágenes con un
alto número de bandas espectrales o sensores hiperespectrales, alcanzando
hasta 220 bandas (en comparación con las 7 bandas que ofrece el programa
Landsat), como ejemplo operacional de estos satélites tenemos a Hyperion
(http://eo1.gsfc.nasa.gov/Technology/Hyperion.html), un sensor que forma
parte del programa Earth Observation System de la NASA. La tercera ten-
El uso de la percepción remota
75
dencia en los sensores remotos ha sido la de producir imágenes con muy alta
resolución espacial (píxeles de 1 metro o menores), en comparación con la
resolución que ofrece Landsat (30 m) o SPOT (20 m). Ejemplos de estos sistemas son Ikonos de la compañía Space Imaging (http://www.spaceimaging.
com) y QuickBird de la compañía DigitalGlobe (http://www.digitalglobe.
com). Ambos sistemas producen imágenes multiespectrales y pancromáticas
con resoluciones muy finas.
La última tendencia en el desarrollo de los sensores remotos es la de los
satélite de radar, los cuales producen imágenes de la superficie terrestre en
longitud de onda que varía de centímetros a metros (en comparación con los
sistemas previamente mencionados que operan en el rango de los micrómetros). Además, los sistemas de radar son del tipo activo, es decir producen su
propia fuente de iluminación, a diferencia de los sistemas pasivos que requieren de la iluminación del sol para operar. Una gran ventaja de los sistemas de
radar es que las nubes no representan un obstáculo para la observación de la
tierra. Ejemplos de los sistemas de radar son el satélite Canadiense RadarSat
(http://www.rsi.ca), el satélite de la Unión Europea (ERS http://earth.esa.
int/ers) y del Japón (JERS http://www.eorc.jaxa.jp/JERS-1).
El rápido desarrollo de la tecnología en sensores remotos ha provisto la
capacidad de generar datos en un rango de lejanía muy grande que ha podido
ser analizado y estudiado. De hecho, el desarrollo de sensores, captación de
datos y capacidad de almacenamiento de los mismos ha procedido mucho
más rápido que sus aplicaciones prácticas.
Análisis de datos obtenidos con sensores remotos
Los pasos a seguir para la recopilación y análisis de datos obtenidos a partir
de sensores remotos son:
1. Definición de la información necesaria
2. Colección de datos utilizando sensores remotos y otras técnicas
3. Análisis de datos
4. Verificación de los resultados obtenidos en el análisis
5. Reporte de resultados
6. Planes de acción basados en la información
Estos seis pasos para la utilización de los datos de sensores remotos proveen
la base sobre la cual se aplica la tecnología de una manera adecuada
76
D. Lozano y M. Hori
Definición de la información necesaria
El objetivo de utilizar los datos de sensores remotos es generar información.
Después de esto, cualquier análisis de datos puede realizarse, por lo que, la
utilización de la información requerida debe de haber sido definida con anterioridad. Solo así se pueden identificar las mejores técnicas para satisfacer
mejor las necesidades. Aquí deben de tomarse en cuenta ciertos factores, como
la exactitud requerida de los datos, así como qué tan rápido se necesitan y en
que período de tiempo debe haber sido recolectada la información, el costo
para producirla y la forma en que se necesita (formato electrónico, mapa,
datos estadísticos, etc.).
Recolección de datos
Los datos de sensores remotos raramente son utilizados como único recurso
de datos. Las observaciones de campo y mediciones son tan buenas como lo
ya existente en mapas y otros reportes. Todo esto se utiliza integralmente en
el análisis. Nuevamente, encontramos que es importante tener bien definido
el requerimiento de datos.
Análisis
Hay tres tipos de análisis de datos que se aplican a los obtenidos por sensores
remotos: medición, clasificación y estimación. Estos tipos pueden utilizarse
individual o colectivamente en una determinada aplicación.
El análisis por medición usa los valores obtenidos por sensores para calcular
las condiciones ambientales, así como la temperatura de la superficie, humedad
del suelo, cantidad de material vegetal, o las condiciones de las siembras. Los
resultados de las mediciones son producidos normalmente como un largo
número de valores individuales, uno para cada punto muestreado.
El análisis por clasificación define regiones que han tenido las mismas características, estos resultados normalmente se proveen en la forma de un mapa
tipo imagen donde las regiones con las mismas características se muestran
identificándolas con un mismo color. La imagen puede ser producida como
mapa, como una imagen digital o como un grupo de líneas para cada región.
La clasificación puede ser usada para generalizar un análisis de medición para
presentación. Por ejemplo, los rangos de temperatura deben ser mostrados
como clases coloreadas de distinta forma.
El uso de la percepción remota
77
El análisis por estimación es comúnmente aplicado a la clasificación de
resultados. El objetivo de este tipo de análisis es estimar la cantidad de un
material, así como la cantidad de materiales o humedad por cada área administrada.
Este tipo de análisis no es aplicable a un mapeo, y en ese caso una delimitación precisa de las fronteras no es necesaria. El tipo de clasificación usada en
este tipo de análisis sirve para dividir el área en regiones, que estadísticamente
tienen características similares.
Verificación de análisis de resultados
Para utilizar la información de manera efectiva se necesita conocer su exactitud. Es por esto que los resultados de los análisis de datos por sensores
remotos deben acompañarse de un reporte de la calidad de los datos. El
paso de verificación involucra el análisis de los resultados producidos, para
verificar que éstos son de suficiente calidad para ser aceptados para su uso
(calidad de los datos)
Reportando resultados
Cuando la calidad de la información ha sido evaluada y se le encuentra
aceptable, entonces puede ser “ensamblada” dentro de un formato de reporte
adecuado. El formato puede ser un mapa, una imagen caracterizada (como
un mapa de humedad), un archivo de datos o un reporte escrito con diagramas, mapas o algunas tablas. El formato utilizado debe mostrar claramente
la información que fue solicitada y tener comentarios acerca de cómo ésta
debe ser utilizada.
Planes de acción
El objetivo de producir información es la toma de decisiones. Si la información
producida no es utilizada, generalmente es por que no hay alguien interesado
en ella o por que no tiene un formato adecuado.
Es importante que el tipo de información generada y su formato mantengan
la calidad necesaria para mantener el interés de los posibles clientes.
78
D. Lozano y M. Hori
Aplicaciones de los SIG y los sensores remotos
I. Ordenamiento Ecológico y Modelos para el Manejo Sostenible
de los Ecosistemas de la Sierra Madre Oriental, Coahuila y Nuevo
León
La Sierra Madre Oriental del Noreste de México (figura II del anexo a color)
constituye uno de los paisajes de mayor importancia a nivel regional por su
riqueza en especies y endemismos, contribuyendo con importantes servicios
ecológicos al área. Sus grandes masas forestales regulan el clima, sirven como
cuenca de captación, protegen contra la erosión al suelo, evitan azolves, amortiguan avenidas de agua, y brindan zonas de esparcimiento.
Otro papel que juega la flora natural es el hábitat que representa la Sierra
Madre Oriental para las especies migratorias, fundamentalmente para aquellas que provienen de las zonas montañosas del noreste de Estados Unidos y
Canadá. La Sierra Madre constituye el primer macizo montañoso con hábitat
de bosque que en la ruta de migración invernal encuentran especies como la
mariposa Monarca (Danaus plexippus) y diversas especies de patos.
Objetivos
■ Generar las bases para el Ordenamiento Ecológico del área de la Sierra
Madre Oriental, en los estados de Coahuila y Nuevo León, para obtener
el uso más adecuado del suelo.
■ Proponer una serie de modelos cuya implementación permita el uso racional de los recursos del área.
■ Establecer los criterios necesarios que promuevan el crecimiento sostenible
y armónico de los diversos sectores productivos involucrados.
■ Identificar las áreas aptas y no aptas para cada uno de los modelos de
manejo (agrícola, pecuario, forestal, acuícola, de servicios ecológicos y de
ecoturismo), con criterios de sustentabilidad y recomendando las prácticas
de conservación.
Se formularon las relaciones entre las distintas variables del medio físico
y biológico presentes en el entorno de la Laguna Madre y se obtuvieron seis
modelos de diagnóstico para los distintos sectores productivos: agrícola,
pecuario, forestal, acuícola, servicios eológicos y ecoturismo en los cuales
se determinó la aptitud del suelo para cada uno de ellos. Estos modelos se
El uso de la percepción remota
79
integraron en un modelo o propuesta final para el ordenamiento, con las recomendaciones de uso sostenible para cada uno de los sectores productivos
y de servicios ecológicos (figura III del anexo a color).
II. Identificación y evaluación de las zonas afectadas por incendios
forestales en el estado de Nuevo León
La temporada de incendios forestales de 1998 ha sido la peor registrada en la
historia de México. Durante el transcurso de 1999 volvimos a ser testigos de las
devastadoras consecuencias de los incendios en algunas regiones del país, en
particular, la Sierra de Arteaga, en la porción norte de la Sierra Madre Oriental,
la cual posee una riqueza florística importante debido a que cuenta con una
gran diversidad de pinos y encinos. La destrucción de estos hábitats por los
incendios ocurridos ha dado por resultado tanto la desaparición de especies
como la disminución alarmante de la superficie arbolada de la sierra.
Los incendios de 1998 fueron identificados a través del análisis de imágenes
de satélite Landsat TM (figura IV del anexo a color) y los de 1999, a través de
fotointerpretación (figura 5).
Figura 5. Identificación de áreas afectadas en El Bútano,
mediante fotointerpretación (1999)
80
D. Lozano y M. Hori
Objetivos
■ Identificar y cuantificar las áreas afectadas por las los incendios forestales,
mediante el uso de imágenes de satélite Landsat y fotografía aérea.
■ Determinar los tipos de vegetación afectados, de acuerdo al grado de
afectación: nivel 1 (destrucción total) y nivel 2 (destrucción parcial), los
cuales se presentaron en formato de mapas (figura V del anexo a color) y
gráficas (figura 6).
III. Diagnóstico Ambiental de una planta extractora de azufre
utilizando imágenes de alta resolución
Algunas de las actividades industriales llevadas a cabo en países en vías de desarrollo han ocasionado severos impactos al medio ambiente, los cuales representan
un riesgo a largo plazo para los habitantes de las zonas aledañas. Actualmente,
existe una tendencia mundial hacia el planteamiento de técnicas y proyectos que
permitan la remediación de estos sitios que se encuentran contaminados.
Figura 6. Cuantificación de las áreas afectadas en
la zona de Chipinque/Cañón de Ballesteros (1998)
400
350
Incendio 1
Incendio 2
250
200
150
100
50
Bosque de
encino
Bosque de
encino-pino
Bosque de
pino-encino
Chaparral
0
Matorral
desértico
rosetóf ilo
Hectáreas
300
Anexo a color
Anexo a color
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura I. Representación de la información en un SIG
Saltillo
Monterrey
Figura II. Límite del área de estudio
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
II
Espacios, especies y riesgos
6
0
6
12 km
Restauración
Modelo habitacional
Condicionado
Pastoreo-fin
Uso dominante
Uso condicionado
Uso complementario
Uso complementario condición
Modelo forestal
Uso dominante
Uso condicionado
Uso complementario
Uso complementario condición
No maderable
No maderable
Modelo agropecuario
Uso dominante
Uso condicionado
Uso complementario
Uso complementario condición
Modelo agropecuario
Uso dominante
Otros usos condicionados
Figura III. Modelos de Manejo Sostenible de la Sierra Madre Oriental
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
Anexo a color
III
Figura IV. Imagen de satélite Landsat-TM del 9 de mayo de 1998
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica para el monitoreo ambiental
IV
Espacios, especies y riesgos
Figura V. Calsificación de la imagen de satélite Landsat TM para la identificación
de las áreas afectadas en Chipinque y el Cañón de Ballesteros (1998)
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
Anexo a color
Figura VI. Imagen de satélite Ikonos
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
VI
Espacios, especies y riesgos
Anexo a color
VII
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura VII. Ubicación de los puntos de muestreo obtenidos en campo
VIII Espacios, especies y riesgos
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura VIII. Representación en 2D de los parámetros de acidez y pH de
los muestreos de suelo, residuos, agua y sedimentos
Anexo a color
IX
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura IX. Relieve de la zona de estudio
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura X. A). Imagen Radarsat de la Cuenca del Río Grijalva. B). Clasificación de
las áreas inundadas en la cuenca del Río Grijalva
A
B
A
Figura XI A). Imagen Landsat TM de la Cuenca del Río Grijalva.
B). Clasificación de los tipos de vegetación
B
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
Espacios, especies y riesgos
Figura XII. Sobreposición de la base arquitectónica del Campus Monterrey a una fotografía aérea
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
Anexo a color
XI
Figura XIII. SIG del Arboretum del ITESM Campus Monterrey
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
XII
Espacios, especies y riesgos
Anexo a color XIII
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información
geográfica para el monitoreo ambiental
Figura XIV. Límite de la subcuenca “Monterrey”
Figura XV. Límite de la subcuenca “Monterrey”
Capítulo 4. Uso de la percepción remota y los sistemas de información geográfica
para el monitoreo ambiental
XIV Espacios, especies y riesgos
Figura XVI. En la esquina superior izquierda, mapa de amenaza por incendios para las especies
consideradas amenazadas, en riesgo o en peligro de extinción, en la esquina inferior izquierda,
acercamiento en el que se muestra un alto nivel del índice (más oscuro, mayor peligro)
Fotografía: Incendio en una plantación de palma en Oaxaca. Fulvio Eccardi
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor mediante técnicas de percepción remota
Anexo a color
XV
XVI Espacios, especies y riesgos
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor mediante
técnicas de percepción remota
Fotografía: Roza tumba y quema en un bosque de niebla en Chiapas. Fulvio Eccardi
Figura XVII. Antena de recepción de imágenes de satélite de tipo AVHRR
provenientes de los satélites NOAA
Figura XVIII. Base que contiene caminos de acceso, localidades cercanas y el tipo de vegetación
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor mediante técnicas de percepción remota
Anexo a color XVII
XVIIIEspacios, especies y riesgos
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor mediante
técnicas de percepción remota
Figura XIX. Imagen de la página electrónica del sistema interactivo de
información geográfica
Anexo a color XIX
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor mediante
técnicas de percepción remota
Figura XX. Antena de recepción de imágenes del sensor MODIS
XX
Espacios, especies y riesgos
Capítulo 5. Programa para detección de puntos de calor
mediante técnicas de percepción remota
Figura XXI. Imagen MODIS del 18 de marzo de 2003 de la península de Yucatán.
Se aprecian las columnas de humo de varios incendios
El uso de la percepción remota
81
Uno de estos sitios que se encuentra contaminado es un predio de 480 ha
que tuvo actividad minera durante 40 años, al principio como una compañía
privada y más tarde, como una compañía gubernamental. Durante el tiempo
de operación de esta planta extractora no se consideraron los impactos ambientales, en ninguna de sus etapas productivas ni de embarque, por lo que
cerca del 20% del área total de estudio se encuentra contaminada con algún
tipo de azufre residual y carbón. Cabe mencionar que dentro de la planta
también se encuentran algunos asentamientos irregulares, así como zonas
que aún se encuentran en estado natural con diversos grados de afectación
por actividades antropogénicas.
El proyecto de remediación del área involucró dos aspectos: el primero, la
determinación de las áreas contaminadas dentro y alrededor de la compañía
minera, utilizando imágenes de satélite de alta resolución y técnicas de Sistemas
de Información Georreferenciada (SIG), las cuales se vieron complementadas
con un extenso trabajo de campo; el segundo, con base en los resultados de
la fase de diagnóstico, se determinó el volumen de material contaminado y
su distribución tridimensional, lo cual sirvió de base para la selección de la
mejor estrategia de remediación del sitio.
Objetivos
■ Identificación de áreas afectadas por residuos utilizando imágenes de
alta resolución (Ikonos): zona de vats, torta de carbón, lagunas ácidas y
derrames ((figura VI del anexo a color)).
■ Levantamiento de puntos GPS para ubicación de los límites del terreno
((figura VII del anexo a color)).
■ A través de un Sistema de Información Geográfica representar los datos
de las zonas contaminadas, los cuales se obtuvieron a través de muestreos
en campo ((figura VII del anexo a color)).
IV. Evaluación de áreas inundadas en la costa del Golfo de México
Durante el mes de octubre de 1999 se presentó una de las temporadas de
lluvias más severas en los últimos años en las costas del Golfo de México. Se
registraron 4 depresiones tropicales entre el 26 de septiembre y el 10 de octubre
del mismo año. Los pluviómetros marcaron cantidades promedio de un 44%
de lo que normalmente se estima para un año, lo que originó inundaciones a
lo largo de la costa del Golfo de México (figura IX del anexo a color).
82
D. Lozano y M. Hori
La evaluación de estas zonas se llevó a cabo a través del análisis de imágenes
de satélite Landsat TM y Radarsat (Imágenes de radar). Debido a la extensión
del área de estudio, ésta se dividió en cuencas, para su mejor análisis.
Objetivos
■ Identificar y cuantificar las áreas afectadas por las lluvias registradas durante el mes de octubre de 1999, mediante el uso de imágenes de satélite
(figura X del anexo a color).
■ Determinar tanto los tipos de vegetación como el sector de la población
afectado ((figura XI del anexo a color)).
V. Arboretum del I.T.E.S.M. Campus Monterrey
Objetivos
■ Lograr una operación sostenible de las áreas arboladas e incorporar aspectos de sostenibilidad en su manejo (figura XII del anexo a color).
■ Desarrollar un Sistema de Información Geográfica que incluya el inventario
de los árboles del mismo.
■ Lograr un mejor control sanitario y formar una base de datos confiable
para hacer el cálculo de los servicios ambientales y la conservación del
microclima proporcionados por las áreas verdes dentro del campus.
Figura 7. Porcentaje de áreas inundadas por cuenca
15
Agua
Inudación
Urbano/construcción
10
5
Grijalva
Coatzacoalcos
Palaloapan
Palaloapan
Actopan
Nautla
Tecolutla
Cazones
Tuxpan
0
83
El uso de la percepción remota
Las áreas del polígono principal y del Centro de Desarrollo Sostenible (CEDES), cuentan con 947 árboles de los cuales 625 (66%) son especies introducidas
y 322 (34%) son especies nativas. La base de datos del Arboretum registra la
localización geográfica de cada árbol dentro del campus, así como su nombre
científico, nombre común, datos de la especie (cobertura, altura, diámetro a la
altura del pecho, etc.), lugar de origen, condición sanitaria, fotografía, lo que
permitirá llevar un mejor manejo y control sanitario de los árboles, la planificación del reemplazo de especies introducidas por especies nativas y en el futuro
obtener el papel que juega la presencia de estas especies en la captura de CO2 y
la regulación del microclima en el campus (figura XIII del anexo a color).
VI. Efecto del cambio de uso del suelo en el escurrimiento de la
subcuenca 24Bf “Monterrey”
Objetivos
■ Determinación de la escorrentía en la subcuenca Monterrey (RH24Bf)
(figura XIII del anexo a color)
■ Utilizar un SIG y datos de Percepción Remota para realizar el cálculo de
escorrentía de la subcuenca (figura 8)
■ Hacer una comparación de las escorrentías entre años donde se presentaron
lluvias extraordinarias, con años en que la cantidad de lluvia fue normal
para la región (figura XIV del anexo a color).
Figura 8. Cambio de la cobertura del suelo en el periodo 1975-1995
Ha
Uso del suelo
1975
1995
Bosque
Chaparral
Matorral desértico micrófilo
Matorral desértico rosetófilo
Matorral submontano
Pastizal
Suelos desnudos
Zonas agrícolas
50,140
18,653
27
11,441
25,692
2,759
720
3,455
43,282
25,716
3,470
11,394
18,235
3,329
6,178
1,235
Dife-
rencia
6,858
-7,063
-3,443
47
7,457
-570
-5,458
2,220
Dife-
%
rencia 6.06
6.27
3.06
0.03
6.6
0.51
5.48
1.09
Disminuye
Aumento
Aumento
Disminuye
Disminuye
Aumento
Aumento
Disminuye
IT
ha/año
34
35
17
37
2
27
11
84
D. Lozano y M. Hori
Coeficiente de escurrimiento promedio
Figura 9. Coeficiente de escurrimiento de 1975 a 1995
0.300
0.250
0.200
0.150
0.100
0.050
0.000
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26
Subcuencas
Bibliografía
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Coahuila y Nuevo León, México. IX Simposio Latinoamericano de Percepción
Remota. Puerto Iguazú, Misiones, Argentina.
Detección de puntos de calor
5
85
Programa para detección de puntos
de calor mediante técnicas de
percepción remota
Raúl Jiménez, Isabel Cruz, Michael Schmith,
Rainer Ressl, Silke Ressl, Gerardo López
y Enrique Muñoz
Introducción
Los daños provocados por los incendios forestales en el año de 1998 tuvieron
grandes repercusiones en las zonas naturales de México. En respuesta a esta problemática la Conabio realizó el estudio denominado Los incendios en México un
análisis de su amenaza a la biodiversidad. Con base en esta experiencia, a partir
1999 se implementó el Programa de detección de puntos de calor mediante técnicas
de percepción remota. Desde entonces se halla en continua actualización.
Resultados
■ Más de 6,000,000 de visitas, desde 2000, al sitio del programa, año en el
cual la página fue de libre acceso.
■ Más de 270 direcciones de correos electrónicos, de personas que reciben
todos los días la información sobre incendios.
■ Más de 1,200,000 correos electrónicos enviados.
■ Más de 6,300 imágenes de satélite procesadas hasta mayo del 2005.
■ Alrededor de 3 TB de información disponible al público desde que se inició
el programa.
■ Cuatro cursos sobre las capacidades del sistema, tres de ellos nacionales y uno internacional. Más de 50 personas, de México y Centro85
86
R. Jiménez et al.
américa, se han capacitado en el uso de los datos y los resultados del
programa.
■ Actualmente el sistema publica los incendios detectados de México y
Centro América.
Cronología del programa
1998. Análisis para evaluar el daño a la vegetación,
posterior a la temporada de incendios a través
de imágenes de satélite militar
La detección de incendios con imágenes militares proporcionadas por el
NOAA-NGDC (National Geophysical Data Center), produjo imágenes que
se tuvieron que procesar y analizar, mediante procesos desarrollados en la
Conabio, ya que la estructura de los datos de estas imágenes no es estándar,
así como los valores que contienen.
El análisis fue posterior a la temporada de incendios, llevando a cabo la
caracterización de las zonas afectadas de acuerdo con los criterios de: duración
de incendios, tipo de vegetación afectada, presencia de especies en la NOM059-ECOL-1994 y zona de importancia para la conservación.
Para la detección de incendios se utilizaron las imágenes del sensor
DMPS-OLS (Defense Meteorological Satellite Program–Operational Linescan System), las bases de datos del Sistema Nacional de Información sobre
Biodiversidad (SNIB-Conabio), para la obtención de presencia de especies
listadas en la NOM, así como las Regiones prioritarias para la conservación
de México, áreas naturales protegidas y las Áreas de importancia para la
conservación de las aves.
En total se utilizaron 119 imágenes tomadas de pasos de satélites entre
febrero y junio de 1998 e información de más de 85 proyectos provenientes
del SNIB-Conabio (véase la figura XVI en el anexo a color).
Enmarcado dentro de este mismo programa, la Conabio, junto con la
Semarnap, realizaron un estudio para valorar el impacto de los incendios
desde el punto de vista de la diversidad biológica. El resultado de este estudio
fue la determinación de áreas que necesitaban mayor atención. En estas zonas
se emprendió la “Campaña de restauración ecológica y contra el cambio de
uso de suelo en áeas afectadas por incendios forestales, 1998”. Sus acciones
se encaminaron a evitar que las zonas afectadas por incendios fueran convertidas en tierras de cultivo y a tomar medidas para su restauración.
Detección de puntos de calor
87
1999. Detección de incendios mediante imágenes de
satélite DMPS-OLS y NOAA-AVHRR (pasos nocturnos)
En 1999, además de las imágenes DMSP-OLS que ya utilizaban, se comenzaron a procesar imágenes del sensor AVHRR (Avanced Very High Resolution Radiomerter) provenientes de los satélite NOAA, proporcionadas por
el Instituto de Geografía de la UNAM. La principal razón para esto fue la
disponibilidad de las imágenes, el mismo día de su paso sobre la república, a
diferencia de las DMSP-OLS en la que se obtenían cada escena al menos tres
días después de su paso.
El procesamiento de las imágenes AVHRR se implementó ese año y se
sentaron las bases para automatizar el sistema, de manera que se pudieran
analizar las imágenes y obtener resultados rápida y eficientemente. Para este
momento se había logrado obtener información y enviarla vía internet, el mismo día de la toma de la imagen, a las instituciones dedicadas a la prevención
y combate de incendios, como la Semarnap.
Los resultados del programa en 1999 fueron: la adaptación e implementación de algoritmos (procedimientos de cálculo y análisis de las imágenes) en
el sistema computacional de la Conabio, la obtención de estadísticas diarias
de las coordenadas de posibles incendios, las características del sitio en donde
se localizaba el incendio y la publicación de los resultados vía internet con
acceso restringido.
2000. Detección de incendios mediante imágenes de
satélite NOAA-AVHRR (pasos nocturnos y diurnos)
A partir de este año se decidió no procesar más las imágenes del tipo
DMSP-OLS, dado que su obtención no podía ser diaria; por otro lado,
comenzó el procesamiento de pasos diurnos de las imágenes del tipo
AVHRR-NOAA.
En este momento, gran parte del procesamiento de las imágenes se realizaba de manera no automática por un grupo de analistas especializados en
imágenes de satélite; los resultados podían tardar entre tres y cinco horas.
Se tomó entonces la decisión de crear un sistema que automatizara la mayor
parte del proceso, insertando algunas etapas de control de calidad, realizadas
por expertos. La automatización del proceso se realizó tanto con aplicaciones
comerciales como con desarrollos propios dentro de los ambientes llamados
de código abierto (open source), que permite la utilización y creación de sis-
88
R. Jiménez et al.
temas libres de costos de licencias de software. El resultado de este proceso le
permitió a la Conabio analizar imágenes de satélite, publicar la información
en internet y enviar cerca de 50 correos electrónicos diarios, todo ello en un
tiempo que fluctúa entre una hora y una hora y media.
2001. Detección de incendios mediante imágenes
del tipo AVHRRR- NOAA
En octubre de 2000 la Conabio adquirió su propio sistema de recepción de
imágenes de satélite de tipo AVHRR provenientes de los satélites meteorológicos NOAA, con el propósito de disminuir el tiempo de respuesta del programa
y evitar algunos problemas de falta de información sobre los que no se tenía
control. A partir de febrero de 2001 la Conabio comenzó a recibir y procesar
sus propias imágenes AVHRR-NOAA. Además, por medio de internet, se empezaron a ofrecer algunos servicios adicionales, como son la implementación
de un sistema de información geográfica interactivo, accesible para todo el
público, que permitiera visualizar temas cartográficos como los municipios,
las carreteras, la vegetación, entre otros aspectos, con la posibilidad de realizar
acercamientos, consultas de información espacial, etc., así como una imagen
de la ubicación de los incendios detectados sobre la orografía del área, vías de
acceso (carreteras y caminos), algunas localidades y el tipo de vegetación de
la zona (véanse las imágenes XVII, XVII y XIX del anexo a color).
2002-2005. Detección de incendios mediante imágenes
de satélite tipo AVHRR-NOAA, MODIS-TERRA y
MODIS-AQUA
En octubre de 2001 se instaló en la Conabio la primera estación MODIS
(Moderate Resolution Imaging Spectroradiometer) de Latinoamérica. Este
sistema tiene la capacidad de recibir y procesar en forma directa las imágenes
del sensor MODIS del satélite TERRA, que tienen exactitud y confiabilidad.
La estación MODIS comenzó a operar a partir de mayo 2002 con imágenes
provenientes de los satélites TERRA y en 2003 se comenzaron a recibir imágenes del satélite AQUA.
Para el procesamiento y análisis de estas imágenes se utilizaron algoritmos
desarrollados por la NASA (Nacional Aeronautics and Space Administration) y
la Universidad de Maryland; para su implementación un grupo de expertos de la
Conabio, tuvo una serie de reuniones con especialistas de ambas instituciones.
Detección de puntos de calor
89
Como resultado de un programa de colaboración entre México y Centroamérica, la Conabio cuenta con un programa de detección de incendios para
cada uno de los países centroamericanos, cuyos resultados son publicados en
internet y enviados por correo electrónico.
Actualmente se encuentra en desarrollo la generación de un mapa de amenaza de propagación de incendios, considerando exclusivamente el vigor de
la vegetación, haciendo uso del índice de vegetación generado con las mismas
imágenes que son utilizadas para la detección de los puntos de calor (véase la
imagen XX del anexo a color).
Utilidad de un marco ecoregional
6
91
Utilidad de un marco ecoregional
en el manejo de áreas continentales
de conservación
David A. Gauthier
Introducción
Es fácil pensar en las áreas de conservación como espacios aislados e independientes. Lugares como Banff en Canadá, Janos en México y el Parque Nacional
de Yellowstone en Estados Unidos son ejemplos de las áreas emblemáticas pero
desarticuladas que los norteamericanos buscan por sus cualidades naturales.
Muchas especies silvestres necesitan áreas como éstas para su sobrevivencia.
Para las especies con rangos hogareños pequeños, las tierras y aguas incluidas
en un área de conservación como Banff, Janos o Yellowstone pueden ser suficientes. Sin embargo, para las especies que tienen rangos hogareños grandes, las
áreas de conservación acotadas tienen un valor limitado, a menos de que sean
lo suficientemente grandes para abarcarlos. Las especies de rangos amplios,
tales como las aves migratorias, requieren una serie de áreas de conservación
que puedan actuar como paraderos a lo largo de las extensas rutas migratorias.
Por lo general, las especies migratorias o que tienen rangos hogareños amplios
requieren de varias áreas protegidas que tengan corredores eficaces y bien
conectados y manejados para satisfacer las necesidades de su ciclo de vida y
de hábitat. El éxito para la conservación de especies de estas características
depende no sólo del conocimiento de su biología sino también de una comprensión ecosistémica sólida (composición, estructura, procesos, funciones)
de los ambientes terrestres y marinos (Goverment of Canada 1996).
91
92
D. Gauthier
Más allá de la atención a las necesidades de especies particulares, algunos
esfuerzos de conservación se centran en la protección de tipos de ecosistemas
representativos de América del Norte. Los logros dependen a menudo de las
actividades conjuntas de muchas agencias dedicadas a la conservación, en cooperación con organizaciones no gubernamentales, propietarios privados y el
sector industrial. La planeación de la conservación a gran escala, que atraviesa
límites jurisdiccionales, también requiere de marcos estandarizados para la
clasificación de ecosistemas, así como de bases de datos de áreas protegidas
que permitan una comprensión común tanto de las contribuciones como
de las necesidades al interior y a través de los sistemas de áreas protegidas
(Gauthier 1992, Gauthier et al. 1995, Wiken y Gauthier 1997). Para abordar
las necesidades de las especies cuyos rangos poblacionales o rutas migratorias
atraviesan fronteras nacionales de América del Norte, es esencial integrar
bases de datos de áreas protegidas mexicanas, estadounidenses y canadienses
dentro del contexto de un marco estandardizado de ecosistemas continentales, como el de la Comisión de Cooperación Ambiental (CCA 1997). El uso
de un marco ecosistémico permite que la discusión se centre en la relación
crítica de las especies con su ambiente en las etapas iniciales de la planeación
de la conservación, y proporciona un punto de partida a partir del cual las
relaciones políticas, económicas o socio-culturales pueden ser consideradas
al tomar decisiones para la conservación.
Conservación: el caso de las praderas de América
del Norte
Los pastizales centrales son un ejemplo de las muy pocas regiones ecológicas
contiguas compartidas entre los tres países norteamericanos. Las tablas 1 y 2
resumen la información del área y de la cobertura para los pastizales centrales.
Una conexión tan continental implica una responsabilidad compartida para
su conservación. Ver a los pastizales como un sistema ecológico permite que
las actividades de conservación se centren en los elementos y los procesos
distintivos, tanto biofísicos como humanos, comprendidos en ese sistema.
Mientras que el clima, el fuego y el pastoreo se citan a menudo como factores
dominantes que influencian a las praderas naturales, los impactos acumulativos de la actividad humana del último siglo han tenido un efecto mayor en
la reconfiguración de los pastizales. La población humana y sus tendencias
demográficas así como la economía agropecuaria, combinadas con la política
agrícola y el desarrollo industrial, han sido fuerzas impulsoras que han dado
Utilidad de un marco ecoregional
93
Tabla 1. Estadísticas resumidas sobre pastizales centrales
de Norteamérica (Wiken et al. 2002)
Pastizales centrales de Nortemerica
4,110,764 km2 o 19% del continente (superficie de
México, EUA y Canadá = 21,353,000 km2)
Pastizales centrales de Estados Unidos 2,385,417 km2 o 25% de los Estados Unidos continentales (superficie continental de los EUA. = 9,372,000
km2); 58%
Pastizales centrales de Canadá
1,156,988 km2 o 12% de Canadá (superficie de Canadá
= 9,985,000 km2); 28% de todos los pastizales centrales
de Norteamérica
Pastizales centrales de México
567,624 km2 o 28% de México (superficie de México =
1,996,000 km2); 14% de todos los pastizales centrales
de Norteamérica.
Tabla 2. Cobertura de tipo pastizal y no pastizal de Norteamérica
(Wiken et al. 2002)
Tipos de cobertura vegetal
Canadá
km2
%
E.U.A.
km2
%
No pastizales
768,236 44.2
809,625
Pastizales
7632 1.85 395,750
Pastizales + tierra de
cultivos menores
29,651 8.02 323,131
Pastizales + cobertura
natural menor 5,263 1.1
292,524
Tierra de cultivo +
pastizales menores
341,255 48.57 336,605
Cobertura natural +
pastizales menores
4,951 1.2
227,782
Área de estudio de los
pastizales centrales 1,156,988 28.15 2,385,417
46.6
96.2
México
km2
%
Total
km2 %
159,402 9.17 1,737,975 42.3
8,111 1.97 411,494 10
87.4
16,911 4.57
369,693
9
61.4
178,85037.52
47.9
24,766 3.52
702,649 17
55.2
179,58443.55
412,317 10
476,636 11.6
58.03 567,62413.81 4,110,764 100
94
D. Gauthier
forma a los impactos de la actividad humana a través de los pastizales. Como
resultado de estos impactos la mayoría de los pastizales en América del Norte
se encuentran degradados o transformados.
Demografía
En el año 2000 había 8.58 millones de personas en los 449 condados de los
Estados Unidos en la superficie correspondiente a pastizales mixtos y las de
pastos cortos (U.S. Bureau of Census 2001). En conjunto, la población de los
pastizales centrales de los Estados Unidos ha mostrado el crecimiento más
lento de este país durante los últimos 50 años (Rathge 1995). La mayor parte
de este aumento ha ocurrido en las pocas áreas metropolitanas de la región,
mientras que la mayoría de las áreas rurales ha visto un declive de su población
durante el mismo período (Rathge 1995). En los Estados Unidos, por ejemplo,
el 56% de la población se ubica en los condados urbanos que abarcan solamente
el 7% de este tipo de paisaje. En contraste con los pastizales centrales vistos
en su totalidad, las poblaciones rurales han visto aumentos de población en
todas partes, y todo parece indicar que estas tendencias continuarán en el
futuro. La mayoría de la gente que deja las áreas rurales es joven, lo que crea
una disminución natural de la población, y deja una población de ancianos
(Rathge 1995).
En las zonas rurales de los pastizales centrales se encuentran algunas de
las áreas menos pobladas del continente. En el año 2000, en las regiones con
pastizales mixtos y de pastos cortos de los Estados Unidos había 229 condados
(el 51%) que tenían menos de 2.34 personas por km2, el umbral que el censo
de 1890 utilizaba para definir “frontera” (es decir, seis personas por milla cuadrada). Setenta y seis condados (el 17%) tenían menos de 0.78 personas por
km2 el umbral que el censo de 1890 utilizaba para definir a una extensión como
“tierra silvestre” (es decir, dos personas por milla cuadrada). Las poblaciones
rurales de los pastizales del centro han declinando desde los años 1930.
En 1996 había aproximadamente 3.97 millones de personas que ocupaban
las praderas canadienses (Statistics Canada 1997a). Sin embargo, al igual que
en las praderas de los Estados Unidos, la gran mayoría de la población canadiense de las praderas vive en áreas urbanas. En Canadá, la proporción de la
población urbana en la ecorregión de las praderas es de 81%, comparada con
76% para todo Canadá, una cifra notable dado que las actividades agrícolas
dominan el paisaje y que la utilización del suelo urbano ocupa solo 0.3%
de la región (Goverment of Canada 1996). En las praderas canadienses, el
Utilidad de un marco ecoregional
95
crecimiento urbano da cuenta del 95% del crecimiento de la población (Statistics Canada 2000a). La disminución de las poblaciones rurales ha sido la
norma desde 1990 y las proyecciones indican que esta tendencia continuará.
La pérdida de gente joven y el aumento en la proporción de gente mayor, de
65 o más años, son también tendencias comunes en las praderas rurales de
Canadá (Roach y Berdahl 2001).
Los pastizales centrales mexicanos, una de las áreas menos pobladas de
México, exhiben patrones similares a los de Estados Unidos y Canadá. La tasa
de crecimiento anual de la población es 1.7%, y el 40% de la población está
compuesta por jóvenes de menos de 18 años. Con la excepción de los centros
urbanos principales como Monterrey, Chihuahua, Saltillo, Juárez, San Luis Potosí, Zacatecas y Durango, la concentración de la población es de alrededor de
36 personas por km2 en una superficie de 55 millones de hectáreas. Se considera
a 10% de la población como trabajadores primarios (agricultores, ganaderos
y leñadores), mientras que un 10% adicional pertenecen al sector secundario. El Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI) de
México reporta migración de áreas rurales hacia las áreas urbanas debido a
la sequía, a la escasez de posibilidades de empleo, y a las oportunidades de
trabajo que van en aumento en la industria “maquiladora” de zonas francas.
La proporción de migrantes rurales con respecto a los urbanos va del 2.5 al
27% del segmento económicamente activo de la sociedad. Similarmente, el
crecimiento de la población en los pueblos dentro del desierto chihuahuense
es mínimo o incluso negativo.
La actividad agrícola y la economía agrícola
Los pastizales norteamericanos centrales son un ecosistema moldeado culturalmente y han sido formados de diferentes maneras por la influencia de una
variedad de culturas humanas a lo largo de toda su extensión. Las praderas
de los Estados Unidos y de Canadá se encuentran entre las áreas más grandes
de cultivos y de ranchos de la Tierra. La agricultura representa la actividad
económica más importante, así como el uso dominante del suelo. Una porción
significativa del alimento producido en América Norte proviene de las praderas, incluyendo cereales, semillas de oleaginosas y ganado. La irrigación, las
prácticas agrícolas intensivas y las industrias agrícolas han ayudado a aumentar
la productividad de la región y han contribuido de manera significativa a la
economía regional, que provee una calidad de la vida relativamente alta para
sus habitantes. Históricamente, en los Estados Unidos y en Canadá los ranchos
96
D. Gauthier
han ayudado a preservar y a mantener los pastizales nativos, mientras que en
México han conducido a situaciones severas de sobre-pastoreo y a la pérdida
de biodiversidad. Las reses y el ganado lechero, así como los cerdos, caballos,
pollos y guajolotes son los principales animales domesticados.
La agricultura en los pastizales centrales se ha caracterizado tradicionalmente por una variedad limitada de cosechas. Por ejemplo, en Canadá,
solamente 15 cultígenos (granos, oleaginosas y legumbres) y algunas especies
forrajeras aún menos numerosas ocupan más del 95% del área cultivada (Goverment of Canada 1996). Hay aproximadamente 535,000 granjas y ranchos
en los pastizales centrales de los Estados Unidos que tienen un promedio de
alrededor de 400 has. cada uno, más del doble del promedio nacional (Skold
1995). Los cultivos principales son sorgo, trigo, maíz, girasol, canola, algodón
y leguminosas. El maíz crece a lo largo de las porciones centrales y del este
y en las más húmedas del norte y el centro, mientras que el sorgo y el trigo
de invierno predominan en las partes centrales y meridionales. En las tierras
onduladas y más secas de los matorrales abiertos en el suroeste, los extensos
ranchos de ganado caprino y vacuno son muy importantes. En algunas partes
de la región, el matorral ha sido substituido por pastizales forrajeros. El río
Bravo cruza esta región, actuando como frontera internacional a lo largo de
650 kilómetros y como área de actividad comercial extensiva. Los pastizales
centrales producen cerca del 51% de todo el trigo cosechado, el 50% de todo
el alimento para el ganado, el 40% de todo el sorgo, el 22% de todo el algodón,
y el 13% de todo el maíz en los Estados Unidos (Skold 1995). Las regiones
de pastizales mixtos y cortos de los Estados Unidos produjeron 146 mil millones de dólares de productos agrícolas (valor comercial) en 1997 (National
Agricultural Statistics Service 1999). A pesar de esto, la economía agraria en
Canadá y los Estados Unidos está deprimida, y previsiblemente así continuará al menos en un futuro cercano. Canadá, por ejemplo, ha vivido una baja
general de los ingresos agrícolas netos en las tres provincias de las praderas,
en gran parte debido a los bajos precios de los granos y de las oleaginosas en
Saskatchewan y Manitoba, y de los costos más altos del ganado en Alberta
(Statistics Canada 2000b).
Los factores económicos y los programas del gobierno han afectado las
opciones de vida de los productores agrícolas. En gran parte como respuesta
a las fuerzas económicas, ha habido una tendencia general en Canadá y los
Estados Unidos a alejarse de granjas pequeñas y medianas y orientarse hacia
las operaciones grandes de negocios agrícolas. El proceso de la consolidación
de las granjas en las praderas canadienses es evidenciado por la disminución
Utilidad de un marco ecoregional
97
en su número total entre 1991 y 1996, una disminución ligera del área total
de granjas, y una disminución substancial del número de propietarios individuales o familiares.
La residencia y el empleo lejos de las granjas se han vuelto necesidades de
muchos de los productores. Por ejemplo, el 31% de los operadores de granjas
en las regiones de los pastizales mixtos y cortos de los Estados Unidos no
residieron en las granjas que operaban en 1997, lo que implica un aumento
respecto al 27% en 1982. La ocupación principal de 34% de los granjeros
no se relacionó con el trabajo de las granjas, lo que implica un aumento del
26% con respecto a 1982. En las praderas canadienses, el empleo fuera de la
granja aumentó de 33% en 1991 a 37% en 1996. El empleo no agrícola se ha
convertido en una fuente cada vez más importante de sustento económico
para las familias de los granjeros (Swidinsky et al. 1998), y ha aumentado la
dependencia con las comunidades rurales más grandes.
En respuesta a las condiciones económicas, una cantidad enorme de dinero
federal, estatal y provincial ha sido usada para apoyar a la región. En 1997, 67%
de los granjeros en las regiones de pastizales mixtos y cortos de los Estados
Unidos recibió pagos directos del gobierno federal. Quienes se vieron beneficiados con estos pagos recibieron un promedio de 10,650 dólares. En 1997,
45% de las granjas en la ecoregión de los pastizales cortos y 39% en la zona
de pastizales mixtos eran, ­cuando se excluyen los pagos del gobierno, granjas
deficitarias, porque realmente perdieron dinero. Cuando la ayuda de gobierno
se excluye y se cuenta la tierra de barbecho, los beneficios de la ganadería son
similares a la producción del trigo, es decir, a la agricultura (Heimlich y Kula
1991). Desde los años 1960 hasta los 1980, los pagos canadienses federales y
provinciales destinados al apoyo directo a la agricultura crecieron hasta los
4 mil millones anuales de dólares, aunque para el final de los años 90 estos
subsidios habían sido reducidos a cerca de mil millones anuales (MacGregor
y McRae 2000).
La cantidad de ayuda aumenta dramáticamente durante períodos de sequía.
En 1988 en Estados Unidos se gastaron 3,100 millones de dólares en ayuda
para víctimas de la sequía. Las pérdidas agrícolas en Canadá en este mismo
periodo ascendieron a 1,800 millones de dólares (Wheaton y Arturo 1989).
Puesto que las sequías son una característica natural del ambiente de los pastizales centrales, estos costos probablemente no disminuirán, particularmente
si son exacerbados por el impacto del cambio climático. Sin embargo, incluso
sin cambio climático, una consideración importante es que la mayoría de las
sequías históricas han sido más duraderas (~10 años) y más intensas que las
98
D. Gauthier
de los años 1930. En los pastizales centrales canadienses las sequías extremas
(como las de los años 30 o peores) ocurren cada 60-100 años, y hay una probabilidad de 23 a 45% de que ocurran antes de 2030 (Leavitt 2001).
Históricamente, los pastizales norteños de México han sido afectados significativamente por la actividad agrícola. La introducción de ganado español en
los pastizales norteños de México en el siglo XVI tuvo un impacto enorme en
la cobertura vegetal nativa y en el hábitat de la vida silvestre. Las marcas claras
de sobre-pastoreo eran evidentes desde 1580 y se consideraba a las manadas
de 20.000 cabezas de ganado como “pequeñas”. Thomas (1956) observó que
algunas de las haciendas en la parte central del norte de México tenían más de
150,000 cabezas de ganado. Un visitante francés las describió en 1594 como
“grandes llanuras sin fin cubiertas por completo por un número infinito de
cabezas de ganado” (Crosby 1973). Para los siglos XVII y XVIII la extensión
de las manadas de ganado en los pastizales del norte de México ya habían
declinado y esto se relacionó en gran parte con un descenso en la calidad y la
cantidad de pastos a través de la mayor parte del área. A principios del siglo
XX, el enfriamiento y las condiciones más húmedas que habían permitido el
crecimiento de los exuberantes pastizales del desierto chihuahuense cedieron su sitio a un clima más caliente y más seco, con sequías más frecuentes,
así como a un decremento de hasta del 70% de la cobertura en áreas muy
intensamente pastoreadas. Así, “Conforme las condiciones más calurosas y
más secas prevalecían y el sobrepastoreo continuaba, los miles de acres de
pastizales del desierto chihuahuense fueron convertidos en matorrales de
desierto, un proceso que continúa hasta este día” (Hoyt 2002). En épocas más
recientes, la agricultura se ha promovido en los pastizales, con la esperanza
de cosechar maíz, leguminosas, avena y otros cultivos de temporal. En los
últimos diez años, sin embargo, estos esfuerzos han mostrado pérdidas continuas, destacando la importancia de mantener las áreas bajo la cobertura de
los pastizales naturales.
Consideraciones de la industria
Aunque la producción de energía ocupa un segundo lugar distante de la agricultura, los pastizales centrales de los Estados Unidos produjeron cerca del
39% de la riqueza mineral y energética nacional en 1991 (Johnson y Mankin
1995), la mayor parte de la cual fue derivada del petróleo, del gas natural y del
carbón. La mayoría del petróleo y del gas de los Estados Unidos se produce
en las llanuras meridionales, mientras que la mayor parte del carbón viene
Utilidad de un marco ecoregional
99
de las llanuras del norte. Hasta 2004, en Canadá había 22,336 pozos activos
de petróleo y 8,845 de gas en la ecoregión de las praderas (SIR 2004). La industria es notoriamente cíclica y los futuros picos de producción podrían ser
más localizados. Según lo observado en un informe del Forest Service (1989),
la mayor parte de las fuentes de fácil aprovechamiento se han agotado en los
Estados Unidos. La producción de etanol está llevando a la perforación de los
pastizales nativos en las praderas del este de los Estados Unidos.
En la parte mexicana de los pastizales, la influencia industrial más importante es la presencia de plantas de ensamblaje en los estados del norte
de México, donde la gente de diversos estados del país llega y se concentra.
Mientras que hay quienes opinan que esta concentración industrial incita a
los trabajadores a permanecer en México, otros sugieren que podría también
promover la emigración de la gente del norte de México hacia los Estados
Unidos, así como el desplazamiento de las áreas rurales a las urbanas.
El cambio a una estructura económica más compleja en esta región, influenciada por las fuerzas del mercado internacional, también se refleja en un
creciente sector de servicios. En los pastizales centrales, la agricultura de irrigación a lo largo de los ríos Platte, Arkansas y Bravo es muy importante, como
lo es también en la porción sureña de los pastizales centrales mexicanos.
Cambios en los pastizales
Los impactos de las actividades humanas en los pastizales centrales de América
del Norte los han llevado a ser el hogar de un número desproporcionadamente
alto de especies raras, amenazadas, vulnerables y en peligro. Los pastizales
fueron una vez el tipo dominante de vegetación a través del continente entero
(Henwood 1998). Hoy día, las praderas de pastos altos se han reducido al
1%, y las mixtas y las de pastos cortos corresponden sólo del 20 al 30% de su
extensión anterior; excediendo en conjunto las pérdidas reportadas para cualquier otra comunidad ecológica importante de América del Norte (Gauthier
y Wiken 1998, WRI 2001). La declinación de los pastizales ha sido causada
sobre todo por la expansión de la agricultura, la urbanización y la explotación
de minerales, acompañadas por la expansión de especies invasoras y, cada vez
más, por la creciente urbanización y extracción del agua. Así, se ha llegado al
punto de volver a las praderas una de las regiones ecológicas más amenazadas
del continente (Valdés y Cabral 1993, Samson y Knopf 1994, Goverment of
Canada 1996, CCA 1997, Samson et al. 1998, Mosquin 2000) En los Estados
Unidos algunos estados originalmente caracterizados por pastizales mixtos
100 D. Gauthier
han perdido más del 70% de sus pastos nativos (Samson y Knopf 1994). Las
regiones de pastos cortos han sido generalmente menos afectadas por el cultivo,
aunque algunos estados como Texas han perdido más del 80% de su praderas
de pastos cortos (Samson y Knopf 1994). En Estados Unidos, las tierras de
cultivo (cosechadas y no cosechadas) representaron por sí solas el 51% de la
región de pastizales mixtos y del 26% de los pastizales cortos en 1997. Las
pérdidas netas de vegetación nativa en diferentes tipos de pastizales son de
90% para los pastizales altos, 36-69% para los mixtos del norte, 27-65% para
los mixtos del sur, y el aproximadamente 40% restante para la pradera de
pastos cortos (Steinauer y Collins 1996, Bragg y Steuter 1996).
Desde el establecimiento europeo en las praderas se ha practicado un
manejo selectivo a favor o en contra de ciertas especies y procesos. En Canadá, por ejemplo, los intentos de eliminación de las ardillas condujeron a
una declinación de los tecolotes llaneros (Atiene cunicularia) y de otras aves
de rapiña. La eliminación de los incendios naturales en las praderas afectó
negativamente la composición y la integridad de los pastizales y de sus suelos. El bisonte fue virtualmente exterminado, y zorros del desierto, cisnes
trompeteros y muchas otras especies silvestres fueron extirpados o vieron sus
números severamente reducidos.
Otros impactos también han disminuido la diversidad biológica de los pastizales centrales. Reimer et al. (1997) encontraron que muchos remanentes de
las praderas en Canadá estaban amenazados por la invasión de plantas exóticas
y matorrales, y el sobrepastoreo entre otros factores. Las plantas exóticas como
Euphorbia esula, Cirsium arvense (cardo), Centaurea maculosa y Melilotus alba
(trébol blanco) amenazan muchas de las praderas restantes.
El cambio más grande en las praderas desde 1880 es la sustitución de
pastizales nativos por cultivados. La vegetación nativa fue eliminada de gran
parte de la pradera, y su rico suelo ahora permite las cosechas de alimentos
para seres humanos y ganado. La tasa de cultivo de las praderas nativas ha
disminuido en las últimas décadas y algunas tierras marginales están recuperando su cobertura permanente. Las praderas que no eran adecuadas para los
cultivos fueron utilizadas como tierras para la producción de ganado.
Millones de hectáreas de praderas y de humedales de las zonas de transición
entre éstas y los bosques mixtos en los Estados Unidos y Canadá fueron drenados y convertidos al uso agrícola, con pérdidas significativas de hábitat para
la fauna silvestre y efectos perjudiciales sobre la calidad del agua y del suelo.
Los márgenes de los humedales, que proporcionan incluso un hábitat más
rico para la fauna que los humedales mismos, se redujeron o desaparecieron.
Utilidad de un marco ecoregional 101
El reconocimiento de los peligros representados por los pesticidas también
ha ido aumentando. Si bien la mayoría de los herbicidas que son utilizados
hoy día en la agricultura son de baja toxicidad oral aguda para las aves y los
mamíferos, pueden, sin embargo, tener efectos indirectos más substanciales
en la vida silvestre. Estos productos químicos pueden matar a las plantas de
las que se alimenta la fauna, o a las plantas hospederas de insectos que son
importantes en la dieta de otros animales. La contaminación de los recursos
hídricos por nutrientes se está convirtiendo en el problema más grande a
través de las praderas, particularmente en áreas de intensidad agrícola alta.
Hasta cierto punto, el ganado sustituyó a las grandes manadas de bisontes,
berrendos, y alces que pastaron alguna vez por las praderas, pero los ranchos
también ayudaron a que los pastizales nativos fueran conservados al evitar
que fueran arados o sustituidos por asentamientos urbanos. El buen manejo
de estas tierras practicado por los ganaderos ha incluido un ajuste del número
de animales para compensar por períodos de sequía, el uso de sistemas de
pastoreo con periodos de reposo para los pastos, mejores sistemas de cercado
y de riego para proteger áreas riparias, y cobertura permanente para todos los
pastizales. En la última década ha aumentado el uso de métodos saludables
para las tierras en Estados Unidos y Canadá por una variedad de agencias y de
organizaciones tales como el Natural Resource Conservation Service (Servicio
de la conservación de recursos naturales, NRCS por sus siglas en inglés), U.
S. Forest Service (Servicio de bosques de Estados Unidos), Bureau of Land
Management (Oficina de manejo del suelo), y Alberta Sustainable Resource
Development (Desarrollo sostenible de recursos de Alberta) (Busby et al.
1994, Task Group 1995). Muchos rancheros están integrando a su sistema de
manejo las necesidades de la fauna silvestre y las especies de plantas nativas
se están utilizando cada vez más para recuperar y para mejorar los pastizales
perturbados. Los ranchos también han ayudado a proteger la pradera contra
la fragmentación, porque los rancheros necesitan grandes extensiones continuas de tierra para su ganado. A pesar de esa protección, las presiones de los
fraccionadores y desarrolladores han dividido las praderas en bloques cada
vez más pequeños de tierra. Esta fragmentación del hábitat se ha reconocido
como la amenaza más seria para la diversidad biológica. La fragmentación
de la tierra impide los movimientos de la fauna en su búsqueda de alimento,
hábitat y pareja. Las tentativas para desplazarse entre los fragmentos del hábitat
pueden ser fatales, particularmente cuando los animales cruzan las carreteras
con mucho movimiento. La fragmentación puede causar cambios en el microclima y la vegetación. Por su parte, las comunidades de plantas y animales
102 D. Gauthier
se ven afectadas por la pérdida de diversidad genética conforme las especies
son substituidas por prados y jardines, desaparecen debido a las condiciones
que cambian, o porque son eliminadas por especies exóticas que invaden las
áreas perturbadas. Grandes áreas de las praderas norteamericanas se encuentran ahora severamente fragmentadas. Los cultivos, el desarrollo urbano, las
instalaciones para la explotación de petróleo y gas y la construcción de rutas
de transporte y de presas son los principales agentes de la fragmentación.
Las crecientes presiones y los precios en aumento de los pastizales nativos
con valor escénico, particularmente al pie de las regiones montañosas en los
Estados Unidos y en Canadá, están conduciendo al desarrollo residencial y
recreativo, que reduce aun más el hábitat nativo.
El aumento en la densidad de los caminos es un agente importante de
la fragmentación. Los caminos no solamente permiten que otras clases de
desarrollo existan y prosperen, sino que cambian patrones de flujo del agua,
reducen la infiltración del agua al suelo y al manto freático, compactan suelos
y destruyen el hábitat de animales que viven en madrigueras. Los caminos
también actúan como conductos para la dispersión de las especies malezas
y de plantas exóticas. Las políticas de recuperación y de mitigación, y las
regulaciones ambientales algo más fuertes en lo referente al acceso, están
ayudando a aliviar estas presiones. La urbanización ha alterado drásticamente
los paisajes nativos de las praderas, aún en ciudades pequeñas. Los pueblos y
las ciudades continúan ampliándose sobre tierras rurales. Además, aumentó
el número de residentes urbanos que ahora tienen a menudo un segundo
hogar en las áreas rurales, usadas principalmente para días feriados. Estos
hogares pueden contribuir a la fragmentación y a la eliminación del hábitat
y a alterar procesos naturales. Además, las plantas introducidas y las malezas
de los predios citadinos son esparcidas por los canales de agua, así como por
viento, equipo y vehículos.
Las áreas de conservación en América
del Norte
La información sobre la extensión y la distribución de las áreas de conservación a través de América del Norte es a menudo difícil de localizar y de interpretar. Diversas y múltiples agencias y organizaciones recopilan y mantienen
información de áreas protegidas. Las bases de datos de parques nacionales
están a menudo separadas de las bases de datos de parques estatales provinciales o territoriales, o separadas de las bases de datos para otras categorías
Utilidad de un marco ecoregional 103
de áreas de conservación tales como reservas de vida silvestre o forestales.
En lugares donde esta información se combina, se organiza generalmente a
nivel de estados, de provincias o de territorios. Raramente la información de
áreas protegidas es presentada en términos de ecosistemas (Gauthier y Wiken
1999, Pisanty et al. 1999). Además, hay estandardización inconsistente de los
tipos de categorías de áreas protegidas a través de jurisdicciones nacionales
o estatales/provinciales (Gauthier y Wiken 1998). Por ejemplo, las actividades que se permiten en los parques de un estado o de una provincia pueden
ser diferentes de las permitidas en otro parque estatal/provincial. La Unión
Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN) desarrolló un
sistema de categorías de las áreas protegidas que proporciona un marco para
la estandardización a través de las jurisdicciones (UICN 1994). Sin embargo,
estas categorías generalmente se refieren a intenciones de manejo y pueden
no ser un reflejo adecuado de las condiciones reales en un sitio protegido.
En cada país se están realizando esfuerzos para superar muchos de estos
aspectos por medio del desarrollo de bases de datos de áreas nacionales de
conservación o naturales. México ha establecido un compendio nacional
de información sobre áreas naturales protegidas (conanp, 2005), Estados
Unidos ha desarrollado una base de datos de áreas protegidas (CBI 2005),
y Canadá ha establecido el Sistema de Reporte y Seguimiento de Conservación de Áreas (CISE 2005) a partir de la base de datos de Conservación de
Áreas Canadienses (CCAD) del Consejo Canadiense de Áreas Ecológicas
(CCEA) (Beric 1999). A partir de versiones tempranas de las bases de datos
de los tres países, se hizo una tentativa inicial para desarrollar una base de
datos para las Áreas de Conservación de América del Norte (NCAD, por
sus siglas en inglés) (Canadá 1999, Gauthier y Wiken 2002), que contiene
la información sobre la distribución de los parques nacionales, estatales y
provinciales de América del Norte de acuerdo a las jurisdicciones políticas
y a las regiones ecológicas. Sin embargo, es necesario trabajar con las bases
de datos más recientes para que sea posible efectuar comparaciones de las
tierras conservadas entre los tres países.
En la región ecológica de los pastizales, los programas de conservación
implican comúnmente una multiplicidad de propietarios, incluyendo dueños
y arrendatarios privados, así como condados y municipios rurales y urbanos;
gobiernos estatales/provinciales y federales, y una multitud de grupos de interés. A escala regional, la administración privada de la tierra puede ser muy
importante. Por ejemplo, aproximadamente 70% de los pastizales centrales
de los Estados Unidos es propiedad privada, mientras que el gobierno federal
104 D. Gauthier
y los Departamentos del interior y de agricultura poseen y manejan aproximadamente 4% de los pastizales centrales. Los estados también poseen áreas
considerables de pastizales. En las tres provincias que abarcan las praderas
de Canadá, aproximadamente 30% está bajo régimen de propiedad privada,
poco menos de 7% se encuentra en formas federales de propiedad, y el resto
en tenencias de los gobiernos provinciales. En México, el 80% del país consiste
en propiedad comunal, el 15% en propiedad privada, y el 5% restante es del
gobierno (federal, estatal y municipal). Muchas de las tierras privadas están
en manos de los productores agrícolas que han argumentado a menudo que
la sociedad espera que ellos absorban el costo de conservación de un bien
público, es decir de la vida silvestre y sus hábitats, a expensas de pérdidas en
sus cosechas por depredación o costos por oportunidades perdidas. Frente a
las presiones económicas y las políticas hacendarias que han favorecido tradicionalmente el cambio del uso del suelo para alcanzar objetivos de producción
económica, ha habido en el pasado pocos incentivos para que los dueños de
la tierra mantengan el hábitat para la vida silvestre. Están ocurriendo cambios en las políticas que reconocen el valor ecológico de las tierras y animan
a los dueños a que conserven el hábitat de la vida silvestre, por ejemplo, con
acuerdos de protección voluntaria, legislación para facilitar la conservación,
y programas tales como el Plan de Manejo de Aves Acuáticas de América del
Norte (NAWCA, por sus siglas en inglés) y el Programa Permanente de la Cobertura de la Administración de la Rehabilitación de Granjas de las Praderas
(PFRA por sus siglas en inglés) (Reimer 1993, Agriculture and Agri-Food
Canada 1997, WHC 2001). Las prácticas agrícolas de conservación actuales
pueden prevenir la erosión y mantener, o inclusive aumentar, la materia orgánica del suelo, aún bajo cultivo continuo. Por ejemplo, la siembra directa en el
rastrojo y las prácticas que no involucran el arado han reducido pérdidas de la
fertilidad y han disminuido la erosión del suelo. Con cambios en las políticas
gubernamentales y aumentos en los costos de los ranchos en relación a sus
ganancias, las tierras más marginales se podrían liberar del cultivo conduciendo a la disminución de la erosión, salinización, compactación de suelos
y de otros problemas agrícolas. Muchos rancheros y comunidades pequeñas
están reconociendo la necesidad de una buena administración ambiental y ya
existen varios programas que incitan a los dueños de tierras rurales a mantener
o crear habitats para las especies de las praderas.
Si bien mucha de la ayuda federal a los rancheros viene bajo la forma de
programas de reducción de la superficie bajo cultivo y apuntan principalmente
a reducir la producción, estos programas tienen ventajas secundarias tales
Utilidad de un marco ecoregional 105
como la de reducir la erosión del suelo y proporcionar hábitat para la fauna
silvestre. De 1930 a 1990, los programas que implicaron apartar tierras de cultivo para la conservación abarcaron un promedio de 12 millones de hectáreas
anualmente en los Estados Unidos, y la superficie ha ido aumentando en los
años recientes (Licht 1997). Sólo Programa de Reservas para la Conservación
(Conservation Reserve Program) apartó aproximadamente 8.1 millones de
has en la región de praderas mixtas y cortas en 1992. En muchas partes de los
pastizales centrales el costo de los contratos de apartado excede al valor de la
tierra y de la infraestructura instalada (Licht 1997). Actualmente, una limitante
de estos programas es la menor diversidad específica y su estructura diferente
de estas tierras, comparadas con pastizales nativos, y la estructura diferente.
Se siembran lo más a menudo posible con una mezcla pobre (típicamente 5 o
menos especies) de pastos nativos (y en algunos casos se incluyen las hierbas
y matorrales). También, las especies elegidas para sembrar pueden no ser
nativas de la región. En la dependencia canadiense encargada de las praderas,
Prairie Farm Rehabilitation Administration (PFRA) inició el Programa de
cobertura permanente (Permanent Cover Program, PCP) en 1989, en el cual
las tierras marginales de cultivos anuales y de cereales fueron convertidas a la
producción de forrajes de largo plazo. Aproximadamente 15,000 parcelas de
tierra que suman 518,000 ha están involucradas en el programa. También, el
Community Pastures Program (Programa de pastos comunitarios) del PFRA,
establecido en los años 1930 para recuperar áreas gravemente erosionadas,
ha recuperado la cobertura de las gramíneas en más de 145,000 ha de tierras
cultivadas de mala calidad desde 1937, y actualmente abarca más de 900,000
has. de tierras abiertas. Con estos y otros programas, así como a consecuencia del impacto de otros factores, las tierras bajo labranza convencional en
las praderas de Canadá disminuyeron en un 22% de 1991 a 1996, mientras
que aquéllas bajo labranza de conservación aumentaron en 20% (Statistics
Canada 1996). La reducción del área con barbecho de verano y la extensión
de pastizales sembrados entre 1981 y 1996 han aumentado la disponibilidad
de habitats para algunas especies canadienses de los pastizales (Neave et al.
2000). Sin embargo, las ventajas de la conservación de estas tierras se han
visto muy comprometidas por los patrones fragmentados de la propiedad. Por
ejemplo, la proporción área/perímetro de las 1.4 millones de ha de pastizales
nacionales en los Estados Unidos es de 1:2.3, con un tamaño medio de 128
ha (Licht 1997). Además, los usos de suelo que rivalizan y los programas de
uso múltiple a menudo comprometen la conservación de la fauna en tierras
federales/estatales/provinciales. Las extensiones pequeñas para la vida silvestre
106 D. Gauthier
también tienen a menudo un valor limitado para la conservación de fauna
con necesidades espaciales grandes, aunque pueden desempeñar una función
ecológica importante como “paraderos” que permitan que los organismos se
muevan entre mosaicos o “parches”. Por ejemplo, las aproximadamente 140
áreas de manejo de la vida silvestre en Nebraska tienen un tamaño promedio de
solamente 331 ha. En las praderas canadienses, aproximadamente 25,000,000
ha (5.3% de la ecoregión de las praderas) están contenidas en más de mil
propiedades resguardadas para los propósitos de la conservación, pero 37%
de esas tierras son de menos de mil hectáreas (Gauthier y Wiken 2001).
Las entidades no gubernamentales están desempeñando un papel muy
considerable en la conservación de los pastizales. La Nature Conservancy
de Estados Unidos y de Canadá están conservando activamente zonas
grandes de praderas mixtas de pastos cortos por medio de adquisiciones,
servidumbres, y otros acuerdos con los propietarios particulares. El magnate
de la publicidad Ted Turner ha adquirido propiedades sustanciales en las
regiones de las praderas cortas y mixtas, en parte para llevar a cabo operaciones comerciales con bisontes, y en parte para restaurar la diversidad
biológica de la región.
Aspectos de la planificación de la conservación a
escala continental
Hay razones apremiantes para colaborar en la planificación de la conservación
a escala continental. La literatura ecológica científica indica que el impacto
completo de las actividades humanas sobre las especies y los ecosistemas no
se puede discernir completamente sólo en una escala espacial o temporal.
Los impactos de las actividades humanas, tanto los que sirven como los que
van en contra de los objetivos de la conservación, requieren de una visión
de escalas múltiples para determinar la eficacia de las actividades de conservación. Las fuerzas que afectan la sustentabilidad de las especies y de sus
habitats pueden ocurrir a través de marcos temporales más largos u originarse
en un área geográfica más amplia que la del alcance de la actividad local o
regional de conservación. Como lo sugieren las experiencias en los pastizales
(Gauthier et al. 2003), será difícil, si no imposible, determinar la eficacia de
los programas locales o regionales de conservación si no se toma en cuenta
la amplia gama de fuerzas involucradas. Un enfoque continental proporciona
una visión contextual de las fuerzas impulsoras y de las respuestas a éstas en
la evaluación de la eficacia de las actividades locales, regionales y nacionales
Utilidad de un marco ecoregional 107
de conservación. Además, muchos ecosistemas han sido afectados de manera
significativa, tanto históricamente como en épocas recientes, por una amplia
gama de actividades humanas, lo que ha generado un sentido general de urgencia para atender lo que queda de estos sistemas biológicos empobrecidos.
Los acuerdos cooperativos que se refieran a este tema deben enfocarse en el
“todo”, y no sólo en las “partes”, de los ecosistemas, pues de otro modo es muy
difícil desarrollar una descripción comprensiva y contextual para cualquier
tema particular que establezca los nexos entre las diferentes fuerzas impulsoras
y las respuestas al estado de un ecosistema. Un enfoque estratégico continental
ayudaría a mantener una perspectiva integrada más amplia, necesaria para
determinar la eficacia de los enfoques para el manejo de uso del suelo y de
la conservación. En particular, la conservación de especies transfronterizas
de América del Norte requiere de un enfoque trinacional. Las especies transfronterizas no se limitan a las jurisdicciones políticas, y tampoco lo hacen
los sistemas de soporte de vida de los cuales dependen (agua, aire). La Convención de Biodiversidad (CDB) ha reconocido el potencial que representan
las áreas protegidas transfronterizas como ayuda para alcanzar la meta de la
conservación de estas especies. Sin embargo, el desarrollo, establecimiento y
mantenimiento de un sistema de áreas protegidas transfronterizas de América
del Norte requiere de un plan estratégico que considere el espectro completo
de los temas regionales de conservación. En este sentido, hay numerosos temas que se deben de tratar para que la colaboración trinacional sea exitosa.
Entre ellos destacan:
■ Niveles variables de protección y de conservación en y entre las jurisdicciones de América del Norte.
■ Las bases de datos de las áreas de conservación no están estandardizadas
o integradas.
■ Los datos sobre las variables que miden biodiversidad e integridad ecológica
son generalmente débiles, es decir no comprensivos, carecen de suficiente
detalle a escalas apropiadas, no están estandarizadas ni integradas.
■ Variación amplia en cuanto al grado de cambio de los paisajes y de las
múltiples presiones, que además cambian a través del espacio, de modo que
las áreas locales o regionales no comparten necesariamente preocupaciones
comunes.
■ Una amplia diversidad de involucrados que representan una multitud de
mandatos y jurisdicciones desde niveles locales o de comunidades por
medio de asociaciones regionales, jurisdicciones provinciales, estatales y
108 D. Gauthier
territoriales, una variedad de agencias federales y muchos acuerdos internacionales.
■ Diversos involucrados con un mandato limitado y recursos generalmente
insuficientes.
■ Competencia entre las organizaciones de conservación para obtener financiamientos escasos.
■ Múltiples temas sociales que compiten entre sí y que consideran a la conservación como prioridad baja.
Basándonos en experiencias clave de cooperación relacionadas con la conservación de pastizales, resulta claro que el éxito en el logro de los objetivos de la
conservación, que sean significativos en el contexto, la sustenabilidad de las
regiones ecológicas solamente será alcanzado teniendo una visión integrada,
que por lo menos:
■ Combine aún más asociaciones y habilidades entre gobiernos, grupos
indígenas, industrias, dueños de tierras privadas y de otros regímenes de
tenencia de la tierra;
■ adopte métodos espaciales y temporales jerárquicos basados en el hábitat
de la vida silvestre y los principios ecológicos;
■ establezca objetivos y metas mesurables, y proporcione medios para supervisarlos;
■ integre consideraciones biofísicas, socioeconómicas, culturales y políticas
en la toma de decisiones en cuanto a hábitat y manejo de recursos; y
■ opere según principios de uso sustentable de recursos, manejo adaptativo
y manejo de ecosistemas.
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Programas de monitoreo marino 113
7
Consideraciones y métodos para
el establecimiento de programas
de monitoreo marino
Mark A. Zacharias
Introducción
Mientras que los programas de monitoreo oceanográfico a largo plazo están
operando desde hace décadas, muchas jurisdicciones se encuentran apenas
estableciendo programas de monitoreo biológico marino (NRC 1990, Schiff
et al. 2002, Bernstein y Weisberg 2003). Recientemente, un número creciente de jurisdicciones costeras está poniendo en marcha programas para
cumplir con las legislaciones y convenciones internacionales y nacionales
para monitorear si las AMP (Áreas Marinas Protegidas) están cumpliendo
con sus objetivos, así como para monitorear si las decisiones de manejo de
la industria pesquera están dando como resultado cambios mensurables en
las poblaciones sujetas a la pesca. Además, otros programas de monitoreo
recientes han sido diseñados para establecer líneas de datos de referencia para
asistir en varias tareas, que incluyen: predicción del éxito del reclutamiento
para un año dado; monitoreo de los cambios en el aumento del nivel del mar
como resultado del calentamiento global; y monitoreo de radionucleidos en
aguas costeras.
Este capítulo discute los diferentes tipos de características, condiciones,
o rasgos que se pueden monitorear a nivel genético, poblacional (especies),
comunitario, y los niveles de organización ecológica del ecosistema. También
revisa las aplicaciones de estos tipos de monitoreo para tratar preguntas perti113
114 M. Zacharias
nentes de conservación y de manejo. La intención de este capítulo es delinear
las características de un programa bien pensado de monitoreo marino; sugerir
los tipos de características, rasgos y condiciones que podrían ser monitoreados
dependiendo del objetivo del monitoreo; y discutir cómo los programas de
monitoreo se pueden integrar a los programas marinos de conservación.
Tipos de monitoreo marino
Mientras que hay muchas razones para establecer un programa de monitoreo
marino, destacan cuatro:
1. Medir las consecuencias para el medio ambiente de las actividades humanas
2. Detectar problemas de manera temprana
3. Aportan al interés científico y para entender el comportamiento y la función
de los ecosistemas
4. Asesorar la toma de decisión y darle seguimiento al éxito de las acciones
de manejo (Davies et al. 2001)
Medir el impacto ambiental de las actividades humanas incluye el monitoreo de las actividades extractivas (vgr. pesca) y no extractivas (vgr. observación
de ballenas), así como el de los niveles de contaminantes en varios sistemas
marinos. El monitoreo de detecciones tempranas de problemas incluye
generalmente la calidad del agua o las poblaciones de peces. El monitoreo
ambiental no está dirigido a una amenaza en particular, pero se monitorean
rasgos que pueden indicar la presencia de estas amenazas. Por su parte, el
monitoreo científico se puede utilizar para establecer datos de referencia y
umbrales (Dayton et al. 1998) así como para entender el comportamiento y la
función de sistemas marinos. Establecer relaciones tales como respuestas de la
comunidad a las condiciones de la corriente de El Niño puede proporcionar
información valiosa para el manejo de la industria pesquera y la localización
y la operación de las AMP. Por último, el monitoreo se puede utilizar para
evaluar los éxitos o fracasos de las decisiones de manejo y como insumo para
el manejo adaptativo. Los ejemplos de estos tipos de programas incluyen la
evaluación de los efectos que tienen los confinamientos pesqueros en relación
con los objetivos del plan de manejo de las pesquerías.
Los tipos de aspectos que se puedan monitorear en ambientes marinos se
pueden categorizar, de manera amplia, en características, rasgos y condiciones.
Aunque estas definiciones se traslapan, se proponen aquí para asegurar que
Programas de monitoreo marino 115
se considera el rango completo de parámetros que se pueden monitorear, ya
que muchos científicos y responsables del manejo de los recursos rara vez los
toman en cuenta. Como están los ejemplos de las características que pueden
ser monitoreadas incluyen las categorías de tamaño y de edad de las poblaciones, así como características morfológicas, rasgos fisiográficos tales como
arrecifes, montes marinos, y otras características y las condiciones que pueden
ser monitoreadas incluyen características de masa del agua y parámetros de
calidad del agua.
Un programa de monitoreo riguroso y bien pensado será diseñado para
contestar una o más de las preguntas anteriores. Cuando sea posible, estos
programas deberán verse como análogos a una investigación científica, en la
que la hipótesis se prueba para determinar si el monitoreo de los objetivos
(metas) está siendo alcanzado. Los programas de monitoreo deben también
comparar la situación actual a un estándar establecido para determinar la
condición de una característica. Por último, el monitoreo eficaz requiere que
las condiciones reconocidas como objetivo estén claramente definidas.
Los científicos y los encargados del manejo de sistemas marinos tienen a
menudo opiniones muy distintas sobre cómo se puede y debe realizar el monitoreo. El propósito de este capítulo es delinear de manera amplia algunas
de las características de un programa de monitoreo marino bien pensado, así
como sugerir los tipos de características, rasgos, o condiciones que se puedan
monitorear en dichos ambientes. Apegándonos al enfoque jerárquico para la
conservación utilizado por Zacharias y Roff (2000), este capítulo examina las
diferentes opciones para monitorear los niveles de organización, genéticos,
poblacionales, de comunidad, y de ecosistemas. No tiene la intención de ser
una fuente comprehensiva sobre ningún aspecto del monitoreo (vgr. monitoreo
de contaminación de cosechas pesqueras), pero busca proveer al lector con
varias opciones de monitoreo que podrán entonces ser exploradas a profundidad. Una de las dificultades con el monitoreo es que hay muchas maneras
potenciales de abordar una pregunta, y pocos textos proporcionan una descripción de cada metodología y de sus fortalezas y debilidades. Para aquellos
que estén interesados en un tratamiento más exhaustivo de los programas de
monitoreo marinos se sugiere revisar el manual de Davies et al. (2001).
Inicio de un programa de monitoreo
El monitoreo marino es un amplio campo que abarca objetivos muy diversos.
Todos los programas de monitoreo, sin embargo, están vinculados pues pro-
116 M. Zacharias
curan monitorear cambios de una variable durante un cierto período. Aunque
haya muchos diferentes rasgos del ambiente marino que podrían ser vigilados,
el monitoreo se puede separar generalmente en los tipos siguientes.
Los programas de monitoreo ambiental no abordan un amenaza u objetivos
específicos, sino que se establecen para buscar cambios en condiciones de
referencia. Se establecen generalmente por períodos más largos (décadas en el
caso de muchos sistemas de medición por boyas oceánicas), sobre áreas más
grandes, y por lo general no presuponen ninguna amenaza. Los programas
examinan características ecológicas de gran escala como una base determinada
por encuestas, toma de datos automatizada, o percepción remota de información abiótica o biótica. La colocación de las estaciones de monitoreo ambiental
se puede basar en un esquema sistemático o azaroso, o puede utilizar naves
de oportunidad. Los ejemplos de programas ambientales abióticos incluyen
faros y boyas oceánicas, que proporcionan información acerca de un número
de variables, incluyendo salinidad, temperatura, velocidad y dirección del
viento, e irradiación solar.
Los ejemplos de programas de monitoreo bióticos incluyen el Mussel watch que le da seguimiento a diversos contaminantes en ostras y mejillones en
varios países (Goldberg y Bertine 2000). El desafío del monitoreo ambiental
es distinguir entre la “señal” y el “ruido”, donde la señal se convierte en ruido
y viceversa cuando se cambian las escalas espaciales y temporales (Osenberg
et al. 1994).
Los programas de monitoreo dirigido se fijan en características u objetivos
específicos, y se ligan a menudo con objetivos de manejo o evaluación de esfuerzos de recuperación. Son el tipo más común de monitoreo y la eficacia de
las decisiones de manejo. Los programas de monitoreo dirigido más comunes
incluyen utilizando el monitoreo de comunidades y de hábitat antes y después
de un proyecto de desarrollo para determinar sus impactos. Los ejemplos
costeros incluyen el monitoreo de comunidades marinas antes y después del
establecimiento de un proyecto industrial. Los ejemplos marinos incluyen monitoreo cerca de plataformas de petróleo y gas y monitoreo de las poblaciones
de peces para asegurar que las decisiones de manejo de la industria pesquera
están alcanzando sus objetivos.
Los programas de monitoreo de medidas integradas se diseñan para reportar condiciones y tendencias ambientales y dependen de una combinación de
medidas para informar acerca de tendencias esperadas como inesperadas en
diferentes escalas espaciales y temporales. Las medidas integradas han sido propuestas por la US Environment Protection Agency (Agencia de protección del
Programas de monitoreo marino 117
medio ambiente de los EUA, EPA por sus siglas en inglés), que ha desarrollado
un método de tres niveles para proporcionar información sobre monitoreo como
insumo de lo que la esta institución llama una valoración integrada (Messer et
al. 1991). La EPA tiene la intención de utilizar el monitoreo para: (1) caracterizar
el problema, (2) diagnosticar las causas, (3) establecer acciones de manejo, (4)
estimar la eficacia de las acciones, (5) reevaluar las causas, y (6) garantizar la
eficacia de las acciones. Las tres etapas son las siguientes:
Caracterización del problema (etapa 1): examina las propiedades en una
escala amplia de las respuestas ecológicas como una base determinada por
encuestas toma automatizada de datos y/o percepción remota. Este monitoreo
puede ser ambiental o dirigido dependiendo de los objetivos del estudio.
Diagnóstico de las causas (etapa 2): examina estudios u observaciones específicas sobre aspectos o recursos concentrándose en interacciones de tipo causa/efecto.
Este monitoreo puede también ser ambiental, pero sobre todo es dirigido.
Diagnóstico de interacción y pronóstico (etapa 3): consiste en el monitoreo
intensivo y sitios índice de la investigación con una resolución espacial y temporal más alta para determinar los mecanismos específicos de la interacción
necesarios para el desarrollo de modelos de causa-efecto (NSTC 1997).
La información generada en cada etapa es diseñada para ayudar a dirigir
e interpretar los resultados de las otras etapas.
Etapas en un programa de monitoreo
Los programas de monitoreo consisten generalmente de cuatro etapas. La primera es para determinar qué monitorear, y esto se establece generalmente en
respuesta a algún problema u objetivo. Cualquier variable de la cual se espera
un cambio en el tiempo se puede monitorear, sin embargo, lo que se monitorea
debería ser una característica de interés o variar de cierta manera predecible
en respuesta a una característica de interés. Los objetivos más comunes del
monitoreo se relacionan con la calidad del agua cercana a la costa, donde hay
un número de medidas (vrg. turbidez-chl–a, oxígeno disuelto, coliformes
fecales, etc.) que se pueden utilizar como indicadores de calidad del agua.
La segunda etapa es para determinar la técnica de monitoreo más apropiada
que se pueda utilizar. Esto se determina de nuevo evaluando los objetivos a
cubrir. Hay centenares de tipos diferentes de monitoreo a niveles genético,
poblacional, sinecológico y ecosistémico (tabla 1), en donde cada técnica tiene
sus propias fortalezas y debilidades. Las preguntas que se deben responder al
momento de determinar la técnica de monitoreo apropiada incluyen:
118 M. Zacharias
■ ¿La técnica dañará a la especie o al ambiente?
■ ¿La técnica proporcionará un tipo de medida consistente con los objetivos
de la meta?
■ ¿Medirá la técnica el atributo considerado a lo largo de un rango de condiciones?
■ ¿Proporcionará la técnica observaciones suficientemente precisas para
detectar escalas apropiadas del cambio?
■ ¿Se encuentra la técnica dentro del presupuesto disponible? (Davies et al.
2001)
La tercera etapa es la de organizar el despliegue de la técnica en el campo
y el paso final es determinar la condición de las características de interés.
Tipos de características, de rasgos, y de condiciones
que se podrían monitorearse en ambientes marinos
Las dos clases primarias de características o de condiciones que se pueden
monitorear en ambientes marinos incluyen: características, rasgos y condiciones biofísicas y características, rasgos y condiciones del uso humano. Las
características, los rasgos, y las condiciones biofísicas se pueden monitorear
en los niveles siguientes:
■
■
■
■
■
Genético
Poblacional
De comunidades
Hábitat/Ecosistemas
Combinaciones de niveles (vgr. biotopos o biocenosis) (Zacharias y Roff
2000).
Para los propósitos de monitoreo marino, el nivel genético se incorpora
generalmente a nivel especie/población puesto que el monitoreo genético se
relaciona predominantemente con diversidad genética y grado de distinción
(como se expresa por aislamiento y conectividad) entre poblaciones. Nótese
que ciertas características, rasgos y condiciones, como el área, se pueden
monitorear en múltiples niveles de la jerarquía ecológica.
El monitoreo a nivel población/especie se ha encargado tradicionalmente de
dar seguimiento los cambios en la abundancia y estructura de la población o
de los niveles de contaminantes en una población. El monitoreo de los cambios
Programas de monitoreo marino 119
Tabla 1. Tipos de rasgos, características y condiciones biofísicas
y humanas que pueden ser monitoreados a nivel de población,
comunidad y ecosistema
Nivel de población
Nivel de comunidad
Nivel de ecosistema
Uso-humano
Densidad
Área
Tamaño
Presencia
Rango
Distribución
Estructura de edades
Diversidad genética
•Frecuencia genética
•Número de alelos
•Grado de relación
•Depresión de
endogamia o
exogamia
•Deriva genética
•Cuellos de botella
Migración
Reclutamiento
Retención
Evolución
•Marcadores
moleculares
Dispersión
Viabilidad
Patógenos
Mortalidad /
Morbididad
Varamientos
•Flujo de genes
•Nivel de
contaminantes
/recubrimiento
de individuos con
petróleo a causa de
derrames
Abundancia de
especies, uniformidad,
abundancia
Sucesión
• Disturbios
• Estados estables
alternos
Depredación
Competencia
Parasitismo
Mutualismo
Enfermedad
Amensalismo
Áreas de transición
Grupos funcionales
Meta poblaciones
Heterogeneidad
Endemismo
Diversidad
Áreas representativas
y distintas
Biomasa
Productividad
Movimiento de agua
Entrenamiento
Propiedades del agua
•radiación
fotosintéticamente
activa (PAR)
•turbidez
•clorofila
•temperatura
•salinidad
•oxígeno disuelto
•carbón orgánico total
•sólidos totales
•sólidos volátiles
totales
•sulfitos totales
Retención
Iluminación
Estratificación
Discontinuidades
Gases disueltos
Fronteras
Claridad del agua
Estatus de nutrientes
•Nitrógeno
Compuestos
◆ Nitratos, nitritos
y amonio
◆ Fósforo
Características del
sedimento
Tipo de sedimento
Batimetría
Topografía
Usos en tierras
altas
Población
Densidad de
población
Planeación de la
densidad
Uso del suelo
Ocupación del
suelo (cobertura)
Cobertura
impermeable
Aguas pluviales
Áreas con versus
sin desagües
Veda de peces
y mariscos por
contaminantes
Reportes de
descargas y
permisos de
contaminación
Alteraciones de
hábitat
Pérdida de
humedales
Ríos y arroyos
urbanos perdidos
Usos marinos
Veda de peces
y mariscos por
contaminantes
(Continúa)
120 M. Zacharias
Tabla 1. Tipos de rasgos, características y condiciones biofísicas
y humanas que pueden ser monitoreados a nivel de población,
comunidad, y ecosistema (continúa)
Nivel de población
• Enfermedad
• Deformidades
• Índice de tamaño
individual y
condición
•Tasa de crecimiento
Tasa de cosecha
Nivel de comunidad
Nivel de ecosistema
Uso-humano
Tamaño de partícula
Reclutamiento
Viabilidad de la
población
Diversidad genética
Cobertura béntica
Área para
reproducción
Disponibilidad de
sitios de descanso
Áreas para
alimentación
Aumento del nivel
del mar
Contaminación
Metales
Captura por unidad
de esfuerzo
(CUPE)
Número de barcos
Número de viajes
por barco
Tiempo en el sitio
(TIA)
Visitas en día/
personas
Número de buzos
Número de
inmersiones
Redistribución
de ingresos
(vgr.. pescadores
y operadores
turísticos)
Flujos de riqueza
Visitantes
adyacentes y
turismo
Tipo de transporte
(impulsado, no
impulsado)
de las características de la población es un aspecto vital de la evaluación de
la producción disponible y puede también indicar efectos adversos debidos a
contaminantes o a la pérdida del hábitat en las poblaciones no cosechadas. Sin
embargo, fuera de los ambientes intermareales (que se observan fácilmente),
los cambios en la estructura de las poblaciones son difíciles de detectar. A
menudo, solamente se identifican las mortalidades y morbilidades masivas,
al igual que cambios en las características sexuales primarias (imposex) en
ciertos invertebrados bentónicos.
Programas de monitoreo marino 121
El propósito de esta sección no es discutir en detalle los diferentes métodos
de monitoreo a nivel poblacional, sino proporcionar varias características,
rasgos y condiciones que se pueden monitorear en este nivel, así como algunas técnicas populares y avances recientes. A nivel población/especie, las
características, rasgos y condiciones que pueden ser monitoreadas se muestran
en la tabla 1.
Los programas de monitoreo bien conocidos a nivel población/especie incluyen el programa Mussel Watch cuyo monitoreo no sólo se enfoca las condiciones ambientales sino también en la extensión y el impacto de contaminantes
específicos. Iniciado en 1975 para monitorear radionucleidos, hidrocarburos
de petróleo, hidrocarburos clorados y metales, las ostras y mejillones fueron
seleccionados como indicadores puesto que bioacumulaban sustancias tóxicas
a niveles que eran mensurables con el equipo de detección de aquellos tiempos.
Este proyecto fue promovido como programa nacional e internacional para monitorear la contaminación en aguas costeras. Goldberg (1988) lo revisó y notó,
entre otros aspectos, que aunque detectar las cantidades de contaminantes en
los organismos era útil, no lograba evaluar sus efectos en los indicadores ni en
los ambientes. Además, se añadían constantemente nuevos productos químicos
tóxicos al ambiente marino y se contaba con presupuestos insuficientes para
analizarlos (Goldberg y Bertine 2000).
También ha habido una cantidad de avances recientes en cuanto a
monitoreo de poblaciones que se espera reduzcan costos y mejoren los
resultadosde dicha actividad. Uno de los progresos más interesantes son
los métodos que evitan el tener que analizar una gran cantidad de agentes
contaminantes en el ambiente marino (vgr. agua, sedimentos) o en los
organismos, por ejemplo los mejillones, utilizando ciertas enzimas de
desintoxicación y de sustancias hormonales activas. De esta manera, el
efecto total de una serie de contaminantes en una población o comunidad
se puede evaluar de manera mas efectiva en términos de su costo. Esta
metodología se conoce de manera general como determinación colectiva
de contaminantes. Las enzimas de desintoxicación son producidas (metalotioneína y citocromo p-450) cuando los organismos son expuestos a una
cantidad de compuestos, incluyendo hidrocarburos aromáticos policíclicos,
bifenilos policlorados, dioxinas y furanos (Roesijadi 1992, Anderson et al.
1995). Unidades de medida para el citocromo P-450 se dan en unidades
equivalentes de benzol[a]pireno; los niveles elevados de estas enzimas señalan el potencial de las respuestas tóxicas, carcinogénicas, o mutagénicas
de estos organismos. El citocromo P-450 se ha utilizado ampliamente en
122 M. Zacharias
Tabla 2. Tipos generales de información para uso humano cosechada
como parte de inventarios de uso humano. La información se separa más
a fondo en inventarios referentes a las estructuras, las actividades
de consumo, las actividades de no consumo y la zonificación
Estructuras
Actividades
de consumo
Actividades
de no consumo
Calidad
ambiental
Zonificación
Muelles /anclaje
flotante
Pesquerías
comerciales
Sitios de
acampar
Agua potable
Ubicación de
los permisos
de aguas
/cantidades
Facilidades
industriales
Pesquería
recreativa
Áreas de
navegación
Residencias
con fosas
sépticas
Ubicación de
los permisos
de desechos /
cantidades
tiraderos /áreas de
almacenamiento de
troncos
Pesquería
indígena
Otros sitios
recreativos
Vertederos
marinos
Zonificación de
uso de tierras
altas
Tuberías
[sumergidas]
Sitios de
cosecha de
vegetación
marina
Rutas de
cruceros
Fuentes de
contaminación puntuales
y no puntuales
Uso presente de
tierra/agua
Sitios de
cosecha
Acuacultura
Sitios de
apreciación de la
naturaleza
Sitios de
cambio de
aguas de
lastre
Sitios de descarga
[permitidos /nopermitidos]
Áreas de
extracción de
agregados
Sitios de
maricultura de
peces y mariscos
Capacidad de
uso de tierras
Zonificación
costera
Áreas marinas
protegidas
(Continúa)
Programas de monitoreo marino 123
Tabla 2. Tipos generales de información para uso humano cosechada
como parte de inventarios de uso humano. La información se separa más
a fondo en inventarios referentes a las estructuras, las actividades
de consumo, las actividades de no consumo y y la zonificación
Estructuras
Actividades
de consumo
Actividades
de no consumo
Drenajes de
tormenta
Áreas de
extracción de
hidrocarburos
Sitios de
observación de
vida silvestre
Sitios de
construcción
Áreas de
Evaluaciones
extracción de
de capacidad
otros minerales recreativa
Calidad
ambiental
Zonificación
Tenencias
marinas
Operaciones
comerciales
Tomas de agua
Aeropuertos/pistas
de aterrizaje
Depósitos para
respuesta a
emergencias y áreas
para filas
Diques/malecones
estudios de monitoreo debido a los costos bajos del análisis. Sin embargo, se requieren más trabajos para relacionar niveles de citocromo P-450
con la salud y la integridad global de especies y comunidades (Goldberg
y Bertine 2000). Las sustancias hormonales activas regulan los metales y
la desintoxicación a nivel celular, y son inducidas a menudo por el cobre
y el cadmio.
Otro campo reciente de estudio se relaciona con la determinación de los
efectos endócrinos disruptivos en las poblaciones marinas causadas por los
compuestos con características estrogénicas. Los estrógenos miméticos pueden
ser naturales o sintéticos y se cree que limitan el éxito reproductivo de ciertos
organismos. Las fuentes naturales que han demostrado efectos sobre organis-
124 M. Zacharias
mos marinos incluyen a la estrona y el estradiol-17B. Los seres humanos han
introducido una gran cantidad de productos químicos que pueden funcionar
como estrógenos miméticos, sin embargo, el etinil estradiol estrogénico (que
se encuentra sobre todo en anticonceptivos orales) tiene el potencial más
grande en cuanto a sus efectos (Matthiessen y Law 2002). Aunque el vínculo
entre estos compuestos y el éxito reproductivo de los organismos no ha sido
demostrado, la evidencia anecdótica sugiere que estos compuestos miméticos
pueden tener un efecto significativo en ciertas especies marinas. Hay un número de técnicas diferentes para determinar el efecto de este tipo de sustancias
miméticas sobre la actividad hormonal.
Por último, Toxicity Identification and Evaluation TIE (identificación de
la toxicidad y su evaluación) y el Scope-for-Growth SFG (Potencial de crecimiento) son nuevos métodos para examinar los efectos de contaminantes
en los organismos. La identificación de la toxicidad y su evaluación han sido
desarrolladas por la EPA y buscan conocer los efectos sustancias y compuestos
químicos sobre organismos individuales o grupos pequeños de organismos,
por medio del aislamiento de cada compuesto químico. El potencial de crecimiento (SFG) de un organismo es una medida de la cantidad de energía
disponible para su crecimiento somático. El SFG declina en los organismos
contaminados que están teniendo que dedicar energía a la desintoxicación
y a la reparación del tejido. Si el SFG es cero, el organismo no podrá crecer.
Si es negativo, el organismo perderá peso corporal y potencialmente morirá.
Los agentes contaminantes que afectan mas comúnmente al SFG son los
hidrocarburos aromáticos policíclicos PAH, orgánicos polares, y tributiltina
(Kroger et al. 2002).
El monitoreo marino sigue desarrollándose. Mientras que los sensores rentables, precisos, y confiables para temperatura, conductividad, profundidad, y turbidez se han desarrollado y han sido desplegados mundialmente, las investigaciones
recientes en el campo de los biosensores para monitorear parámetros químicos y
biológicos adicionales están progresando. Uno de los aspectos más interesantes
en cuanto a avances en biosensores es el uso de la técnica aplicada al campo de la
taxonomía molecular, donde la medida del tipo y de la abundancia de especies
(generalmente basada en plancton y secuencias características de ácido nucleico)
puede indicar disturbios antropogénicos en un sistema (Kroger et al. 2000). Otra
área de investigación es la huella molecular (MIP por sus siglas en inglés), que
introduce características de reconocimiento en polímeros sintéticos que se pueden
utilizar después para reconocer iones, péptidos y proteínas, esteroides y células
completas. El proceso desarrolla templetes de polímeros sintéticos que son crea-
Programas de monitoreo marino 125
dos al mezclar el compuesto deseado (templete), con un monómero apropiado, a
menudo ácido metacrilico, y un entrecruzador apropiado como dimetacrilato de
etileno glicol en solventes adecuados. Esta mezcla se polimeriza entonces usando
UV o iniciación química. A diferencia de muchos compuestos biológicos como
anticuerpos y enzimas, que son intrínsicamente inestables, las MIPS son resistentes a los cambios en pH, presión y temperatura, y son generalmente barata, y
compatibles con tecnología existente de micromáquinas (Kroger et al. 2002).
Monitoreo a nivel de comunidad
Las comunidades marinas son complejas, crípticas, y difíciles de observar y
censar. Consecuentemente, también son difíciles de monitorear. La observación más común a nivel de comunidades se dirige a medidas de la composición
y diversidad de las especies tales como riqueza, uniformidad, y abundancia
(tabla 1). A menudo, las estimaciones de la “salud” o “integridad” de las comunidades marinas se hacen monitoreando a nivel poblacional y ecosistémico
debido a la complejidad de realizarlo a nivel de comunidad.
Una técnica prometedora a dicho nivel en cuanto a determinación de los
impactos de agentes contaminantes es la del uso de “bioindicadores”, que
evalúan las actividades humanas usando la composición de ensambles de especies diferentes. Carballo y Naranjo (2002) utilizaron ensambles de esponjas
y ascídias como bioindicadores para determinar la calidad del agua costera en
la bahía de San Diego. Otros han propuesto usar tasa de “especies indicadoras
de contaminación” contra “especies indicadoras de agua pura” para evaluar el
grado de contaminación en áreas costeras.
El monitoreo a nivel del ecosistema
El nivel de ecosistema o de hábitat es probablemente la menos difícil de las
jerarquías a monitorear dado la facilidad relativa de tomar datos a nivel del
ecosistema (tabla 1). El monitoreo a este nivel se puede también efectuar a las
escalas que van desde unos cuantos metros hasta miles de kilómetros. Para que
la mayoría de las características, rasgos o condiciones de los ecosistemas sean
aplicables para el monitoreo marino, deben ser correlacionadas con una cierta
respuesta biológica, o un estrés o cambio externo. La tecnología de monitoreo
a nivel del ecosistema está relativamente bien desarrollada (vgr. los sensores de
CTD) y muchas de las respuestas biológicas a las variables del ecosistema como
temperatura y tasas de crecimiento se han demostrado cuantitativamente.
126 M. Zacharias
El monitoreo de los usos humanos
Conforme las estrategias de manejo y conservación se diseñan para evaluar y
mitigar los impactos humanos en los ambientes marinos, se vuelve imperativo
poder documentar y evaluar el nivel de estas actividades a lo largo del tiempo
para determinar las relaciones con los cambios en la estructura del hábitat y
las comunidades marinas. Dado que los seres humanos somos una especie
terrestre, y que los ambientes marinos se encuentran biogeoquímicamente río
abajo del reino terrestre, los programas de monitoreo deben, evaluar ambientes
marinos así como las actividades y los usos en los ecosistemas terrestres que se
sabe impactan a los ambientes marinos. El monitoreo del uso humano se puede
separar en programas que consideran características terrestres y programas que
se ocupan de características, rasgos y condiciones marinas (tabla 1).
El papel de los indicadores en el monitoreo
Los indicadores se utilizan como sustitutos para evaluar una tendencia
o condición cuando la variable de interés no puede ser medida debido a
limitaciones ya sea en la habilidad o en la posibilidad económica de monitorearla directamente. Por ejemplo, la temperatura se puede utilizar como
una característica sustituta del éxito y la supervivencia reproductiva de
ciertas especies, y los niveles de oxígeno disuelto pueden indicar el nivel de
la perturbación humana en un sistema. El monitoreo de tendencias sobre
un cierto plazo utiliza generalmente indicadores de condición (según lo definido por Zacharias y Roff 2001), que varían en respuesta al estado, la salud
y la integridad ecológica de un sistema. Los indicadores o los parámetros
sustitutos para la calidad del agua utilizan con frecuencia la concentración
de clorofila, de sedimentos, del oxígeno disuelto y de sólidos suspendidos
totales. Los indicadores a nivel genético incluyen la presencia de ciertos
alelos. Los indicadores de condición y las especie clave se utilizan en el
nivel de especie/población. A nivel de comunidad, los indicadores que podrían ser monitoreados incluyen las relaciones de abundancia entre ciertas
especies así como gremios o grupos funcionales. A nivel ecosistémico, los
indicadores son generalmente medidas de la calidad del agua tales como
clorofila, turbidez, y sólidos disueltos.
Un buen indicador es científicamente robusto, fácilmente comprensible
o sensible a los cambios que debe medir, mensurable a un nivel de exactitud
disponible con la tecnología actual, y que se pueda poner al día regularmen-
Programas de monitoreo marino 127
te. Otras preguntas que se deben considerar en la selección de indicadores
incluyen:
■
■
■
■
■
■
■
■
¿Se puede cuantificar el indicador propuesto de manera sencilla?
¿Responde a un amplio rango de condiciones?
¿Es sensible a preocupaciones o condiciones problemáticas?
¿Puede resolver diferencias significativas en tales condiciones ambientales?
¿Esta medida puede proporcionar una visión integrada de los efectos en
tiempo y espacio?
¿Los resultados de estas medidas son reproducibles?
¿Hay información de referencia que permita evaluar los resultados
obtenidos?
¿Se pueden comparar estos resultados a lo largo de diferencias espaciotemporales? (http://cleanwater.gov/coastalresearch/report.html).
Dificultades en el monitoreo marino
En contraste con la mayoría de los programas de monitoreo terrestre, el monitoreo marino se vuelve difícil por de características de estos los ambientes más
allá del hecho de que a menudo son difíciles de observar y censar. Mientras que
el tratamiento a profundidad de las diferencias entre los sistemas terrestres y
marinos va más allá del alcance de este capítulo, los programas de monitoreo
marino deben considerar y explicar los siguientes aspectos:
Determinación de líneas de referencia/estados de referencia. Muchos programas de monitoreo marino se establecen en sistemas que tienen una historia
larga de impactos humanos, por lo tanto puede no haber línea de referencia
verdadera o un “estado natural” para comparar los resultados del monitoreo
(Dayton et al. 1998).
Monitoreo en comunidades no-clímax. En muchas comunidades marinas
templadas y árticas, se desconoce si estas comunidades alcanzan un estado de
comunidad clímax o si se encuentran continuamente en estadios sucesionales
tempranos o intermedios. Los esfuerzos de monitoreo (particularmente a
nivel de poblaciones y comunidades) podrían estar registrando un proceso
de sucesión natural en vez de cambios debido a influencias antropogénicas.
Los ejemplos más extremos de este efecto son los cambios de régimen y los
estados estables alterados, que pueden cambiar la trayectoria sucesional
para las comunidades en escalas temporales de décadas.
Descripción
Produce mapas de relieve
topográfico sombreados que pueden
ser utilizados para interpretar
geología del fondo marino, relieve,
y procesos.
Sistema de
discriminación
acústica terrestre Produce mapas de rugosidad
(AGDS)
del fondo marino y por ende
características del fondo marino
Batimetría
multi-haz
Proporciona información sobre
textura del sedimento, topografía,
formas de las capas, y detección de
objetos
Percepción
Multiespectral (visible e IR)
remota satelital sistemas incluyen IKONOS, GOES,
SeaWIFs, Landsat, SPOT, Quickbird
Percepción
remota aérea
Puede ser pasivo (vgr..
multiespectral, filme) o activo (vgr.
Sonar lateral
LIDAR)
Método de
muestreo
bentónico
Difusión de fondo puede ser utilizada para
caracterizar el substrato. Menos útil que el
sonar lateral para la detección de objetos.
1
1.5
(Continúa)
Requiere de procesamiento significativo antes
de poder ser interpretado. Sistemas existentes
incluyen QTC – View, RoxAnn, y EchoPlus.
Normalmente no proporciona datos
batimétricos. Bandas de imágenes pueden
ser mozaizadas para producir imágenes foto
realística.
1
10
1
Aplicable solo en ambientes poco profundos.
Firma espectral difícil de interpretar.
.1 – 10
> 10
5
Aplicable solo en ambientes poco profundos.
Resolución temporal afectada por el clima y el
tiempo de repetición orbital.
1 – 1000
> 100
Cobertura Resolución espacial Comentarios
Característica (m)
(km2 h-1)
Tabla 3. Comparación de técnicas de inventario y monitoreo bentónico (adaptado de Kenny et al. 2000)
128 M. Zacharias
Puede ser operado por buzos, sumergibles,
ROVs, o por control remoto. Difícil establecer
una posición exacta puesto que por lo general
las tomas son oblicuas.
Destructivo, no aplicable en ciertos tipos de
fondos
Puede ser usado para identificar comunidades
biológicas así como para obtener verdades
campo sobre otros métodos. Difícil establecer
una posición exacta puesto que por lo general
las tomas son oblicuas.
Requiere de análisis adicional en laboratorio
.1
Variable
.01
.01
.2
.2
.1
.003
Palangres de fondo Varios métodos remueven objetos
en o cerca del fondo
Puede ser usado para identificar
comunidades biológicas así como
para obtener verdades campo sobre
otros métodos
Fotografía
Muestreo bentónico Muestras de volumen fijo son
/muestreo por
tomadas del bentos por buzos o por
extracción de
equipo operado por control remoto.
núcleos
Puede ser usado para identificar
comunidades biológicas así como
para obtener verdades campo sobre
otros métodos.
Videocámara
Puede ser utilizado para mapear espesor
de los sedimentos así como a comunidades
infaunales
1
Proporciona definiciones de alta
resolución de los sedimentos del
fondo marino hasta aprox. 50 m
debajo del fondo marino
Perfiladores de
subsuelo
Resolución espacial Comentarios
Característica (m)
.8
Descripción
Método de
muestreo
bentónico
Cobertura
(km2 h-1)
Tabla 3. Comparación de técnicas de inventario y monitoreo bentónico (adaptado de Kenny et al. 2000)
(continúa)
Programas de monitoreo marino 129
Velocidad de muestreo depende de la
velocidad del navío, así como de la capacidad
de los instrumentos
Variable
>1
Navíos
(Continúa)
Se usa para calcular niveles de clorofila y
sólidos en suspensión así como para censar
animales marinos. Las firmas espectrales son
de difícil interpretación.
.1 – 10
> 10
Percepción remota Puede ser multiespectral o basarse
aérea
en filmes
Muchos instrumentos pueden ser
desplegados durante un crucero
Imágenes capturan condiciones de la
superficie del mar que podrían ser usadas para
inferior acerca de las estructuras pelágicas
(frentes, olas internas etc.)
10 – 100
>100
Percepción remota Sistemas de radar incluyen
por radar
Radarsat, JRS-1, SIR
Resolución espacial Comentarios
Característica (m)
Imágenes solo capturan los primeros metros
de la columna de agua. Resolución temporal
afectada por el clima y el tiempo de repetición
orbital. Proporciona datos sobre temperatura
de la superficie del mar y color.
Cobertura
(km2 h-1)
1 – 1,000
Descripción
> 100
Percepción remota Multiespectral (visible e IR)
satelitales óptica
sistemas incluyen IKONOS, GOES,
SeaWIFs, Landsat, SPOT, Quickbird
Método de
muestreo pelágico
Tabla 4. Comparación de técnicas de inventario y de monitoreo pelágicas
130 M. Zacharias
Descripción
Proporciona información sobre
corrientes marinas. Puede
también proporcionar datos
sobre temperatura de superficie,
viento, color del océano, presión, o
salinidad
Proporciona información
sobre densidad, distribución, y
abundancia.
Provee la habilidad de cosechar
muestras y tomas video y fotos
Buzos experimentados pueden
identificar comunidades y hábitats
in situ
Método de
muestreo pelágico
Traineras
Sonar
Sumergibles/
ROVs
Buzos
Discrimina entre especies en base a datos del
sonar y conocimiento de los requerimientos
de hábitat de las especies. Medidas de tamaño
pueden ser hechas para las especies más
grandes.
.1
Variable
.1
<2
1
.2
Aplicable para estudios detallados de
pequeñas áreas en profundidades menores
La resolución espacial dependerá del
número de traineras desplegadas en el área.
Se emplean actualmente para modelar el
reclutamiento.
100
Resolución espacial Comentarios
Característica (m)
N/A
Cobertura
(km2 h-1)
Tabla 4. Comparación de técnicas de inventario y de monitoreo pelágicas (continúa)
Programas de monitoreo marino 131
Aplicable solo en ambientes intertidales más
anchos y en estuarios. También puede ser muy
eficaz como inventario/monitoreo.
Muy aplicable en ambientes intertidales y
estuarios.
Aplicable en zonas intertidales estrechas
Puede ser usado para identificar comunidades
biológicas así como para obtener verdades
campo sobre otros métodos. Difícil establecer
una posición exacta puesto que por lo general
las tomas son oblicuas.
.1 – 10
.1
.1
.01
> 10
.1
.1
.1
Proporciona información
sobre densidad, distribución, y
abundancia para áreas más grandes.
Proporciona información
sobre densidad, distribución, y
abundancia para áreas más grandes.
Puede ser usado para identificar
comunidades biológicas así como
para obtener verdades campo sobre
otros métodos
Cuadrantes
Transectos
Fotografías
Percepción remota Puede ser pasivo (ej. multiespectral,
aérea
filme) o activo (vgr. LIDAR)
Aplicable solo en ambientes intertidales más
anchos y en estuarios. Resolución temporal
afectada por el clima y el tiempo de repetición
orbital.
1 – 1,000
> 100
Multiespectral (visible e IR)
sistemas incluyen IKONOS, GOES,
SeaWIFs, Landsat, SPOT, Quickbird
Percepción
remota
satelital
Resolución espacial Comentarios
Característica (m)
Descripción
Método de
muestreo
intermareal
Cobertura
(km2 h-1)
Tabla 5. Comparación de técnicas de inventario y monitoreo de zonas intermareales / estuarinas
132 M. Zacharias
Programas de monitoreo marino 133
Contribuciones terrestres. Las señales de monitoreo pueden ser el resultado
de las contribuciones terrestres (generalmente vía insumos de nutrientes y
energía), que pueden funcionar independientemente de los procesos marinos.
Los esfuerzos de monitoreo en áreas neríticas, por lo tanto, deben considerar
los insumos de ambientes terrestres.
Disminución de la estabilidad espacial y temporal a partir de la costa. La
estabilidad espacial y temporal disminuye con el aumento de distancia de la
orilla por lo tanto, hacia la orilla la información del monitoreo tenderá a ser
más estable temporal y espacialmente que el resultado de la medición de la
misma variable costa afuera. Esto es importante para el diseño de programas
de muestreo, que deben reconocer y explicar el aumento de variabilidad
conforme uno se aleja de la costa.
Conclusiones
En conclusión, hay muchas opciones para monitorear ambientes marinos
dependiendo de los objetivos que se persigan y de los recursos disponibles
para implementar el programa de monitoreo. Es importante, sin embargo,
que los encargados de manejo de los sistemas marino consideren todas las
opciones para que los objetivos del monitoreo se cumplan.
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Gestión de áreas marinas protegidas 135
8
Introducción a una metodología
para evaluar la efectividad de
la gestión de áreas marinas
protegidas *
Robert S. Pomeroy, Lani M. Watson, John E. Parks
y Gonzalo A. Cid
Introducción
Evaluar y entender la efectividad de las acciones de gestión de las áreas marinas
protegidas (AMP) es una necesidad general identificada en diferentes foros
internacionales y por diferentes administradores de tales zonas. Como un
esfuerzo inicial para abordar esta necesidad, la Comisión Mundial de Áreas
Protegidas (sección marina) de la Unión Internacional para la Conservación
(UICN) en conjunto con el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF) iniciaron en el año 2000 la Iniciativa para la Gestión Efectiva de AMP (IGE), que
es un proyecto diseñado para desarrollar una metodología para planificar y
llevar a cabo evaluaciones de desempeño de la gestión de AMP. Después de
más de dos años de estar implementando un proceso de diseño participativo
y pruebas in situ, el proyecto identificó y definió una serie de indicadores
biofísicos, socioeconómicos y de gobernabilidad que pueden ser seleccionados
y adaptados a las necesidades de evaluación de diferentes de AMP, así como
a sus diferentes capacidades y recursos.
* Basado en Pomeroy et al. 2005. Traducido y adaptado del original en inglés por
Gonzalo Cid.
135
136 R. Pomeroy et al.
¿Para qué evaluar la efectividad de la gestión?
La evaluación de áreas protegidas marinas o terrestres es una prioridad de conservación con creciente atención y promoción de la comunidad internacional.
Este interés se debe, en parte, a la necesidad de usar evaluación objetiva para
determinar las necesidades futuras y adaptar las prácticas actuales con el propósito de mejorar la efectividad de los esfuerzos de gestión y hacer más eficiente
la asignación de recursos financieros y humanos. Para efectos de este capítulo,
el término “gestión efectiva” se define como el grado en el cual las acciones de
gestión y administración logran cumplir con las metas y objetivos establecidos
para un área protegida (Hockings et al. 2000). Los casos reales documentados
muestran que el grado de efectividad de la gestión de AMP tiene un impacto
directo sobre el nivel de las acciones y decisiones que se toman sobre el uso de
recursos naturales y cómo afectan a las personas que dependen de ellos (Hockings et al. 2000). Las evaluaciones de la gestión efectiva pueden permitir el
mejoramiento de las acciones de gestión de las AMP mediante el aprendizaje,
la adaptación y el diagnóstico de los problemas que afectan el logro de las metas
y objetivos inicialmente definidos. La gestión efectiva también puede entregar
los mecanismos para contabilizar el buen uso de los recursos invertidos en la
administración de una AMP. Esto último es especialmente atractivo para áreas
que están bajo constante escrutinio o evaluación pública.
Interés en la gestión efectiva de las áreas
marinas protegidas
Se ha identificado a las AMP como instrumentos para:
1 Mantener o restaurar la biodiversidad marina y las funciones del ecosistema,
especialmente a través de las reservas marinas, también conocidas como
áreas de no intervención (NCEAS 2001, Lubchenco y Palumbi 2003).
2 Mejorar las condiciones socioeconómicas del área por el incremento de
los beneficios derivados de un aumento y sustentabilidad de producción
pesquera (Pauly et al. 2002, Halpern 2003, Russ et al. 2004)
La expectativa general de que las AMP pueden generar estos beneficios
ha sido iniciada por la divulgación de algunos casos de estudio exitosos, de
la investigación científica, y del respaldo proveniente de los diferentes grupos
de promoción de la protección de los recursos marinos. A pesar de esta ex-
Gestión de áreas marinas protegidas 137
pectativa, existe la posibilidad de que las visiones ambientales radicalizadas
y las expectativas poco realista sobre lo que las AMP pueden generar, lleven
al diseño y proliferación de AMP de manera desinformada y sin un objetivo
general. Esto último podría poner en peligro muchos esfuerzos e inversiones en
la protección de los recursos marinos (Jameson 2002, Agardy et al. 2003).
Adicionalmente, las AMP generalmente tienen dificultades para lograr sus
objetivos ya que enfrentan los problemas con un reducido número de personal,
bajo presupuesto, y falta de respaldo técnico y logístico, falta de información
científica, y un insuficiente respaldo político, institucional y para la toma de
decisiones. Todos estos factores han sido identificados como inhibidores de la
habilidad de las AMP para lograr sus metas y objetivos y para tomar decisiones
de gestión de manera informada (Kelleher et al. 1995)
La gestión efectiva de AMP requiere de constantes insumos de información
para lograr sus objetivos. El proceso de gestión involucra planificación, diseño,
implementación, monitoreo, comunicación y evaluación. La evaluación consiste en la revisión de los resultados de las decisiones tomadas y en la estimación
de si estas acciones están produciendo los resultados esperados. Esto significa
que para lograr éxito en la gestión, es fundamental para la administración de
un AMP desarrollar registros consistentes de datos y acciones durante toda
la gestión. La evaluación debe ser una parte rutinaria del proceso de gestión;
la evaluación de la gestión efectiva se basa en, y documenta a esta rutina.
La relación entre acciones y resultados no es siempre tan evidente, ya que
los administradores de AMP no siempre tienen el tiempo o la necesidad de
analizar los resultados acumulativos de las diferentes decisiones de gestión.
Si este ejercicio no se realiza se pueden perder muchos recursos invertidos
y al mismo tiempo, puede que no se logren algunos objetivos del AMP. La
evaluación de la gestión efectiva entrega un instrumento formal para poder
registrar y aprender de los éxitos y de los fracasos y ayuda a los usuarios a
entender cómo y por qué ciertas prácticas de gestión son adoptadas.
A principios de los años 1990, alrededor de 383 AMP fueron evaluadas en el
desempeño efectivo de su gestión. Los resultados arrojaron que aproximadamente un tercio de estos sitios lograban cumplir con sus objetivos de gestión, otro
tercio lo hacía parcialmente y el tercio restante tenía información inadecuada, lo
que puede sugerir que estos no logran cumplir exitosamente con sus objetivos
(Kelleher et al. 1995). Recientemente, en el sureste asiático se determinó que
de 332 AMP cuya efectividad de gestión pudo ser medida sólo 14% cumplen
efectivamente con sus objetivos, 48% tienen una efectividad parcial, y 38%
tiene una gestión inadecuada (Burke et al. 2002). En Belice se desarrolló una
138 R. Pomeroy et al.
evaluación de la gestión efectiva del sistema nacional de áreas protegidas, y se
concluyó que el sistema general sólo alcanzaba un nivel de moderada satisfacción, indicando que existen deficiencias que pueden reducir la probabilidad
de lograr los objetivos de conservación general (McField 2002). Los diferentes
niveles de éxito del desempeño actual de muchas AMP nos indican la necesidad
inmediata de fortalecer las capacidades del personal administrativo de estas
áreas para evaluar la efectividad de sus estrategias y acciones, y así ser capaces
de manejar sus esfuerzos adaptativamente y mejorar el efecto y alcance de sus
estrategias de conservación en el tiempo.
Otro de los factores que restringe la gestión efectiva de las AMP es la falta
de información disponible sobre el estado y la naturaleza de las condiciones
dentro y fuera de la reserva. Obtener esta información requiere de evaluaciones
amplias y periódicas de los procesos naturales y sociales que ocurren dentro
y fuera de los límites del AMP. A raíz de esta necesidad, existe interés a nivel
internacional de desarrollar y aplicar indicadores adecuados y para medir
los productos y resultados de la gestión a nivel biofísico, socioeconómico e
institucional y de gobernabilidad. Recientemente, varias organizaciones han
priorizado esfuerzos para identificar y desarrollar indicadores como instrumentos para evaluar el desempeño de la gestión de los recursos marinos.
Algunas de estas instituciones incluyen la Unión Mundial para la Naturaleza
(UICN), el Banco Mundial, la Comisión Oceanográfica Intergubernamental,
y la Administración Nacional para el Océano y la Atmósfera de los Estados
Unidos (NOAA).
El desarrollo de una metodología
de evaluación
El empleo de indicadores específicos para evaluar la gestión efectiva de
ecosistemas marinos puede servir a los propósitos de diferentes grupos o
audiencias, tales como agencias donantes, legisladores, administradores, y
agencias no gubernamentales ambientales y de desarrollo. Los resultados de las
evaluaciones puedes también ser usados para otros propósitos como resaltar
los progresos de la gestión del AMP, asistir en identificar y establecer nuevas
prioridades para futuras acciones de gestión, mantener un buen estado de
cuentas, y promover mejores políticas y prácticas de gestión por parte de las
agencias y organizaciones responsables por la implementación de AMP a nivel
local y nacional. Los administradores de AMP pueden usar los resultados de
las evaluaciones no sólo en mejorar su desempeño inmediato, sino que pueden
Gestión de áreas marinas protegidas 139
usarlos para solicitar asistencia que les permita abordar los problemas para
lograr las metas y objetivos actuales o, alternativamente, reformularlos. Otros
usuarios, incluyendo a las comunidades costeras, pueden también usar los
resultados de las evaluaciones para determinar cómo sus intereses han sido
considerados en el proceso de gestión del AMP.
En el año 2000, la Comisión Mundial de Áreas Protegidas-Sección Marina
de la UICN (WCPA-Marine) y el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF),
con la coordinación de la NOAA, inauguraron una iniciativa conjunta para
ayudar a mejorar las condiciones de la gestión de las AMP. Esta iniciativa
se focalizó en el trabajo directo con administradores, planificadores y otros
actores clave en la toma de decisiones para desarrollar un conjunto de indicadores para evaluar la efectividad de la gestión de AMP. Las actividades de
la iniciativa se concentraron en mejorar el potencial y las capacidades para la
gestión adaptativa de AMP, así como ayudar a la comprensión de los factores
principales que determinan la efectividad de la gestión de AMP en el mundo.
La iniciativa fue desarrollada basándose en otros trabajos y en la experiencia
sobre gestión efectiva de áreas protegidas en general, incluyendo el marco para
la gestión efectiva de áreas protegidas de la UICN (Hockings et al. 2000).
El producto principal de la Iniciativa para la Gestión Efectiva de AMP
(IGE-AMP) es un manual diseñado para entregar a los administradores y otros
profesionales interesados una guía paso a paso para: (a) seleccionar indicadores
biofísicos, socioeconómicos y de gobernabilidad relevantes para la evaluación
de cualquier AMP en particular, (b) desarrollar un proceso para planificar e
implementar evaluaciones, y (c) usar los resultados de las evaluaciones para
informar y adaptar las decisiones de gestión de las AMP (Pomeroy et al. 2004).
Durante tres años de la iniciativa, las siguientes actividades fueron llevadas a
cabo: 1) desarrollo de un conjunto de indicadores, 2) desarrollo de un manual
metodológico con la asistencia y revisión de profesionales y expertos en la
materia, y 3) prueba en terreno de los indicadores y metodología del manual
en 18 AMP alrededor del mundo.
Una visión general de la metodología
de evaluación
La parte fundamental de la metodología del manual es la selección y medición
de indicadores apropiados para determinar la gestión efectiva de un AMP en
particular. Para esto, el manual entrega un proceso de 4 pasos (ver figura 1):
140 R. Pomeroy et al.
1. Seleccionar los indicadores apropiados
2. Planificar y preparar la evaluación
3. Recopilar y analizar datos e información para los indicadores seleccionados
4. Usar los resultados de la evaluación para adaptar o mejorar el proceso de
gestión.
En el manual, el lector es conducido a través de varios pasos para poder
completar cada una de estas cuatro partes.
Existe un amplio rango de tipos de indicadores que deben ser considerados
al evaluar el desempeño general de un área protegida. Estos incluyen el contexto
(¿dónde nos encontramos ahora?), la planificación (¿dónde queremos estar?), los
insumos (¿qué necesitamos?, ¿cómo lo vamos a hacer?), los productos (¿cuáles
son los productos y servicios generados?), y los resultados (¿qué hemos logrado?) (Hockings et al. 2000). En el caso del la IGE-AMP, el trabajo se concentró
principalmente en los indicadores de productos y resultados. La evaluación de
resultados es, en definitiva, la prueba final de la efectividad de la gestión.
Como paso inicial para el desarrollo del manual, se llevó a cabo una encuesta a nivel internacional sobre las metas y objetivos de diferentes AMP, que
fueron separados en tres categorías principales: biofísicas, socioeconómicas y
gobernabilidad e institucionalidad. El siguiente paso fue hacer una encuesta
sobre indicadores existentes que son usados para medir varios aspectos del
ambiente marino y las comunidades costeras. En este paso se identificaron
más de 130 indicadores, los cuales fueron asociados a las principales metas
y objetivos que ellos pudieran medir en AMP. Este producto fue distribuido
para revisión por parte de expertos.
El borrador inicial de metas, objetivos e indicadores fue revisado, evaluado y priorizado por un grupo multidisciplinario de expertos de 17 países
en un taller realizado en octubre del 2001 en Chichiriviche, Venezuela. El
principal resultado del taller fue un conjunto de 52 indicadores, cado uno
con su información de respaldo. Dos revisiones posteriores y separadas de
estos indicadores redujeron la lista final a 42. Cada uno de ellos fue puesto
en operación mediante la descripción de sus definiciones, métodos para su
medición, y una guía para el análisis de sus resultados.
Introducción a los indicadores
Las AMP en general operan bajo diferentes condiciones determinadas por
las características biofísicas, socioeconómicas y de gobernabilidad. Las in-
No
Pasos 1-4. Identificar
cómo se relacionan
los indicadores
seleccionados
¿Es posible
hacer todo?
Paso 1-3. Identificar
sus metas y objetivos
AMP
Priorizar un
subconjunto de
indicadores
¿Los recursos
son suficientes?
Paso 1-2. Empatar los
indicadores relaventes
con sus metas y
objetivos AMP
Pasos 2-4. Definir un
cronograma y un
plan de trabajo
para la evaluación
Paso 2-3. Identificar
quién debería
participar en la
evaluación
Paso 2-2. Definir el
público que recibirá
losresultados de la
evaluación
Si
Paso 2-1. Valorar los
recursos necesarios
para medir sus
indicadores
Paso 1-1. Identificar
sus metas y
objetivos AMP
No
Aplicar el plan y
asegure los recursos
necesarios
Si
¿Hay un
plan para
asegurar los
recursos?
No
Establecer un plan
para asegurar los
recursos necesarios
Pasos 3-5. Fomentar
la revisión de pares
y la validación
independiente de los
resultados
Paso 3-4. Analizar
los datos obtenidos
Paso 3-3. Manejar los
datos obtenidos
Paso 3-2. Obtener
datos
Paso 3-1. Aplicar su
plan de trabajo para
la evaluación
Si
¿Hay un
plan para
asegurar los
recursos?
No
Identificar las fuentes
de error (humanas
o de la muestra)
y ajuste el plan de
evaluación
Repetir el
proceso
Paso 4-3. Mantener
el desempeño en la
administración del
AMP
Si
¿Se alcanzaron
todas las
metas y
objetivos?
Paso 4-2. Usar los
resultados para
adaptar las estretegias
de adminsitración
Paso 4-1. Compartir
los resultados con
audiencias objetivo
No
Revisar y ajustar
las prácticas de
administración
AMP
Figura 1. Proceso de cuatro etapas con sus respectivos pasos para evaluar la efectividad de la gestión
de AMP que describe el manual de la IGE-AMP
Gestión de áreas marinas protegidas 141
142 R. Pomeroy et al.
terrelaciones causales entre estas condiciones son numerosas y complejas,
incluyendo su localización geográfica, el ecosistema asociado y las comunidades que viven y dependen de estas áreas. La figura 2 es una representación
muy simplificada de estas interrelaciones y de cómo influencian de una u otra
forma la capacidad de lograr las metas y objetivos de un AMP. Por ejemplo,
las regulaciones pesqueras de un país influencian directamente el esfuerzo
pesquero permitido dentro de las aguas costeras. Igualmente, los derechos
de propiedad privada y pública sobre la tierra y el mar pueden influir en los
aspectos socioeconómicos de un país, como la distribución de los beneficios
de uso de los recursos, la economía de la población, las tasas de pobreza y
la seguridad alimentaria. En otros casos las condiciones sociales existentes
pueden influenciar el entorno natural en el cual la AMP opera. Las prácticas
culturales de un grupo étnico dominante, por ejemplo, o los valores, actitudes
y creencias sostenidas por un grupo de residentes costeros pueden determinar directamente cuáles especies o tipos de hábitat son los más fuertemente
explotados. A su vez, las condiciones biológicas y físicas del sistema que son
afectadas por factores socioeconómicos o institucionales pueden influenciar
la integridad del ecosistema del área bajo protección y la habilidad del AMP
para lograr sus objetivos de conservación.
La experiencia de las diferentes AMP que participaron en la iniciativa más
la información obtenida de otros sitios y revisores expertos, nos señala que en
la realidad, aunque un AMP haya sido diseñada apropiadamente y operada
bajo las condiciones disponibles, ninguna cantidad de tiempo y esfuerzo
invertido en una AMP permitirá que tenga éxito en cumplir con sus metas
y objetivos si no es administrada bajo un sistema de gestión efectiva.
Considerando esta necesidad, el manual desarrollado por la IGE-AMP
identifica 42 indicadores para medir el desempeño de la gestión: diez indicadores biofísicos (tabla 1), dieciséis socioeconómicos (tabla 2) y dieciséis
de gobernabilidad (tabla 3). Cada conjunto de indicadores está asociado con
metas y objetivos genéricos que pueden ser parte de cualquier AMP. Los
indicadores biofísicos cubren varios factores relativos al ambiente natural:
■ Seis se concentran en factores bióticos (indicadores B1, B2 B3, B4, B5, y
B6), incluyendo dos a nivel de especies (B1 y B2), uno a nivel de hábitat
(B3), y tres en ecología de comunidades (B4, B5, y B6)
■ Un indicador mide los bienes generados (B7)
■ Un indicador mide un factor abiótico (B8), y
■ Dos indicadores miden cambios observados (B9 y B10)
Gestión de áreas marinas protegidas 143
Figura 2. Marco conceptual de las condiciones operativas potenciales
dentro y alrededor de las áreas marinas protegidas
Factores biofísicos
Factores socioeconómicos
Seguridad
alimentaria
Valores
Cultura
Especies
Trama tróf ica
Condición
económica
Liderazgo y
equidad
Mercados
Sustento
y uso de
recursos
Económico
Creencias y
actitudes
Comunidad
Calidad
ambiental
Hábitat
Conocimiento
Conductual
Biológico
Esfuerzo
pesquero
Características
del ANP
Físico
Factores de gobernabilidad
Planif icación
de gestión
Cumplimiento
y f iscalización
Reglas y
regulaciones
Organización y
participación
Legislación
Uso
sustentable
Legislativo
Conductual
Lograr las metas y objetivos
establecidos del AMP
144 R. Pomeroy et al.
Tabla 1. Metas e indicadores genéricos biofísicos desarrollados
durante el proceso de la IGE-AMP
Metas (número de los objetivos asociados)
Indicadores
1. Protección y sustentabilidad de los
recursos marinos (6)
2. Protección de la diversidad biológica (7)
3. Protección de especies individuales (4)
4. Protección del hábitat (4)
5. Recuperación de áreas degradadas (5)
B1 Abundancia de especies clave
B2 Estructura poblacional de las especies
clave
B3 Distribución y complejidad del hábitat
B4 Composición y estructura de la
comunidad
B5 Éxito del reclutamiento dentro de la
comunidad
B6 Integridad de la trama trófica
B7 Tipo, nivel y retorno del esfuerzo pesquero
B8 Calidad de agua
B9 Área que muestra señales de recuperación
B10 Área con reducido o nulo impacto
humano
Los indicadores socioeconómicos cubren varios aspectos relativos al contexto social de los usuarios y comunidades asociadas:
■ Tres se centran en la percepción de las personas (S4, S5, y S6)
■ Siete se centran en las familias y los usuarios (S1, S2, S3, S7, S9, S10, y
S13)
■ Cuatro se orientan a la comprensión de las personas (S2, S3, S13, y S14)
■ Siete tienen base en aspectos económicos (S1, S6, S7, S9, S10, S11, y S12)
Los indicadores de gobernabilidad abarcan factores relativos a los procesos empleados para administrar, controlar y fiscalizar las actividades y
regulaciones asociadas a las AMP:
■ Cuatro enfatizan la participación de los usuarios (G9, G11, G12, y G13)
■ Cuatro entregan medidas sobre los aspectos de insumos y procesos para
la gestión (G10, G11, G15, y G15)
Gestión de áreas marinas protegidas 145
Tabla 2. Metas e indicadores genéricos socioeconómicos desarrollados
durante el proceso de la IGE-AMP (continúa)
Metas (número de los objetivos asociados)
Indicadores
1. Mantener o mejorar la seguridad alimenticia (2)
2. Mejorar o mantener el sustento (4)
3. Mejorar o mantener los beneficios nomonetarios para la sociedad (6)
4. Distribuir equitativamente los beneficios
del AMP (3)
5. Maximizar la compatibilidad entre gestión y cultura local (2)
6. Mejorar la conciencia y el ambiente es
conocimiento (4)
S1 Patrones de uso de los recursos marinos
locales
S2 Valores y creencias locales sobre los
recursos marinos
S3 Nivel de entendimiento de los impactos
humanos sobre los recursos
S4 Percepciones sobre la disponibilidad de
alimentos provenientes del mar
S5 Percepciones sobre la extracción de
recursos locales
S6 Percepciones sobre valores no asociados
al mercado ni al uso
S7 Estilo material de vida
S8 Calidad de la salud humana
S9 Distribución del ingreso familiar según
su fuente
S10 Estructura ocupacional de los hogares
S11 Infraestructura y negocios de la comunidad
S12 Número y naturaleza de los mercados
S13 Conocimiento de los usuarios sobre
historia natural
S14 Distribución del conocimiento con base
científica hacia la comunidad
S15 Porcentaje de usuarios en posiciones de
liderazgo
S16 Cambios en las condiciones de los sitios,
rasgos y/o monumentos ancestrales e
históricos
■ Cuatro son indicadores de resultados que se centran en los logros obtenidos
(G2, G3, G8, y G12)
Para cada indicador se desarrolló un perfil (también revisado por expertos),
que proporciona la descripción, los métodos para la recopilación de datos, y
una guía para el análisis de resultados (tabla 4). También, para ayudar a los
usuarios del manual a seleccionar indicadores, cada uno de ellos tiene una
146 R. Pomeroy et al.
Tabla 3. Metas e indicadores genéricos de gobernabilidad desarrollados
durante el proceso de la IGE-AMP
Metas (número de los objetivos asociados)
Indicadores
1. Mantener estructuras y estrategias de
gestión efectiva (6)
2. Mantener estructuras y estrategias
legales efectivas para la gestión (5)
3. Asegurar la participación efectiva y
representación de los grupos de interés (3)
4. Mejorar el cumplimiento del plan de
gestión por los usuarios (6)
5. Manejar y reducir los conflictos por el
uso de recursos (1)
G1 Nivel de conflicto por los recursos
G2 Existencia de un cuerpo de gestión y
toma de decisiones
G3 Existencia y adopción de un plan de
gestión
G4 Entendimiento local de las normas y
regulaciones del AMP
G5 Existencia y suficiencia de legislación
que posibilite la función del AMP
G6 Disponibilidad y asignación de los
recursos administrativos del AMP
G7 Existencia, aplicación y aporte de
investigación científica en el AMP
G8 Existencia y nivel de actividad de
organizaciones comunitarias
G9 Grado de interacción entre administradores y usuarios
G10 Proporción de usuarios capacitados
en uso sustentable de recursos
G11 Nivel de capacitación proporcionado
a los usuarios sobre participación en
la gestión
G12 Nivel de participación y satisfacción
de los usuarios en las actividades y
proceso de gestión
G13 Nivel de participación de los usuarios
en la vigilancia, monitoreo y fiscalización
G14 Procedimientos de fiscalización claramente definidos
G15 Cobertura de la fiscalización
G16 Grado de divulgación de la información para fomentar el cumplimiento
por parte de los usuarios
Gestión de áreas marinas protegidas 147
clasificación por nivel de dificultad (que tan fácil o difícil es medir el indicador)
basado en el tiempo empleado, en las habilidades técnicas y en los recursos
financieros y humanos necesarios para medir cada indicador. Los indicadores
fueron desarrollados teniendo en consideración un amplio rango de AMP,
de tal forma que fueran flexibles y adaptables a las condiciones y situaciones
específicas de varios tipos de AMP.
Prueba in situ de la metodología de evaluación
Un paso fundamental en el proceso de la IGE-AMP fue probar los indicadores
en casos reales. Esto sirvió para mejorar el uso del manual y las metodologías
Tabla 4. Información entregada para cada uno de los 42
indicadores contenidos en el manual
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
Nombre del indicador
Metas y objetivos relativos al indicador
Qué tan difícil es medir el indicador (escala del 1 al 5)
¿Qué es [nombre del indicador]? (definición)
¿Por y para qué medir el indicador? (propósito y fundamento)
¿Qué se requiere para medirlo? (recursos necesarios)
¿Cómo se recolectan los datos? (método)
¿Cómo se interpretan y comparten los datos? (análisis y comunicación de resultados)
Productos de las mediciones (lista de sugerencias)
Fortalezas y limitaciones del indicador
Ejemplo (de un sitio piloto)
Referencias y información de utilidad
de medición. Los 18 sitios elegidos para hacer esta prueba representan a un
amplio rango de características y propósitos de AMP (ver figura 3 y tabla 5).
El proceso se inició en un taller realizado en Hawai en septiembre del 2002,
donde representantes de estas AMP seleccionaron, entre los tres conjuntos de
indicadores disponibles en el manual, aquellos que fueran más apropiados a los
intereses de cada sitio, basándose en sus capacidades, intereses y recursos. Esta
fase de prueba duró seis meses en promedio y cada sitio creó un grupo especial
de evaluación para hacer este trabajo. Sin embargo, otros sitios dispusieron de
mucho más tiempo y los resultados de sus evaluaciones no están incluidos en
los resultados presentados en este trabajo. Al final del periodo de la prueba, los
17
9
6
2
15
7
1 Banc D’Arguin National Park
2 Reserva de la Biosfera Banco
Chinchorro
3 Bunaken National Park and Pulau
Sebesi Marine Reserve
4 Channel Islands Nacional Marine
Sanctuary
5 Far Eastern Marine Reserve
6 Reserva Marina Islas Galápagos
7 Hol Chan Marine Reserve
8 Lenger Island Marine Protected Area
9 Parque Nacional Bahías de Loreto
10 Mafia Island Marine Park
4
18
10
11 Managaha Conservation Area and Sasanhaya
Fish Reserve
12 Miramare Marine Protected Area
13 Ngemai Conservation Area y Ulong Channel
Grouper Spawning Area
14 Piti Bomb Holes Preserve and Achang Reef
Flat Preserve
1
12
13
14
11
8
15 Reserva de la Biosfera Sian Ka’an
16 Tubbataha Reef National Marine Park
17 Reserva de la Biosfera Alto Golfo de
California y Delta del Río Colorado
18 Saguenay-St. Lawrence Marine Park
3
16
5
Figura 3. Localización geográfica de las 18 áreas marinas protegidas que participaron en la medición
de los indicadores y la evaluación de la metodología del manual en terreno
148 R. Pomeroy et al.
País
Mauritania
México
Indonesia
Estados Unidos
Federación Rusa
Ecuador
Nombre del área
marina protegida
1 Banc D’Arguin
National Park
2 Banco
Chinchorro
Reserve de la
Biosfera
3 Bunaken
National Park
and Pulau Sebesi
Marine Reserve
4 Channel Islands
Nacional Marine
Sanctuary
5 Far Eastern
Marine Reserve
6 Reserva Marina
Islas Galápagos
Ecoregión marina**
África Oriental
Mesoamérica
Sulu-Sulawesi
Corriente de
California
Mar de Japón
Galápagos
Estatus de
ingresos del
país*
Bajo
Medio alto
Medio bajo
Alto
Medio bajo
Medio bajo
135,000
643
4,349
790
1,443
12,000
Tamaño
(km2)
0
30-45 N
30-45 N
0-15N
0-15N
15º-30º N
Latitud
(Continúa)
Comanejo
Convencional
Comanejo
Comanejo
y gestión
comunitaria
Convencional
Convencional
Tipo de gestión
Tabla 5. Resumen de las características de las 18 áreas marinas protegidas participantes en la iniciativa
Gestión de áreas marinas protegidas 149
País
Belice
Estados Federados
de Micronesia
México
Tanzania
Islas Marianas del
Norte
Italia
Nombre del área
marina protegida
7 Hol Chan
Marine Reserve
8 Lenger Island
Marine Protected
Area
9 Parque Nacional
Bahías de Loreto
10 Mafia Island
Marine Park
11 Managaha
Conservation Area
and Sasanhaya
Fish Reserve
12 Miramare
Marine Protected
Area
Ecoregión marina**
Mesoamérica
Pacifico central
Golfo de California
Africa occidental
Pacifico central
Mediterráneo
Estatus de
ingresos del
país*
Medio alto
Medio bajo
Medio alto
Bajo
Medio alto
Alto
1
1; 2
822
2,065
2
18
Tamaño
(km2)
45-60 N
0-15 N
0-15S
15-30 N
0-15 N
0-15 N
Latitud
(Continúa)
Comanejo
Convencional
Comanejo
Convencional
Gestión
comunitaria
Comanejo
Tipo de gestión
Tabla 5. Resumen de las características de las 18 áreas marinas protegidas participantes en la iniciativa
(continúa)
150 R. Pomeroy et al.
País
Republica de Palau
Guam
México
Filipinas
México
Nombre del área
marina protegida
13 Ngemai
Conservation Area
y Ulong Channel
Grouper Spawning
Area
14 Piti Bomb
Holes Preserve and
Achang Reef Flat
Preserve
15 Reserva de la
Biosfera Sian Ka’an
16 Tubbataha Reef
National Marine
Park
17 Reserva
de la Biosfera
Alto Golfo de
California y Delta
del Río Colorado
Ecoregión marina**
Palau
Pacifico central
Mesoamérica
Sulu-Sulawesi
Golfo de California
Estatus de
ingresos del
país*
Medio alto
Alto
Medio alto
Medio bajo
Medio alto
9,340
332
6,000
5; 4
30; 15
Tamaño
(km2)
30-45 N
0-15 N
0-15 N
0-15 N
0-15 N
Latitud
(Continúa)
Convencional
Comanejo
Convencional
Convencional
Convencional
y gestión
comunitaria
Tipo de gestión
Tabla 5. Resumen de las características de las 18 áreas marinas protegidas participantes en la iniciativa
(continúa)
Gestión de áreas marinas protegidas 151
Canadá
18 Saguenay-St.
Lawrence Marine
Park
Ecoregión marina**
Atlántico noreste
Estatus de
ingresos del
país*
Alto
1,138
Tamaño
(km2)
45-60 N
Latitud
Convencional
Tipo de gestión
* Fuente : The World Bank (2004), Income Groupings of Global Economies. El estatus de ingreso de un país (bajo, medio bajo, medio alto, o alto) es aceptado como una clasificación más acertada para diferenciar entre economías desarrolladas y en desarrollo.
** Fuentes: Olson y Dinerstein (1998) “The Global 200: a representation approach to conserving the Earth’s most biologically valuable ecoregions.” Conservation Biology 12: 502; y NOAA (2003) “Large Marine Ecosystems of the World”.
País
Nombre del área
marina protegida
Tabla 5. Resumen de las características de las 18 áreas marinas protegidas participantes en la iniciativa
(continúa)
152 R. Pomeroy et al.
Gestión de áreas marinas protegidas 153
sitios entregaron un reporte con los resultados, que fueron revisados, evaluados
y clasificados por el grupo de trabajo del IGE-AMP y que sirvieron para validar
y mejorar el contenido final del manual e incorporar ejemplos reales del uso
de cada indicador. Como ejemplo de la flexibilidad de la metodología en diferentes tipos de AMP, en forma paralela al manual se publicaron cuatro casos
de estudio para ejemplificar las experiencias de estos sitios en la identificación,
uso y principales resultados de su evaluación (para más información sobre estas
experiencias véase http://effectivempa.noaa.gov/cases.html).
Los resultados y las lecciones
Resumen de los resultados
Todos las AMP participantes completaron la prueba siguiendo los pasos
indicados en el manual. No hubo relación entre la cantidad de indicadores
y la dificultad de su medición en cada sitio y el tiempo utilizado en hacer la
medición. Las diferencias en el tiempo de entrega del reporte fueron originadas principalmente por problemas administrativos y de organización de los
grupos de trabajo. Según lo indicado por los representantes de las diferentes
AMP, es posible implementar una metodología de evaluación usando la guía
del manual en un periodo que varía entre los seis meses y un año.
La mayoría de los sitios reportaron que pudieron hacer coincidir sus metas
y objetivos con aquellos genéricos indicados en el manual, y al mismo tiempo,
identificar los mejores indicadores para cada caso en particular. Cerca de 80%
de los sitios reportaron que el proceso seguido les permitió elegir el número
y tipo de indicadores más apropiado para evaluar la efectividad de la gestión
en cada AMP. Al mismo tiempo, todos los sitios participantes evaluaron la
metodología como un proceso muy útil para determinar el desempeño de
sus AMP, ya que hubo un alto grado de compatibilidad entre los indicadores
seleccionados y sus objetivos de gestión.
Entre todos los sitios participantes, el rango y tipo de indicadores seleccionados fue muy amplio. En promedio, cada sitio escogió tres indicadores
biofísicos, cuatro socioeconómicos y cinco de gobernabilidad. Sin embargo,
no hubo correlación entre el número y tipo de indicadores seleccionado por
cada AMP y las diferentes características de cada lugar. Tal vez los principales
problemas identificados durante el período piloto de evaluación fueron las
restricciones de tiempo para las mediciones de algunos indicadores (especialmente biofísicos), problemas con el clima y períodos estacionales, falta
154 R. Pomeroy et al.
de experiencia del personal para realizar evaluaciones, y la poca familiaridad
con ciertos indicadores y sus sistemas de medición.
Los indicadores biofísicos y socioeconómicos fueron los que costaron más
tiempo y recursos para ser medidos, debido al alto costo de materiales, tiempo
invertido en salidas a terreno y preparación de encuestas, y en la preparación
y movilización del respaldo técnico necesario. En general, el costo reportado
para medir los indicadores de gobernabilidad fue de cuatro a cinco veces
menor que el requerimiento para medir los otros dos tipos de indicadores. El
proceso general de cuatro pasos indicado en el manual fue evaluado como útil
o muy útil, especialmente como proceso de aprendizaje para autoevaluar el
desempeño y clarificar los objetivos específicos de las AMP. Esto fue especialmente enfatizado en aquellos sitios sin previa experiencia en evaluaciones de
gestión, o sin un mandato definido en sus planes de gestión para desarrollar
estas evaluaciones, ya sea al nivel local o nacional. Los aspectos técnicos del
manual no fueron una barrera para su entendimiento y aplicación.
Lecciones aprendidas
Tal vez lo más importante de esta experiencia fue descubrir que, durante el
trabajo de selección de indicadores, muchas AMP reconocieron no tener
metas y objetivos adecuados o claramente definidos y/o especificados en sus
programas de manejo. Para cubrir esta deficiencia, muchos sitios usaron las
metas y objetivos entregados por el manual, no sólo para elegir sus indicadores, sino que para reevaluar el propósito de su gestión y revisar el lenguaje de
sus planes de manejo. Aquellas AMP sin previa experiencia en evaluaciones
de desempeño o sin programas de monitoreo establecidos, enfatizaron la
necesidad de establecer claramente las metas y objetivos de cada sitio como
paso fundamental antes de seleccionar los indicadores y de comenzar un
programa de evaluación.
Otro aspecto importante fue que las técnicas de medición del manual para
ciertos indicadores tuvieron que ser adaptadas, en algunos casos, para medir
los problemas y/o variables específicas de cada AMP. Algunos de los aspectos
que influyeron en estos cambios fueron la accesibilidad a las comunidades
para ser encuestadas, el nivel de participación de las comunidades locales, y
el tamaño y distancias a cubrir en cada sitio. Esta experiencia en particular
demostró que los indicadores son lo suficientemente flexibles para ser adaptados a diversos tipos de AMP. La mayoría de los sitios siguieron los procedimientos y métodos indicados en el manual. Sólo dos sitios, en consideración
Gestión de áreas marinas protegidas 155
de sus capacidades y recursos, ofrecieron métodos de medición adicionales
o sistemas de recolección de información alternativa para el caso puntual de
algunos indicadores. En otros casos, los métodos de medición, especialmente
en el caso de indicadores biofísicos, ya eran parte de programas de monitoreo
establecidos por las AMP. Para determinar el efecto de la gestión en casos muy
específicos, dos sitios propusieron adicionar dos indicadores socioeconómicos y uno de gobernabilidad, aspectos que fueron incorporados en la lista de
indicadores de la versión final del manual. Las AMP participantes también
identificaron desafíos que deben ser abordados en el corto plazo. La falta de
especialistas en temas socioeconómicos e institucionales entre el personal de
la mayoría de las AMP es uno de principales problemas identificados. Generalmente el personal de estos sitios son profesionales o técnicos en ciencias
naturales o ambientales, y muy pocos tiene experiencia trabajando en tema
sociales o económicos. A pesar de esta falta de capacidades, cada una de las
AMP reportó que, siguiendo los pasos del manual, fueron capaces de medir
los indicadores socioeconómicos. Más específicamente, en el tema social,
uno de los principales problemas identificados fue la dificultad de obtener
información de las comunidades locales asociadas al área protegida ya sea
por desconfianza para entregar información o participar en actividades grupales, por la falta de tiempo para dedicarlo a esta prueba, o por el desinterés
o desconocimiento del tema.
Un problema común identificado por las AMP fue la necesidad de recursos financieros, tiempo, equipamiento y capacidades técnicas adicionales
para medir ciertos indicadores. Según indicaron los sitios participantes, estas
necesidades identificadas por el personal a cargo de las evaluaciones, servirán
para priorizar y documentar acciones de gestión orientadas a la evaluación de
su desempeño, así como medida para indicar a las autoridades la necesidad
de atender e invertir en actividades de evaluación adaptativa.
Conclusión
Durante el proceso de medir los indicadores de evaluación de la efectividad
de la gestión de AMP, una de las limitaciones más frecuentemente citada en
los reportes enviados por los administradores de estas áreas es la falta de
habilidades técnicas y experiencia para llevar a cabo evaluaciones. El manual
resultante de este proceso, publicado por UICN, es una herramienta que
puede proveer una guía útil y pragmática para ayudar a resolver, en parte,
el problema de capacitación en técnicas y métodos de evaluación de AMP
156 R. Pomeroy et al.
(Pomeroy et al. 2004). La falta de experiencia es sólo parte del problema;
éste es aun más grave si consideramos que muchas AMP tienen una pobre
definición de sus metas y objetivos y un plan de trabajo o de manejo poco
claro o sin mandato y definiciones para actividades de evaluación. Los sitios
participantes de este proceso enfatizaron que la metodología descrita por el
manual establece claramente y define la necesidad de tener metas y objetivos
bien delineados y mesurables antes de comenzar un proceso de evaluación
de un AMP. Los equipos de trabajo de muchos de los sitios participantes
indicaron que el sólo ejercicio de clarificar y especificar las metas y objetivos de sus AMP fue, tal vez, el resultado más práctico producido por el
uso del manual. Esto puede ser de gran relevancia para las AMP que hayan
sido decretadas recientemente o estén en ese proceso, ya que incorporar
un proceso de evaluación de la efectividad de la gestión desde el comienzo,
puede tener una utilidad inmediata y ahorrar tiempo y recursos al proceso
de su gestión.
La respuesta de los representantes de las AMP a la pregunta de si el manual fue un instrumento útil para medir la efectividad de la gestión, fue que
representó una herramienta muy flexible y adaptable, tanto en sus métodos
como en sus indicadores, para cada caso de estudio en particular. Esto fue
afirmado incluso por aquellos sitios administrados a nivel comunitario y
con un modesto nivel de respaldo técnico y financiero, lo que acredita la
flexibilidad y adaptabilidad del manual como instrumento de evaluación, lo
que fue definido en los objetivos iniciales de la iniciativa (ver información
complementaria en Agardy et al. 2003).
La metodología que entrega el manual de la IGE-AMP es sólo un esfuerzo
inicial. Sin duda este instrumento deberá ser mejorado con los resultados y
la experiencia de AMP que lo empleen para la evaluación de su desempeño,
así como con los avances en las ciencias naturales y sociales en el desarrollo
de nuevos métodos e indicadores relevantes a las AMP. Es de esperar que este
esfuerzo inicial pueda llevar al mejoramiento de los actuales indicadores y al
desarrollo de otros nuevos que puedan ser útiles a los desafíos de evaluar la
gestión de AMP.
Basados en las experiencias recibidas hasta la fecha, evaluar la efectividad de
la gestión de AMP tiene el potencial de asistir a los grupos de administración
de estas áreas, a las autoridades, donantes, y a otros usuarios y grupos de interés
para emprender acciones de gestión adaptativa y, de esta manera, fortalecer
las acciones de gestión, mejorar la definición de prioridades, y maximizar la
inversión de los recursos en conservación.
Gestión de áreas marinas protegidas 157
Agradecimientos
El desarrollo de la IGE-AMP fue posible gracias al generoso aporte y respaldo
de la Fundación David and Lucille Packard, la WCPA-Marine de la UICN,
la WWF de los Estados Unidos, y a la NOAA. Los autores desean agradecer
la activa participación de decenas de administradores de AMP y al personal
de los 18 sitios piloto por su valiosa contribución durante la prueba de los
indicadores en terreno y por sus aportes al manual. Nuestros agradecimientos además a todos los expertos y revisores externos, quienes contribuyeron
enormemente durante todo el proceso al desarrollo y revisión del manual y
sus indicadores. Especiales agradecimientos a Charles Ehler (WCPA-Marine
Chair), Simon Cripps (WWF, Programa de Especies en Riesgo) y a Miguel
Jorge (WWF- Estados Unidos) por posible hacer esta iniciativa. Gracias a
Leah Bunce, Steve Morrison y Alison Hammer (de NOAA/NOS), y a Lisa
Max (ex-becaria NOAA Sea Grant) por sus importantes contribuciones a
la iniciativa.
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Técnicas de monitoreo 159
9
Técnicas de monitoreo para
el manejo de especies invasoras
Jenny A. Ericson
Introducción
Cuando entran en un ambiente nuevo, las especies invasoras tienen poco
respeto por los límites políticos o jurisdiccionales. El movimiento natural de
las especies se ha dado por toda la faz de la tierra durante cientos de millones
de años, pero en tiempos recientes la extensión y velocidad de las invasiones
han crecido mucho (Ruiz y Carlson 2003, Fofonoff et al. 2003, Kraus 2003). De
hecho, la propagación de especies exóticas invasoras se ha vuelto rápidamente
un tema de relevancia internacional, y una de las amenazas más serias del siglo
XXI (Haber 1997, Mooney y Hobbs 2000). Al disolver los límites espaciales y
temporales, la actividad humana ha permitido que muchas especies, que bajo
condiciones naturales no hubieran podido hacerlo, cambien de ubicación. A
una especie que no es nativa de un ecosistema dado se le designa como exótica
o no nativa. Existe un subgrupo de especies exóticas que se consideran como
invasoras en virtud de la capacidad que tienen de causar daños ambientales o
económicos, o a la salud humana (U.S. Executive Order 13112). Estas especies
por lo general exhiben características como altas tasas de crecimiento y de
fecundidad, cualidades excepcionales de dispersión y una amplia tolerancia
ambiental. El uso de técnicas efectivas para hacer el inventario y monitoreo
de estas especies es crucial para el manejo de su extensión por los paisajes,
continentes y límites políticos. Los datos provenientes de inventarios y de
159
160 J. Ericson
programas de monitoreo pueden ayudar en la identificación de infestaciones
nuevas o incipientes, en el seguimiento del frente de avance de una población,
en la evaluación de su impacto sobre el ecosistema, y en la determinación del
grado de efectividad de los esfuerzos realizados para controlarla.
Al hablar de inventarios y monitoreo es importante empezar por aclarar
los conceptos y la terminología. El término inventario se utiliza para definir
la extensión de una población. La extensión de la población de las especies
invasoras es representada por el número de individuos en el caso de animales
o insectos invasores y por el número de acres o hectáreas plagadas en el caso
de plantas invasoras. Un inventario crea un punto de referencia para el monitoreo, frecuentemente asociado al tratamiento de una población invasora.
Además de proporcionar información acerca del estado de una población,
el monitoreo ayuda a determinar qué tan efectivo ha sido el manejo de las
tierras en lo que al tratamiento de la infestación se refiere, y nos proporciona
una base para el manejo adaptativo.
Al desarrollar sistemas de monitoreo y de inventarios es importante adherirse a los estándares aceptados para la toma de datos. Las técnicas que se emplean hoy día para obtener datos son variadas, algunas representan métodos
muy avanzados, como la percepción remota, el modelaje y la elaboración de
predicciones, y otras son el reflejo de una recolección muy innovadora que se
basa en datos obtenidos del campo. Los sistemas de monitoreo y de inventario
usualmente son administrados por científicos profesionales y por los que
manejan las tierras pero hay un esfuerzo creciente en Estados Unidos para
equipar y entrenar a científicos ciudadanos voluntarios. El National Wildlife
Refuge System (Sistema Nacional de Refugios Silvestres), administrado por
el U. S. Fish and Wildlife Service (Servicio de Pesca y Vida Silvestre, USFWS
por sus siglas en inglés) de Estados Unidos, participa en un proyecto piloto
que integra a voluntarios para la conservación a nivel comunitario por medio
de inventarios y monitoreo de especies invasoras en estos refugios.
Estándares para los datos
La falta de estandarización de datos ha sido identificada como uno de los
principales desafíos a los cuales hacemos frente en el monitoreo de áreas de
conservación, tanto a nivel nacional como internacional (Gauthier, en este
volumen). En el campo del manejo de especies invasoras, el desarrollo de estándares para la toma de datos empezó hace alrededor de cinco años, cuando
un comité bilateral de científicos y de responsables del manejo de malezas fue
Técnicas de monitoreo 161
convocado en Montreal. Los miembros del comité reconocieron la necesidad
de estandarizar la manera en la cual se toman los datos para permitir que
los responsables del manejo de las tierras los compartan y se puedan producir mapas que vayan mas allá de los limites de las áreas individuales. Estos
estándares permitirían referencias cruzadas de datos y ayudarían a facilitar
el desarrollo de planes integrados de manejo de paisajes que se basaran en
conjuntos compatibles de datos. El compartir información con estándares
comunes de datos a través de las fronteras políticas es vital para los esfuerzos
cooperativos de manejo.
El conjunto de estándares que surgieron de esta reunión son hoy día
conocidos como los estándares NAWMA (North American Weed Management Association–Asociación Norteamericana de Manejo de Malezas) y son
reconocidos abiertamente como el mínimo necesario que debe ser obtenido
cuando se esté haciendo el inventario y el mapeo de las plantas invasoras en el
paisaje (www.nawma.org). La información se toma para un número de variables que deben de responder a tres preguntas básicas: ¿qué es?, ¿dónde está? y
¿cuánto hay? Una respuesta a la pregunta qué identifica a la especie invasora
con el nombre científico. La identificación del nombre común es opcional. Las
respuestas a la pregunta dónde incluye la ubicación exacta (UTM, Lat/Long)
así como el tipo de propiedad (vgr. si la tierra es propiedad federal, estatal,
de un condado o privada) en la que se encuentra. La pregunta cuánto define
al área infestada de acuerdo a la cobertura del dosel, que puede ser un buen
indicador de la severidad de la invasión. Se dibuja un polígono alrededor del
perímetro del área infestada que contenga una o más especies de hierbas y se
estima la cobertura del dosel como un porcentaje del terreno cubierto por el
follaje de una maleza en particular. La anotación de metadatos, como fecha en
la que se tomaron los datos, y su fuente, entre otros, es también un requisito
de los estándares NAWMA.
Es importante apuntar que los estándares NAWMA siguen en desarrollo.
Poco tiempo después de que fueran aprobados y avalados por la comunidad
más amplia de gente preocupada de una u otra forma por las especies invasoras, Stohlgren et al. (2002) publicaron Beyond NAWMA Standards (Más allá
de los estándares NAWMA). Con la perspectiva del manejo de datos, Beyond
NAWMA propone métodos de campo para que los estándares originales se
vuelvan aún más robustos estadísticamente hablando, y recomienda la toma de
datos adicionales para realzar el rigor del conjunto. Estas sugerencias fueron
diseñadas para incrementar el poder de los datos y para permitir una mayor
posibilidad de inferencia a lo largo de áreas no muestreadas. Por ejemplo,
162 J. Ericson
Beyond NAWMA recomienda el registro de ausencia de la especie, además
de su presencia. La identificación de la ubicación de cada región muestreada
y libre de especies no nativas de plantas puede aumentar nuestra comprensión acerca de áreas resistentes a la invasión. Además, puesto que la toma de
datos bajo los estándares NAWMA originales se basa principalmente en un
muestreo subjetivo, Beyond NAWMA argumenta a favor de la adjudicación
de diez por ciento de los recursos financieros totales dedicados a la toma de
datos a fin de tener un proceso estadísticamente más riguroso que siga un
diseño estratificado, al azar y con medidas de control de calidad.
Técnicas de monitoreo
Conforme aumenta el desafío que presentan las especies exóticas e invasoras
a nivel global, se desarrollan nuevas y mejores técnicas de monitoreo. Uno
de los métodos más nuevos y más emocionantes tanto para los inventarios
como para el monitoreo de especies invasoras se inspira en tecnologías de
la National Aeronautics and Space Administration (Agencia Nacional Aeronáutica y Espacial, NASA por sus siglas en inglés) y en el uso de satélites
y de técnicas de medición con naves que alcanzan grandes altitudes. Otras
técnicas incluyen el modelado predictivo y de evaluación de riesgos, métodos
de muestreo con base en observaciones visuales de campo, y uso de aparatos
manuales innovadores para tomar datos.
Percepción remota. En estos últimos años hemos empezado a comprender las ventajas que ofrecen el uso de tecnologías geoespaciales tales como
la percepción remota para predecir, detectar, mapear y monitorear plantas
invasoras. De acuerdo con el U. S. Department of Agriculture (Departamento
de Agricultura de Estados Unidos–USDA por sus siglas en inglés), el uso por
parte de los Servicios forestales de tecnologías geoespaciales puede reducir
los costos y aumentar la eficiencia y efectividad de programas de manejo de
malezas cuando se enfrenta uno a ciertas especies de plantas. El sitio web del
USDA (www.fs.fed.us) enumera más de treinta plantas invasoras comunes a
los Estados Unidos que muy posiblemente sean identificables por medio de
tecnologías de percepción remota. El sitio web también identifica la mejor estación para tomar datos y enumera las características biológicas por medio de las
cuales estas plantas pueden ser distinguidas con esta tecnología. Por ejemplo,
durante los periodos de floración máxima, las plantas como Euphorbia esula,
Cardaria draba, y Lepidium latifolium, que son difícilmente distinguibles de
la vegetación que las rodea, son fácilmente identificables.
Técnicas de monitoreo 163
Además de su detección, la percepción remota puede proporcionar claves
para determinar los efectos de las invasiones biológicas en los ecosistemas. Un
ejemplo de esto es el caso reciente en el cual la tecnología de percepción remota
de la NASA permitió detectar cambios en la composición química del dosel
de los bosques tropicales de montaña del parque Nacional de los Volcanes de
Hawai (Asner y Vitousek 2005). En la región del parque del Volcán Kilauea,
una versión mejorada del espectrómetro de imágenes visibles e infrarrojas
de aeronaves de la NASA (AVIRIS por sus siglas en inglés) fue utilizada para
estimar la concentración en nitrógeno de las hojas y el contenido de agua del
dosel. Los datos del AVIRIS identificaron áreas en donde un árbol nativo, el
metrosideros o árbol de hierro (Metrosideros polymorpha), localmente conocido como ‘ohia’, estaba siendo desplazado por otro árbol, la faya (Myrica
faya), un árbol originario de las Islas Canarias. Metrosideros polymorpha es
normalmente el árbol dominante en estos bosques y tiene típicamente una
concentración baja de nitrógeno foliar, cuyo rango varía entre 0.6 y 0.8 %.
Los sensores de gran altitud del AVIRIS identificaron niveles de nitrógeno
foliar y un contenido de agua mucho más elevados, en el dosel. Por medio
de investigaciones adicionales, la presencia de fayas de las Islas Canarias, que
contienen entre 1.5 y 1.8 % de nitrógeno foliar y un alto contenido de agua,
fue confirmada. A diferencia de la vegetación nativa que prolifera en los suelos
volcánicos jóvenes del parque, la faya es un fijador de nitrógeno, y su presencia
aumenta la entrada y la disponibilidad de nitrógeno y está, al parecer, afectando
de manera profunda la dinámica del ecosistema en esta área. Por supuesto, las
observaciones aéreas no sustituyen a los estudios biogeoquímicos de campo,
pero pueden ayudar a orientar estos estudios con base en una comprensión
regional de la química del dosel.
Modelaje predictivo. El modelaje puede ser utilizado para identificar lugares
que pudieran ser vulnerables a la invasión, facilitando así el monitoreo de
nuevas infestaciones. El modelaje puede incrementar nuestra comprensión
acerca de la susceptibilidad de ciertos tipos de vegetación a la invasión de determinadas especies. Los modelos de propagación de malezas pueden ayudar
a los que manejan programas de especies invasoras a visualizar la tasa y los
límites de la propagación, permitiéndoles priorizar los diferentes tratamientos.
Al usar variables como las del clima, también pueden hacerse predicciones
acerca del movimiento de insectos y patógenos invasores.
En la mitad oeste tanto de los Estados Unidos como de México, una especie
arbórea invasora particularmente resistente, conocida como tamarisco o cedro
de sal (Tamarisk spp.), está ocupando rápidamente las orillas de los arroyos
164 J. Ericson
y otras áreas riparias, desplazando árboles nativos como el álamo (Populus
fremontii), el sauce negro (Salix gooddingii) y el mesquite (Prosopis glandulosa) a lo largo del río Mojave. El tamarisco llegó primero a los Estados Unidos
como una planta ornamental durante los años 1800. Los manchones grandes
de tamarisco pueden cambiar la composición química del suelo y utilizar
vastas cantidades de agua (Zavaleta 2000). De acuerdo con Pearce y Smith
(2003), las poblaciones naturalizadas y relativamente extensas de tamarisco
ya están presentes en los estados norteños de Montana y Dakota del Norte,
a menos de aproximadamente cincuenta millas de la frontera canadiense. El
National Institute of Invasive Species Science (Instituto Nacional de Especies
Invasoras - NIISS por sus siglas en inglés) del Servicio Geologico de los Estados
Unidos (USGS por sus siglas en inglés) en Fort Collins, Colorado, ha hecho
del tamarisco la especie bandera de un proyecto conjunto que desarrolla con
el Goddard Space Flight Center de la NASA. En colaboración con un gran
número de agencias gubernamentales y no gubernamentales, tanto locales
como nacionales, y con científicos, la distribución actual del tamarisco está
siendo mapeada por medio de puntos con datos de presencia/ausencia. Se están
desarrollando mapas de la probabilidad de su distribución futura potencial
con base en la latitud, la disponibilidad de agua y la proximidad a áreas ya
invadidas por esta especie. Los datos utilizados para crear los mapas facilitarán la calibración de los sensores de los satélites que se usarán en la próxima
etapa del proyecto. Un sistema en línea facilita la captura y descarga de datos
en cualquier momento por medio del sistema Internet T-Map de mapeo del
USGS (www.tamariskmap.org). Los mapas de probabilidades son útiles pues
identifican áreas en riesgo de ser invadidas y ayudan a guiar a los responsables del manejo de los recursos hacia las zonas en las que pueden concentrar
el financiamiento limitado en la defensa contra la invasión. En un proyecto
relacionado, el USGS, el Fort Collins Science Center (FORT), la NASA, y la
Universidad del Estado de Colorado (Colorado State University CSU, por
sus siglas en inglés) para desarrollar un sistema nacional de predicción para
el manejo de especies invasoras en las propiedades del Departamento del Interior de Estados Unidos, y en tierras y aguas aledañas (www.niiss.org). Los
responsables del manejo podrán usar los modelos predictivos desarrollados
por FORT y CSU, con datos de cobertura generados por la NASA, para crear
estimaciones regionales de patrones de especies invasoras y para identificar
hábitats vulnerables. El resultado final será un sistema adaptable para generar
mapas electrónicos e impresos de puntos críticos (hot spots) sobre invasiones
potenciales de especies exóticas, incluyendo plantas, animales y patógenos.
Técnicas de monitoreo 165
Dado el significativo potencial de pérdidas para los ecosistemas nativos y
para la economía, la Comisión Nacional para el Conocimiento y el Uso de la
Biodiversidad (Conabio) de México ha desarrollado un mapa de evaluación
de riesgo basado en el modelaje de puntos donde se encuentra la especie
invasora conocida como “palomilla del nopal” (Cactoblastis cactorum). La
amenaza para el nopal (Opuntia spp) por parte de esta polilla es considerable,
particularmente en vista de los impactos potenciales para el enorme mercado
mexicano de productos agrícolas obtenidos de este cactus, como las tunas y
los nopales. El mapa de evaluación de riesgos representa una superposición
de dos mapas predictivos que muestran grandes partes de los Estados Unidos
y de México con el clima adecuado para la polilla y abundantes nopales, la
fuente preferida de alimento de la polilla (Simonson et al. 2005). Originalmente exportada de Sudamérica como un agente biológico para el control de
malezas en Australia, la presencia de la polilla fue documentada primero en
los Cayos de Florida en 1989. Se sabe ahora que habita regiones tan al norte
como Carolina del sur y tan al oeste como Alabama. Los mapas de evaluación
de riesgos muestran la probabilidad de que la distribución de la polilla del
nopal pueda extenderse hasta el suroeste de los Estados Unidos (en particular
en Texas) y hasta México en los años venideros.
Métodos de muestreo basados en campo. El uso de métodos de muestreo
innovadores basados en trabajo de campo es a menudo esencial para monitorear el frente de avance de una población invasora. Es interesante notar
que aunque el mapa de evaluación de riesgo para la polilla del nopal recién
mencionado predecía una baja probabilidad de que hubiera condiciones climáticas favorables para este insecto a lo largo de la costa de Florida, la especie
ya se ha extendido exitosamente por toda esta área. Dada la severidad de la
amenaza, se está llevando a cabo una investigación financiada por la Agencia
Internacional para la Energía Atómica para determinar la mejor manera de
rastrear y eliminar el frente de avance de esta población. Las poblaciones de
polilla de nopal han sido tradicionalmente detectadas por medio de muestreos
visuales, que identifican la presencia de cadenas de huevecillos (que asemejan
espinas) y daños al nopal. Sin embargo, las trampas que usan hembras vírgenes
(o la feromona producida por las hembras) como carnada están resultando
efectivas para detectar niveles poblacionales bajos, antes de que los daños sean
aparentes. Las trampas sirven para atraer y capturar especimenes machos que
podrán ser contados y después esterilizados por medio de radiaciones. Los
riesgos inherentes a este tipo de método incluyen la liberación no intencional de hembras fértiles en áreas que previamente no habían sido infestadas
166 J. Ericson
(Simonson 2005). Con base en observaciones de campo, se estima que la tasa
actual de expanción es de aproximadamente 158 kilómetros por año, lo que
significa que la polilla del nopal podría llegar a la frontera de Louisiana-Texas
muy pronto, en el año 2007, y llegar a México poco después.
Otro ejemplo de métodos innovadores de muestreo de campo se utiliza para
el monitoreo de las poblaciones de lamprea de mar (Petromyzon marinus) en
los Grandes Lagos. Esta especie, parecida a una anguila, es nativa del Atlántico
norte y llegó a los Grandes Lagos a principio de los años 1900; para 1938 se
había propagado a toda la parte superior de los Grandes Lagos (Mooney y
Hobbs 2000). Las lampreas de mar son parásitos de peces como el salmón y la
trucha lacustre y llegan a matar hasta cuarenta libras de pescado durante los
doce a dieciocho meses de su ciclo de alimentación. La devastación resultante
de la pesquería de los Grandes Lagos llevó a la formación de la Comisión Binacional de la Pesquería de los Grandes Lagos (Great Lakes Fishery Comission)
por los gobiernos de los Estados Unidos y Canadá y a la implementación de
un programa de manejo de dicha especie (www.glrc.us). Como parte de este
programa, los arroyos son monitoreados para determinar la presencia de
lampreas de mar en estadios larvarios. Se utilizan remos de electropesca para
llevar a cabo los muestreos de los estadios larvarios. Los remos emiten una
corriente eléctrica pulsada que incita a las larvas a salir del sedimento y luego
las aturde con corriente continua. Las larvas son colectadas y contadas, y los
datos resultantes son procesados por un modelo que estima la población total
del arroyo. Si los números poblacionales llegan a un cierto umbral el río será
tratado con una sustancia química conocida como lamprecite (Gerald Klar,
comunicación personal). Otros esfuerzos de control incluyen la construcción
de barreras especiales para lampreas y la liberación de machos estériles. Los
resultados han sido diversos. Este año las poblaciones de lampreas parecen
ir en aumento en el Lago Superior y en el Lago Erie, pero van en descenso en
todos los otros Grandes Lagos.
laparticipación de voluntarios en el monitoreo de
plantas invasoras
Un método para aumentar el nivel de educación y la conciencia pública acerca de las especies invasoras animales y vegetales, así como para aumentar el
número de personas que las combaten, es la de involucrar a la población local
en el monitoreo. A lo largo de los dos últimos años, en Estados Unidos, los voluntarios se han unido al personal de los Refugios Nacionales de Vida Silvestre
Técnicas de monitoreo 167
en proyectos piloto para tomar datos y mapear la expansión de las especies
invasoras en las tierras de los refugios, por medio de computadoras de mano y
geoposicionadores (GPS) (http://www.refugenet.org/new-invasives/vimp.html).
El monitoreo de la presencia y la expansión de especies exóticas e invasoras sobre
áreas protegidas para la conservación es de particular importancia debido a la
diversidad biológica que albergan (Haber 1997). Los datos tomados pueden ser
utilizados para desarrollar programas de manejo y control de especies invasoras
que, a su vez, pueden llevar a la protección de especies raras y en peligro, así
como de habitats frágiles de vida silvestre. Los mapas de datos producidos por
este programa piloto ayudarán a los biólogos de estos refugios a seguir las infestaciones a través del tiempo, a priorizar los esfuerzos de control y además, a
evaluar su efectividad. El proyecto piloto fue establecido con el propósito preciso
de involucrar a voluntarios y a grupos de amigos del refugio en el manejo de
especies invasoras. El proyecto reúne una variedad de socios incluyendo a la
National Wildlife Refuge Association (NWRA), la Nature Conservancy (TNC)
y al National Institute of Invasive Species Science (Instituto Nacional de Ciencia
de las Invasiones - NIISS por sus siglas en inglés) del USGS. El proyecto busca
aumentar el número de observadores de campo provenientes del público ya
involucrado y entrenado para reconocer nuevas infestaciones. Esta estrategia
se basa en la premisa de que la erradicación de poblaciones incipientes nuevas
de especies invasoras es más efectiva en cuanto a su costo, que los esfuerzos
para controlar poblaciones bien establecidas. La erradicación completa de poblaciones firmemente establecidas puede representar un desafío formidable e
incluso a veces insuperable para los responsables del manejo de tierras. Además
de producir mapas a nivel de los refugios individuales, los datos contribuirán al
desarrollo de sistemas nacionales de previsión coordinados por el USGS, como
fue mencionado antes en este capítulo.
Al diseñar este proyecto piloto de programa de voluntarios fue importante
pensar cuidadosamente en la selección y capacitación de voluntarios así como
también en el sistema mismo para la toma de datos. El USFWS optó por la
calidad y no por la cantidad al seleccionar a los voluntarios. El personal de
los refugios y los entrenadores del proyecto tenían un interés específico en
aquellos voluntarios que tenían conocimientos existentes, o la voluntad de
aprender acerca de tecnología GPS, habilidad para caminar largas distancias
y capacidad de pasar largas horas al aire libre. El sistema de toma de datos
utilizado por la mayor parte de los refugios como parte de este proyecto se
llama Weed Information Management System (Sistema de Manejo de Información de Malezas, WIMS por sus siglas en inglés). Este sistema fue original-
168 J. Ericson
mente desarrollado por el Bureau of Land Management (Oficina de Manejo
de Tierras –BLM por sus siglas en inglés) y después adoptado y modificado
por TNC. Está disponible al público y puede ser descargado de su sitio web
(http://tncweeds.ucdavis.edu/wims.html).WIMS es una base de datos tanto
espacial como relacional, que registra ubicación, datos relativos al monitoreo
(porcentaje de cobertura, cálculo de la superficie infestada en un polígono) y
acciones de manejo. Se conforma a los estándares NAWMA ya discutidos y
puede producir reportes en Microsoft Access y mapas en ArcGIS basados en
archivos de formas creados con el programa ArcPad. Los datos son tomados
en computadoras de mano y GPS.
La tabla 1 muestra los resultados de un ejercicio de mapeo con base en
WIMS en el Refugio Nacional Ottawa de Vida Silvestre, en Ohio (EUA),
durante la temporada de campo de 2004. El número de estimaciones indica
cuántos polígonos o manchones fueron mapeados para cada especie indicada.
Si el área mapeada fue meticulosamente examinada y todas las concentraciones
de especies fueron registradas, el número de estimaciones, combinado con la
superficie total mapeada, puede fungir como un indicador burdo de nuevas
invasiones. La detección temprana de nuevas invasiones es crucial para su
manejo exitoso, porque el control de pequeñas infestaciones es más efectivo
que el ataque de invasiones más grandes y mejor establecidas.
Un número relativamente bajo de estimaciones de invasiones que infestan
una extensión reducida de espacio, como la madreselva y el allanto, listados en
la tabla, indican especies cuya erradicación debería ser prioritaria antes de que
tengan la oportunidad de extenderse y transformarse en un problema mayor.
Por el contrario, los juncos y la salicaria púrpura han infestado superficies
considerablemente mayores y por ende, su erradicación completa tomará sin
duda más tiempo y requerirá de mayores recursos. En el caso de la salicaria
púrpura los datos muestran un mayor número de estimaciones con un rango
amplio de extensiones ocupadas por ella. Esto sugiere que la planta se encuentra en muchos lugares dentro del área mapeada, creciendo abundantemente
en algunas áreas e incipientemente en otras. Los manchones más pequeños
deberían ser prioritarios para un primer control y para evitar que se extiendan
más. Las superficies más grandes requerirán técnicas de manejo tales como
la poda para evitar que se desarrollen flores, así como la creación de zonas de
amortiguamiento alrededor de las áreas ya invadidas para evitar que la gente
y la maquinaria propaguen semillas. Además se requiere de la aplicación, en
un esquema de años múltiples, de un control biológico o herbicidas, seguido
de una restauración ecológica.
Olivo de otoño (Eleagnus umbellata)
Espino (Ramnus cathartica)
Madreselva (Lonisera implexa)
Junco (Butomus umbellatus)
Rosa multiflora (Rosa multiflora) Carrizal (Phragmites sp.)
Salicaria púrpura (Lythrium salicaria)
Allanto (Ailanthus altísima)
Especie desconocida 1
Especie desconocida 2
Total:
Nombre de la maleza
156
5
1
19
230
93
149
1
4
2
660
Estimación
0.00000023239
0.00181048378
0.11837539582
0.01272933969
0.00000947490
0.00255911382
0.00017784002
0.01233286223
0.00093537368
0.01096362849
Mínimo de m2
0.18514991977
0.01381807654
0.11837539582
38.42187371150
0.47386093330
0.76966895189
27.46793460820
0.01233286223
0.00735046577
0.01394287536
Máximo de m2 0.0117
0.0102
0.1184
5.6366
0.0272
0.0961
1.0441
0.0123
0.0049
0.0125
Promedio de m2
1.8238
0.0511
0.1184
107.0954
6.2592
8.9378
155.5647
0.0123
0.0194
0.0249
279.9070
Total de m2
Tabla 1. Tabla generada en WIMS mostrando los resultados del ejercicio de mapeo del Refugio Nacional
Ottawa de Vida Silvestre, para la temporada de campo 2004. (nota del editor. Se presentan las unidades
de superficie con las que opera el programa)
Técnicas de monitoreo 169
170 J. Ericson
Al proporcionarle al público experiencia directa por medio de este tipo
de enfoque, el USFWS está dotándose de una base social de largo plazo que
apoyará el control de especies invasoras tanto al interior del Sistema de Refugios como más allá de sus fronteras.
Conclusiones
En algunos casos las diferentes técnicas discutidas en este capítulo pueden combinarse para proporcionar la base sólida de un programa efectivo de manejo de
especies invasoras. Por ejemplo, el Hart Mountain National Antelope Range en el
sureste de Oregon se extiende por 108 860 hectáreas de accidentados barrancos,
acantilados, colinas y pastizales. El reconocimiento a pie de las especies invasoras en este paisaje necesitaría un gran número de personas y mucho tiempo.
La falta de financiamiento para reconocimientos intensivos en el campo llevó
al diseño de modelos predictivos, que fueron creados por el NIISS del USGS
y que están basados en datos derivados de mapas de vegetación y muestreo
selectivo de áreas claves por botánicos entrenados. Los mapas que resultan de
estos modelos serán utilizados para guiar a los voluntarios con computadoras
portátiles y unidades de GPS hacia áreas del refugio que puedan hospedar a las
malezas invasoras. Después, usando los datos tomados por estos voluntarios,
las áreas serán priorizadas para su control y manejo.
Nadie podrá negar que la erradicación, y en algunos casos hasta el control,
de plantas y animales invasores puede representar un gran reto. Sin embargo,
al utilizar los enfoques innovadores para hacer el inventario y monitoreo que
se describen en este capítulo, el éxito se vuelve más realista. Los que manejan
y planean a todos los niveles deben de trabajar por una mayor estandarización
de la toma de datos, utilizando nuevos avances de la tecnología, incorporando a voluntarios y gente local, y trabajando a través de múltiples paisajes y
fronteras políticas, con una amplia variedad de socios, para poder enfrentar
el desafío de las especies invasoras.
Bibliografía
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Técnicas de monitoreo 171
rica. In. Ruiz G. M y J. T. Carlton (eds). Invasive species: vectors and management
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Island Press, Washington D. C., EUA. Pp. 261-300.
Los derrames de petróleo 173
10 Los derrames de petróleo
en el ambiente marino
Alfonso V. Botello, Susana Villanueva F.
y Leonardo García Hernández
Introducción
El problema de la contaminación por petróleo en los ambientes marino y
estuarino ha recibido gran atención en los últimos años y sobre todo en los
aspectos del destino y los efectos tóxicos del petróleo derramado. Hay certeza de que la incidencia de los derrames resultantes del transporte marino y
terrestre, de los accidentes de tanqueros, de las operaciones de exploración y
explotación y de las actividades asociadas, se incrementarán en los años por
venir en tanto la demanda de petróleo como el principal recurso energético
del planeta siga en aumento.
Tomando en cuenta que el petróleo es una compleja mezcla de cientos
de componentes orgánicos (hidrocarburos) y otros de tipo inorgánico
(metales y azufre, tabla 1), el destino de un derrame en el mar estará determinado por la acción de procesos físicos, químicos y biológicos complejos
e interrelacionados como son: la acción del viento y las mareas, la corriente
litoral, la intensidad luminosa, la dispersión, la evaporación, la disolución,
la degradación física y microbiana, la emulsificación, la sedimentación y el
enterramiento (figura 1).
Se consideran como los más importantes derrames petroleros marinos a
los ocurridos en las costas de Bretaña, Francia (1975), el Exxon-Valdez en el
estrecho Príncipe Guillermo de las costas de Alaska (1989), el del Pozo Ixtoc-I
173
174 A. Botello, S. Villanueva y L. García
Figura 1. Principales procesos de transformación
del crudo derramado en el mar
Aerosoles
Transporte por
viento
Tierra
Aportes terrestres, partículas,
polvo atmosférico, ríos y arroyos
Precipitación
atmosférica
Aporte por: organismos marinos, Microcapa superficial 10.2 μ
algas bentónicas,
Hidrocarburos
organismos cosdisueltos
teros y estuarinos,
fitoplancton, zooBiosíntesis,
plancton, bacterias,
ingestión,
hongos, levaduras,
bioacumulación,
organismos de mares
liberación
profundos
Adsorción de
MOP
Fotooxidación, evaporación, formación de
burbujas y aerosoles,
interacción con
compuestos disueltos
(ácidos húmicos,
fúlvicos y complejos
orgánicos), formación
química de otras moléculas, disolución
Hidrocarburos
particulados
Sedimentación
detrítica
Sedimentación
pelágica
Sedimentos Diagénesis Filtraciones naturales
Transformación y
degradación
Tabla 1. Concentrado de azufre y vanadio en crudos
y combustóleos mexicanos
Azufre (90 en peso)
Crudo Istmo
Crudo Maya Combustóleo (25% Maya)
Combustóleo (50% Maya)
103
3.2
3.1
4.1
Vanadio (partes por millón)
65
300
328
435
en la Bahía de Campeche, México (1981) y muy recientemente el de las costas
de La Coruña, España (2003). A partir de ellos ha emanado una importante
información científica sobre su comportamiento y sus efectos en el medio
marino sobre los recursos pesqueros.
Los derrames de petróleo 175
Dispersión
La dispersión del petróleo derramado en el mar es uno los procesos más
significativos durante las primeras 6 a 10 horas después del derrame, ya que
de este factor depende el grosor de la mancha de petróleo y su formación de
emulsiones con el agua de mar. Las principales fuerzas que influyen en la dispersión lateral del petróleo son la gravedad específica del petróleo, la tensión
superficial, las fuerzas de inercia y las fuerzas de fricción.
Entre mayor sea el área de dispersión de petróleo, más rápida es su degradación, y además se originan cambios importantes en su composición original.
En un tiempo muy corto, de varias horas, cerca del 90% de los hidrocarburos
más ligeros que el n-C10 son removidos por evaporación y disolución, lo cual
permite un importante decremento en el grosor de la mancha y un incremento
en su viscosidad y gravedad específica. La temperatura del agua también es un
factor importante en la dispersión del petróleo, sobre todo en las áreas tropicales
en las que, en promedio, la temperatura ambiente es mayor a los 28° C.
De manera general, el petróleo comienza a dispersarse inmediatamente
después de que ocurre el derrame y este factor es muy significativo en las
primeras 10 horas posteriores al mismo. Una vez dispersado comienza a
fraccionarse en pequeñas partículas que se mantienen en la columna de agua
por un tiempo determinado, dependiendo de su viscosidad y tamaño, siendo
transportadas por las corrientes y los vientos hasta su total dispersión. Se
calcula que 100 horas después del derrame la dispersión alcanza su máximo
nivel y distribuye al petróleo a partir del centro de su masa.
La dispersión origina una emulsión de petróleo en agua conteniendo
pequeñas partículas o glóbulos de petróleo de aproximadamente 0.5 micrómetros. Estas partículas se mantienen flotando en la columna de agua por
agitación continua de la columna de agua, la cual es generada por la alta
turbulencia de las aguas costeras.
Evaporación
La evaporación y la disolución son dos de los más importantes factores físicos
que afectan la degradación y el intemperismo del petróleo después de que se ha
derramado. La evaporación remueve la mayoría de los componentes volátiles
de bajo peso molecular (nC9-C14), ya que en general el pentadecano ( n-C15)
es el alcano más común en los petróleos derramados. En pruebas de laboratorio
176 A. Botello, S. Villanueva y L. García
conducidas en muestras de petróleo del derrame del barco Ekofisk Bravo, en
Noruega, se comprobó que más del 60 % de los componentes originales se perdió
por evaporación a los 9 días. En otro estudio sobre el intemperismo de muestras
de crudo colectadas después del derrame del Amoco Cadiz, Calder (1979) señaló
que la evaporación fue el factor más importante para el intemperismo de todos
los componentes de bajo peso molecular, incluyendo hidrocarburos alifáticos,
aromáticos y algunos hetreoaromáticos como el benzotiofeno.
La tasa de evaporación para hidrocarburos específicos está en función de
su presión de vapor, la cual es inversamente proporcional a su peso molecular.
Así, los componentes del petróleo con pesos moleculares mayores al n-C15 se
evaporan en períodos de tiempo muy largos y, por lo tanto, los componentes
con presión de vapor mayor que el n-C8 no persisten en un derrame, en tanto
que aquellos con una presión de vapor menor que el n-C18 no se evaporan
muy fácilmente bajo condiciones normales.
Fotoxidación
En presencia del oxígeno, la luz solar (radiación) posee suficiente energía para
transformar a una gran cantidad de componentes del petróleo y este mecanismo
se describe como una reacción autocatalítica, que da como resultado la formación
de compuestos hidroxilados, aldehídos, cetonas y ácidos carboxílicos. Se pueden
formar intermediarios de alto peso molecular vía radicales libres (polimerización)
o por reacciones de condensación de los aldehídos y cetonas. La radiación solar
puede causar también copolimerización por medio de la oxidación térmica.
Disolución
Las tasas de disolución de los componentes del petróleo dependen de interacciones entre las propiedades inherentes al petróleo (estructura molecular,
tipo y abundancia de componentes) y de las propiedades físico-químicas del
ambiente (salinidad, temperatura). Además la desaparición de las manchas
de petróleo también depende de las interacciones entre la evaporación y los
procesos de disolución.
Muchos estudios han provisto información para definir a la solubilidad
como una función de la estructura molecular. Las principales determinantes
de la solubilidad de los petróleos incluyen al volumen molecular y la presencia de grupos activos como anillos aromáticos y ligaduras olefínicas. Así, la
Los derrames de petróleo 177
solubilidad es inversamente proporcional al volumen molar, el cual, a su vez,
es una función linear del número de átomos de carbono.
los hidrocarburos en el mar
La contaminación marina por petróleo y sus derivados es un problema de
gran importancia ambiental en nuestros días y sobre todo en las costas del
Golfo de México.
Las descargas y el lavado de los buques-tanque son en la actualidad la
mayor fuente de contaminación por petróleo en las costas, y se presentan en
elevadas concentraciones de breas y alquitranes tanto en el Golfo de México
como en el Caribe mexicano.
En la actualidad, aproximadamente 5,000,000 de barriles son transportados
diariamente a través del área del Gran Caribe y de estos, casi 3,000,000 son
movilizados en el área del Golfo de México, lo cual genera un intensivo tránsito
de buques-tanque en nuestras costas. Cabe mencionar que la producción de
hidrocarburos fósiles en México ha sido ascendente desde 1975, hasta llegar a
un nivel de 3, 000,000 de barriles por día, lo cual hace elocuente el alto riesgo
asociado a las intensas actividades de extracción y manejo del producto, que
se presenta cuando no se toman medidas preventivas necesarias y se llega a
afectar el ambiente marino.
Los grandes derrames o accidentes petroleros ocurridos en zonas templadas
y frías han sido bien estudiados y documentados, demostrándose sus efectos
nocivos a corto plazo sobre las comunidades marinas. Sin embargo, en zonas
tropicales y subtropicales no existe suficiente información disponible sobre
este tipo de problemas, lo cual dificulta hacer una evaluación correcta del
efecto sobre el ecosistema.
los siniestros marinos
La región petrolera de la sonda de Campeche, así como otras zonas petroleras
del mundo están expuestas de alguna manera a contingencias marinas, como
el descontrol de un pozo, fugas en un oleoducto o gasoducto, derrames por
colisión o desperfecto en algún buque tanque, o fugas de petróleo en las monoboyas marinas de carga. La mayor contingencia registrada en la sonda de
Campeche fue el descontrol del pozo exploratorio Ixtoc 1, a 94 km al noreste
de Ciudad del Carmen, Campeche, a 7 meses de estar en perforación, con un
tirante de agua de 52 m. El 3 de junio de 1979, cuando la perforación había
178 A. Botello, S. Villanueva y L. García
llegado a 3,627 m, el pozo quedó fuera de control, y se presentaron fugas de
gas y aceite que provocaron el incendio y colapso de la plataforma.
Como consecuencia de ello se suscitó el derrame de hidrocarburos fósiles más
grande registrado hasta esa fecha en el medio marino; tuvo una duración de 281
días, del 3 de junio de 1979 al 9 de marzo de 1980. Petróleos Mexicanos estimó
que durante ese período fluyeron 3,100,000 barriles de los cuales 1,800,000 fueron quemados y evaporados, 105,000 fueron recuperados mecánicamente cerca
del sitio del derrame y 170,000 de la superficie del mar. Otros 170,000 barriles
se recuperaron por la campaña de recolección en playas y costas. Finalmente,
1,023,000 barriles quedaron a la deriva, y su destino final fue la sedimentación
al ser arrastrados por las corrientes marinas dominantes.
La presencia de hidrocarburos fósiles en el medio marino ya es evidente;
y no es difícil encontrar breas y alquitranes flotando en las capas superficiales
del mar y en playas aún lejanas de los sitios de exploración y explotación,
como las del Caribe mexicano.
La contaminación de petróleo plantea problemas analíticos que impiden
determinar los niveles actuales de hidrocarburos fósiles en las aguas y en los
organismos marinos. Esto se debe a que el petróleo contiene miles de componentes que varían en cuanto a su composición y su estructura.
La National Academy of Sciences de Estados Unidos (1975) indica que de un
total de 6.2 millones de toneladas de petróleo crudo que se introducen al océano
anualmente, la mayor cantidad (aproximadamente 202 millones de toneladas)
es aportada por el transporte marítimo, y señalan que 28% del total de petróleo
depositado en el océano tiene como destino final las zonas costeras (tabla 2).
Las principales fuentes de hidrocarburos fósiles en el océano y en las zonas
costeras son las siguientes: hidrocarburos generados por actividades humanas,
hidrocarburos biogénicos naturales producidos por organismos marinos, e
hidrocarburos que fluyen por el fondo oceánico.
El plancton dispersa y consume los componentes del petróleo que se encuentran en el mar y en las costas. De esta manera los componentes pasan a
formar parte de las cadenas alimenticias, de los organismos bentónicos que
los bioacumulan o de los sedimentos marinos en los que permanecen por un
período largo, ya que allí los procesos de degradación y de transformación
son muy lentos. Una vez que se han dispersado, el petróleo y sus derivados
producen efectos nocivos en los organismos marinos sobre todo si el tiempo
de exposición es largo y la concentración alta. Por ejemplo, las concentraciones
inferiores a 0.1 ppm inhiben la fotosíntesis y retardan la división celular y el
crecimiento del plancton y las concentraciones mayores a 1 ppm ocasionan la
Los derrames de petróleo 179
Tabla 2. Estimaciones recientes de hidrocarburos del petróleo
en el medio marino (millones de toneladas por año)
Fuentes
Océano
Océano
costero
abierto Océano
costeros
y abiertos
Filtraciones naturales
0.6
-
-
Producción en alta mar
0.08
-
-
Transportación, operación de buques
0.6
1.25
1.85
Operación en puertos
0.003
-
0.003
Aporte de ríos
1.6
-
1.6
Aporte atmosférico
0.06
0.54
0.6
Áreas urbanas e industriales
Desechos urbanos
0.3
-
0.3
Acarreo
0.3
-
0.3
Desechos industriales
0.3
-
0.3
Refinerías
0.2
-
0.2
Total
4.2
1.9
6.1
Porcentaje
9.8
1.3
30.3
4.9
26.2
9.8
4.9
4.9
4.9
3.3
100
Fuente: National Academy of Sciences (1975).
muerte de gran cantidad de especies planctónicas y de las larvas y huevecillos
de peces que flotan junto con el plancton.
Los organismos bentónicos y principalmente los bivalvos (ostiones y mejillones), que filtran su alimento, reciben los componentes del petróleo a través
de pequeñas partículas que se adhieren a sus tejidos. Esto les da un sabor y
un olor a petróleo y, por lo tanto afecta su calidad comercial. Además dichas
partículas pueden obstruir su sistema respiratorio y por ende matarlos.
En peces adultos el petróleo parece tener efectos de tipo mecánico más que
biológico, porque suele cubrir sus branquias e impedir el intercambio gaseoso
lo que acaba por matarlos.
El grado de toxicidad de estos contaminantes varía según la especie de que se
trate, pero por lo general las concentraciones de 0.5 a 10 ppm dañan los sentidos,
alteran la quimiorrecepción y destruyen las células del epitelio bronquial. El
petróleo daña también la vegetación marina, ya que en concentraciones de 10 a
100 ppm inhibe la fotosíntesis. Esto es muy grave pues los vegetales desempeñan
un papel fundamental en la producción primaria, que es la base de la economía
energética de los ecosistemas costeros y marinos al igual que de los terrestres.
180 A. Botello, S. Villanueva y L. García
Discusión
A pesar de la vasta información publicada con referencia a los derrames petroleros, aún hay campos de investigación que requieren atención por parte
de las universidades, institutos tecnológicos, agencias gubernamentales y
legisladores, para comprender de manera correcta los impactos y los efectos
de estos desastres sobre los ecosistemas en donde ocurren.
Es necesario incrementar los estudios de laboratorio para evaluar correctamente los cambios químicos que ocurren en el petróleo, su degradación, y
las alteraciones que ocurren por medio de factores bióticos y abióticos durante
y después del derrame.
Parece indudable que la evaporación es el proceso principal para la remoción y pérdida de los compuestos más volátiles cuando ocurre un derrame y
su efecto es mayor en las zonas tropicales. Es necesario realizar mediciones
sobre muestras de aire para documentar el tipo de hidrocarburos con mayor
facilidad para evaporarse. Hasta hoy, la literatura sobre concentraciones de
hidrocarburos en muestras atmosféricas durante un derrame es muy pobre.
Es vital incrementar los estudios y pruebas de toxicidad de los derrames
petroleros sobre las comunidades marinas y estuarinas y, sobre todo, en los
estadios larvarios y postlarvarios, ya que son los más afectados por la toxicidad del petróleo.
Se necesita fortalecer la investigación en aquellas áreas que son más susceptibles a derrames como son las áreas costeras y estuarinas, y desarrollar
las capacidades técnicas y humanas necesarias para este propósito. De igual
manera, es necesario más trabajo de investigación para determinar si los
residuos del petróleo derramado son aislados, redistribuidos o degradados
una vez que son introducidos a los sedimentos.
Bibliografía
Calder, J. 1979. Weathering effects on chemical composition of the Amoco Cadiz oil
Spill. Ann. Meeting of the American Association for the Advancement of Science.
Houston, Texas. EUA.
National Academy of Sciences. 1975. Petroleum in the marine environment. National
Academy of Science. Washington, D.C. EUA.
Los reportes del estado del ambiente 181
11 Los reportes del estado del ambiente
con base en indicadores ambientales:
un puente entre la política pública
y la ciencia
Jane Barr
Introducción
Este capítulo pretende proporcionar un contexto más amplio para el monitoreo de la biodiversidad. Se enfoca en cómo los resultados del monitoreo de
la biodiversidad pueden integrarse a los ciclos de políticas públicas a través
de los reportes del estado del ambiente (REA). El objetivo es el de mejorar la
toma de decisiones para el manejo sustentable de la biodiversidad.
La mayor parte del material en este capítulo deriva de un estudio de
referencia sobre los indicadores ambientales de nivel nacional, usados por
Canadá, México y los Estados Unidos que fue preparado para el Programa
de Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) y la Comisión para
la Cooperación Ambiental de América del Norte (CCA). Su propósito era
desarrollar informes sobre el estado del medio ambiente así como indicadores
con una perspectiva única para la región. Este texto provee una definición de
indicadores, analiza el papel que juegan en la toma de decisiones, delinea los
pasos para identificar posibles indicadores, sugiere criterios para seleccionar
indicadores ideales, discute la noción de describir indicadores sin datos, ilustra
el marco para organizar indicadores de la Organización para la Cooperación y
el Desarrollo Económico (OCDE) y, para terminar, presenta los indicadores de
biodiversidad usados por el primer Informe del Estado del Medio Ambiente,
titulado El mosaico de América del Norte (CCA 2000).
181
182 J. Barr
Los indicadores y su papel
Actualmente los reportes REA intentan cada vez más atender las necesidades de, o influir en, usuarios específicos, especialmente los tomadores de
decisiones. La tendencia es hacia el uso de un número selecto de indicadores
para tratar pocos temas. Los esfuerzos para reportar el estado del medio
ambiente buscan la reducción de las listas comprensivas de indicadores y
el desarrollo de cuerpos centrales para una mejor comunicación, así como
a usar índices que suman varios indicadores en una imagen más concisa de
sistemas complejos.
La Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OCDE)
define a un indicador como “un parámetro, o un valor derivado de parámetros, que indican o proporcionan información acerca de, o describen el estado
de un fenómeno/ambiente/área, con significado que va más allá de la que se
asocia directamente al valor del parámetro” (OCDE 2001). Los indicadores
ambientales, sociales y económicos son utilizados para reportar acerca del
progreso hacia el desarrollo sostenible o la sustentabilidad. Los indicadores
ambientales enfocan y condensan información acerca de ambientes complejos
y presentan esta información para usos de manejo, monitoreo y elaboración
de informes (CSIRO 1999).
La selección y desarrollo de indicadores usualmente sigue uno de dos
métodos. El método ascendente (bottom-up) comienza con los datos
disponibles, crea los parámetros y finalmente, agrega los datos dentro
de indicadores. La dependencia que el desarrollo de indicadores tiene
de los datos puede llevar a una situación en la cual su disponibilidad
guíe la selección de los indicadores, lo que a su vez refuerza la toma de
los mismos (UNESCO 2003). Recientemente ha habido un cambio alejándose del desarrollo de indicadores porque los datos están disponibles,
y acercándose al desarrollo de indicadores porque los usuarios finales
—los tomadores de decisiones y el público— los necesitan para tomar
decisiones robustas.
Los métodos descendentes (top-down) empiezan con una visión que lleva a
objetivos de políticas públicas orientadas hacia resultados vinculados al mundo
real y de ahí a un conjunto de indicadores objetivamente verificables, seguidos
a su vez de acciones concretas. Los indicadores son desarrollados para todos
los niveles, desde el objetivo hasta las actividades. El método descendente es
el preferido actualmente, puesto que su propósito es el de ligar los indicadores
con las decisiones políticas.
Los reportes del estado del ambiente 183
Los indicadores son reconocidos y utilizados cada vez más por su papel clave en
la mejora de la toma de decisiones. En otras palabras, los indicadores ambientales
no son un fin en sí mismos y más bien deben formar parte de un ciclo interactivo
de políticas. El papel de los indicadores es el de incorporar el conocimiento ambiental en la toma de decisiones en su fase de evaluación y análisis, que debería
de llevar al subsiguiente ajuste de las políticas públicas (figura 1).
Figura 1. El papel de los indicadores en el ciclo de las políticas
Ajuste
Aplicación de políticas
Análisis y evaluación
Aplicación de políticas
Fuente: Adaptado de Pinter, Zahedi y Cressman 2000.
El desarrollo y el uso de indicadores deben también estar “conectados”
al ciclo de gestión ambiental, que opera al interior de los ciclos de política
pública. Los programas de monitoreo son parte del ciclo de gestión ambiental en el cual las políticas públicas recibe retroalimentación a través de los
mensajes proporcionados por los indicadores. Los indicadores dependen del
monitoreo y de la obtención de datos para proveer los insumos necesarios. El
desarrollo de indicadores debería de comenzar planteando una pregunta en
alguna etapa del ciclo y terminar devolviéndole respuestas. De esta manera,
los indicadores deberían de ayudar a los responsables a determinar si se están
cumpliendo sus objetivos (CSIRO 1999).
Los indicadores pueden ayudar a mostrar a los tomadores de decisiones los
progresos en relación con las metas de las políticas públicas o hacia aspectos
científicos de referencia. El ciclo de políticas depende de objetivos, mientras
que el ciclo de manejo de la biodiversidad utiliza niveles de referencia. Un nivel
184 J. Barr
de referencia (o umbral) es el valor de un indicador que tiene algún significado
ambiental definido en el funcionamiento del sistema natural. Mientras que los
objetivos se basan en políticas públicas y reflejan valores humanos, los puntos
de referencia son determinados científicamente (CSIRO 1999).
La mayor parte de los indicadores son desarrollados para uso a nivel
nacional. Encontrar indicadores significativos para representar condiciones
en varias subregiones y ecosistemas de un país es un desafío. Muchos indicadores ecológicos sólo se aplican a un área o un ecosistema específicos, o
bien a una especie o una población en particular, y por ende no pueden servir
como indicadores a escala nacional (CGER 2000). Por consiguiente, pueden
necesitarse diferentes indicadores para quienes operan a diferentes escalas.
Pueden a menudo basarse en los mismos datos; sin embargo, encontrar formas
confiables de agregar o desagregar datos de un lado a otro a través de escalas
temporales es un reto difícil y persistente (CSIRO 1999).
Selección de indicadores
Generalmente, el primer paso en una iniciativa de indicadores es definir los
temas y asuntos ambientales y de biodiversidad prioritarios a tratar. El siguiente paso es identificar indicadores asociados. A menudo, esta etapa es llevada
a cabo con la ayuda de un ejercicio de reflexión conjunta de expertos, con la
correspondiente lluvia de ideas, para desarrollar una lista inicial de candidatos
a indicadores. Con frecuencia estos son identificados al reformular objetivos
como preguntas. Este ejemplo está tomado del Draft Report on the Environment 2003 (EPA 2003). Los indicadores que responden a estas preguntas están
basados en datos disponibles (tabla 1).
Más que depender exclusivamente de indicadores para los cuales los datos
ya están disponibles, es útil identificar faltantes en los datos y en los programas
de monitoreo y sugerir indicadores que todavía queden por desarrollar. En
sus reportes, el Heinz Center presenta indicadores de este tipo en la secuencia
o perfil del tema con el objetivo de estimular el monitoreo y así completar
los datos en cuanto estén disponibles. La tabla 2 muestra un ejemplo de un
indicador para el cual los datos son todavía inadecuados para reportar a nivel
nacional y un indicador que todavía no ha sido desarrollado.
Una de las desventajas mayores de los reportes REA y del desarrollo de
indicadores es la carencia de datos, o de datos confiables y adecuados. En
teoría, los indicadores e índices deberían de constituirse con la información
de una amplia base de datos primarios confiables, como en la pirámide de
Los reportes del estado del ambiente 185
Tabla 1. Etapas del desarrollo de indicadores para reportes REA
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
■
Identificar temas y asuntos en relación con la visión y objetivos generales
Proponer un cuerpo inicial de posibles indicadores
Seleccionar un marco analítico que vincule objetivos e indicadores
Desarrollar una lista de criterios para la selección de indicadores
Evaluar los indicadores de acuerdo a estos criterios
Definir un cuerpo central y/o una secuencia o perfil de cuerpos de indicadores para diferentes usuarios
Identificar fuentes de datos y carencias de datos
Reunir datos y poblar los indicadores; estandardizar las medidas cuando sea posible
Comparar valores de los indicadores con objetivos, umbrales y objetivos de las políticas
publicas según sea apropiado
Dar a conocer los resultados ampliamente
Evaluar las fortalezas y debilidades del cuerpo de indicadores
Continuar con el desarrollo de indicadores superiores
Fuente: compilado por la autora con base en Rump 1996, Hardi y Zdan 1997, CEC 2003.
Tabla 2. Preguntas para obtener indicadores
de la condición del ecosistema
Pregunta
Indicador
¿Cuál es la condición general del paisaje?
Extensión de los tipos de ecosistemas y coberturas
Especies nativas con riesgo
Índice de las comunidades bentónicas
Tendencias poblacionales de especies de aves
invasoras y nativas--no invasoras
Condición de los árboles
Niveles de nitratos en arroyos cerca de ecosistemas
Cambios en el flujos de los arroyos
Erosión de los suelos
¿Cuál es el estado de las condiciones bióticas?
¿Cuáles son las características químicas y
físicas de los ecosistemas nacionales?
¿Cuál es el estado de las condiciones hidrológicas y geomorfológicas?
¿Cuál es el estado de los regímenes naturales
de disturbios?
Fuente: adaptado por la autora de EPA 2003.
Extensión y frecuencia de los incendios
Infestaciones de insectos
Ocurrencia de enfermedades
186 J. Barr
Figura 2. La pirámide de la información
Índice
Agregación
Índice
Indicador
Datos
Indicador
Datos
Realidad
Teoría
Fuente: Singh, Moldan y Loveland 2002.
la izquierda en la figura 2; en realidad, la pirámide de la información está
invertida (Singh, Moldan y Loveland 2002).
Una vez que está construida una lista de indicadores potenciales o “candidatos” se pueden proponer criterios con los cuales evaluar y reducir la lista. La
literatura muestra que hay un consenso amplio sobre los criterios clave para
identificar indicadores potenciales (figura 5). Uno de los criterios principales,
como enfatizamos anteriormente, es su relevancia respecto del diseño de políticas públicas. La selección y las reglas para calcular los indicadores deberían
ser hechas de manera transparente y objetiva. Los indicadores deberían de estar
basados en datos robustos y proporcionar una manera efectiva, en términos
de su costo, de medir condiciones ambientales y avances hacia los objetivos
de las políticas o los puntos científicos de referencia.
La selección y desarrollo de indicadores se ve facilitada al aplicar un marco
que corresponde a la misión de la iniciativa y que ayuda a organizar el trabajo
de reporte.
Los reportes del estado del ambiente 187
El marco PER
Un marco conceptual ayuda a estructurar la selección y desarrollo de indicadores, a sistematizar su análisis e interpretación, a identificar las carencias, y a
simplificar y hacer explícito el proceso de informe para la audiencia de objetivo
(Rump 1996). El método más comúnmente utilizado es el del marco PresiónEstado-Respuesta (PER o PSR, por sus siglas en inglés), que organiza los indicadores de acuerdo a cómo responden a las preguntas siguientes: ¿qué le pasa
al ambiente? ¿Por qué le pasa? y ¿qué estamos haciendo al respecto?’ (tabla 3).
Una de las mayores contribuciones de la OCDE al campo de los indicadores ambientales son sus esfuerzos para armonizar las iniciativas individuales
de sus miembros desarrollando un enfoque y un marco conceptual comunes
basados en el modelo de Presión–Estado-Respuesta (PER) (figura 4).
tabla 3. Criterios para la selección de indicadores
■
■
■
■
■
■
■
■
Significativos/notables: ¿A alguien le resultará de interés?
Claros y fáciles de interpretar: ¿La gente los entenderá?
Relevantes para las políticas: ¿Llevarán a alguna acción?
Confiables/creíbles: ¿Son científicamente válidos?
Neutrales y legítimos: ¿Son confiables?
Comparables: ¿Son compatibles con otros grupos de indicadores?
Efectivas en término de su costo: ¿Son costeables?
Participativos: ¿Fueron seleccionados y desarrollados de manera transparente?
Las “presiones” o ambientales se refieren a actividades humanas ejercidas
sobre el ambiente y los recursos naturales. Los indicadores de ‘Estado’ describen la cantidad de activos en recursos y la condición y tendencias en medios
ambientales o sus componentes. Los indicadores de ‘respuesta’ muestran la
extensión de la respuesta de la sociedad a las preocupaciones ambientales, para
mitigar, prevenir, detener y revertir la degradación ambiental y para preservar
y conservar la naturaleza y los recursos naturales (OECD 2001).
El modelo PER es flexible y puede ser ajustado para mayores detalles o para
rasgos específicos. Por ejemplo, la Agencia Ambiental Europea y otras han
modificado el marco sumándole dos categorías. “Impulsores” o indicadores de
fuerzas motrices para indicadores que describan presiones socioeconómicas
subyacentes, tales como el crecimiento de la población y el consumo, e indi-
188 J. Barr
tabla 4. Preguntas para obtener indicadores
de presión-estado-respuesta
Preguntas por responder
Tipo de indicadores
Qué muestran los indicadores
¿Qué pasa con el estado del
medio ambiente y de los
recursos naturales?
Indicadores de estado
Cambios o tendencias en el
estado físico o biológico del
mundo natural
¿Por qué está pasando?
Indicadores de presión
Presiones por parte de
actividades humanas que
puedan causar cambio
ambiental
¿Qué estamos haciendo al
respecto?
Indicadores de respuesta
Acciones adoptadas en
respuesta a los problemas y
preocupaciones ambientales
Fuente: adaptado de MAP 1998.
Figura 3. El marco Presión-Estado-Respuesta de la OCDE
Presiones
respuesta
Estado
Indirectas o impulsos
directos
Actividades
humanas
• Energía
• Transporte
• Industria
• Agricultura
• Otros (producción,
consumo, comercio)
Contaminantes
y generacion de
desechos
Uso de recursos
Ambiente y recursos
naturales
Información
Condiciones:
• Aire/atmósfera
• Agua
• Tierra/suelo
• Vida silvestre/Biodiversidad
• Recursos naturales
Respuestas
de la
• Otro
sociedad
Respuestas de la sociedad (intenciones-acciones)
Fuente: OECD 2003.
Agentes sociales económicos
y ambientales
• Administraciones
• Propietarios
• Empresas
• Regional
• Nacional
• Internacional
Los reportes del estado del ambiente 189
cadores de “Impacto” para responder a la pregunta ¿Por qué son significativas
las condiciones ambientales y los cambios?; por ejemplo, ¿qué impacto tienen
las presiones sobre los ecosistemas, el bienestar económico y social, y la salud
humana? (NIRO 2003).
La figura 4 ilustra el marco DPSIR para organizar a los indicadores de
biodiversidad para el tema de las especies invasoras. La presentación de un
“perfil del tema”, como éste, les permite a los responsables de la toma de decisiones reconocer los nexos entre la acción humana y los cambios ambientales,
y evaluar el éxito de las políticas propuestas.
Armonizando indicadores
La Conferencia de Naciones Unidas de 1992 sobre Medio Ambiente y Desarrollo (Cumbre de la Tierra) reconoció el importante papel que los indicadores
pueden jugar para ayudar a los países a tomar decisiones informadas respecto
Figura 4. El marco DPSIR para especies invasoras
Impulsos/Conductores
Economía (libre comercio)
Población (crecimiento, distribución);
consumo; tecnología, etc.
Presiones
Causas directas (agua de lastre,
comercio de bienes, turistas etc.)
Respuestas
Tratamiento (químico, biológico,
mecánico). Monitoreo público: nuevas
tecnologías. Educación: nuevas leyes/
regulaciones
Impactos
En ecosistemas; en la economía (pesca,
agricultura, costos de migración y
prevención).
Sociales: (empleos y salud humana, etc.)
Estado
Las características bioquímicas de
especies invasoras (¿qué especie es?,
¿dónde está?, ¿cuantas hay?)
Fuente: producido por la autora.
190 J. Barr
al desarrollo sustentable. La Agenda 21 hace un llamado a la armonización
de los esfuerzos, incluyendo la incorporación de un conjunto adecuado de
indicadores en informes y bases de datos comunes, fácilmente accesibles y
actualizadas constantemente (Shah 2004).
La Comisión para la Cooperación Ambiental (CCA) está coordinando los
esfuerzos de América del Norte para armonizar los indicadores en los tres
países. La CCA seleccionó un conjunto básico de indicadores para América
del Norte de los efectos ambientales en salud ambiental de los niños. También,
en colaboración con el PNUMA, la CCA está analizando las iniciativas sobre
indicadores en los tres países para evaluar el potencial que tendría el desarrollo
de un conjunto de indicadores ambientales norteamericanos.
Como miembros de la OCDE, Canadá, México y los Estados Unidos cooperan proporcionando datos que le permiten a la OCDE informar de manera
coherente acerca de las condiciones ambientales en los países que la conforman. Los miembros cooperan en el desarrollo de indicadores ambientales
internacionales armonizados, basándose en un acuerdo para usar el modelo
PER como un marco común de referencia. Los indicadores se identifican por
tres criterios básicos: relevancia para las políticas públicas y utilidad para los
usuarios, solidez analítica, y carácter mesurable. Los países miembros acuerdan usar el enfoque de la OCDE a nivel nacional al adaptar un conjunto de
indicadores a sus circunstancias nacionales e interpretarlas en el contexto
necesario para que adquieran su pleno significado (OCDE 2003).
Mientras que el desarrollo de indicadores ambientales para ciertos sectores
(como el forestal) y ciertos temas (como aire y agua) han logrado progresos
significativos, muchos menos avances se han alcanzado en el desarrollo de
indicadores para la diversidad biológica. Esto se debe a un conjunto de factores,
que incluyen la complejidad del tema, la incertidumbre científica asociada al
significado de las tendencias y una pobre comprensión de los procesos de los
ecosistemas y de sus funciones. Los indicadores más ampliamente utilizados
para la diversidad biológica se enfocan en las tendencias poblacionales de las
especies o grupos taxonómicos (las aves, por ejemplo, frecuentemente utilizadas como indicadores). El porcentaje de especies amenazadas o en peligro es
otro indicador de biodiversidad comúnmente utilizado en informes del estado
del medio ambiente. Los indicadores de diversidad genética y ecosistémica se
encuentran en una fase más temprana de desarrollo (CBIN 2004).
Esta falta de progreso se refleja en los pocos indicadores utilizados por la
CCA en su primer informe sobre el estado del ambiente en América del Norte.
La falta de datos y la dificultad para integrar la información de los tres países
Los reportes del estado del ambiente 191
también dificulta el desarrollo de indicadores. Las figuras 5-7 muestran los
indicadores de biodiversidad que fueron usados en el Mosaico de América del
Norte, publicado a finales de 2001.
Los datos de la figura 5 se obtuvieron del World Resources Institute, en
colaboración con el PNUMA, PNUD y el Banco Mundial y publicados en
informes de World Resources, que también intentan armonizar datos para
informar a nivel internacional.
La fuente original de datos para la figura 6 es la Unión Internacional
para la Conservación de la Naturaleza (UICN). Este indicador muestra que
una proporción significativa de las especies de plantas y de animales de
América del Norte está amenazada, en particular en México y los Estados
Unidos. El problema no se ve limitado de ninguna manera por las fronteras políticas entre los países. Tomados en conjunto, hay por lo menos 235
especies de mamíferos, aves, reptiles y anfibios amenazadas en América del
Norte, de las cuales 14 son compartidas por los tres países, 35 por México
y los Estados Unidos, 15 por Canadá y los Estados Unidos y 7 por Canadá
y México (CEC 2001).
La figura 7 muestra la tendencia en el número y tamaño de las áreas protegidas de América del Norte, de acuerdo a las Categorías I-VI del UICN.
Figura 5. Especies endémicas en Norteamérica
100
Porcentaje
80
60
40
20
Canadá
México
0
EUA
Mamíferos
Fuente: CCA 2001.
Aves
Angiospermas
Reptiles
Anfibios
Peces dulceacuícolas
192 J. Barr
Figura 6. Especies amenazadas de Norteamérica
100
Porcentaje
80
60
40
20
Canadá
México
0
EUA
Mamíferos
Aves
Angiospermas
Reptiles
Anfibios
Peces dulceacuícolas
Fuente: CCA 2001.
Figura 7. Tendencia en el número y tamaño de las
áreas protegidas de Norteamérica
3,500
Sitios/superficie (1,000 km2)
3,000
2,500
2,000
1,500
1,000
ANP
500
Cantidad
de sitios
0
1905
1915
Fuente: CCA 2001: 42. Año
1925
1935
1945
1955
1965
1975
1985
1997
Los reportes del estado del ambiente 193
Aunque haya un crecimiento evidente en el número de áreas protegidas, el
indicador no refleja el nivel de protección.
Los informes sobre el estado del ambiente y el desarrollo de los indicadores
dependen de los datos proporcionados por sistemas de monitoreo y por eso
es de particular importancia que mejoremos nuestra comprensión de todos
los elementos de la diversidad biológica si pretendemos desarrollar mejores
indicadores.
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junio de 2004.
Indicadores ambientales 195
12 Indicadores ambientales y retos
conceptuales para operar políticas
públicas
Cuauhtémoc León
En este ensayo se proponen y exploran, a partir de cuatro grandes apartados,
ciertos elementos conceptuales que vinculan las variables socio-económicas
con las territoriales y las propiamente ambientales. Se plantean también ciertos
retos que desde nuestra perspectiva son necesarios explicitar para dilucidar
relaciones entre fenómenos y procesos estudiados por disciplinas distintas
(las ciencias sociales y las naturales). Lo anterior es importante entre otras
razones porque el origen de los indicadores, lo que documentan, y su complementariedad está en función precisamente de reconocer las diferencias entre
esas disciplinas. Por otra parte, es importante plantear este tipo de reflexión,
particularmente porque es con base en sus resultados que se dan respuestas
y construyen propuestas de políticas públicas desde los diferentes sectores y
secretarías del gobierno, para una misma realidad, digamos interconectada.
1) Es un enigma qué significa y cómo hacer para pasar de indicadores sectoriales, construidos en y para una escala local a indicadores multisectoriales
de escala regional o global. Los indicadores mejor definidos son aquellos que se
diseñaron o están asociados a un sector, tienen sentido y aplicabilidad conocida, y generalmente cuentan con una fuente de datos con buena certidumbre a
escalas geográficas homogéneas y por llamarlas de algún modo, locales. Visto
así, habría un gradiente de definición y certidumbre en los indicadores que
decrece conforme aumenta la complejidad, ya sea que provenga del incremento
del número de sectores contemplados (de lo sectorial a lo multisectorial) o
195
196 C. León
bien por la escala geográfica (micro-macro, homogéneo-heterogéneo, localglobal). Hasta donde sabemos no hay traductores o herramientas conceptuales
para ser utilizadas en la interpretación de estos cambios o en la adaptación de
los indicadores respectivos.
Para un espacio sectorial dado habría, sin embargo, cierta facilidad para
transitar de escala, manteniendo la definición, validez o incluso la certidumbre, y explicar, interpolar o extrapolar utilizando los mismos indicadores; lo
que conllevaría a que sea posible mantener su aplicabilidad. Moverse con un
cambio de escala en un sólo sector o ámbito multisectorial (de local a global o
viceversa, siempre en el eje de las abscisas) sería en principio posible utilizando y adaptando los indicadores. Lo que hasta ahora parece estar en un vacío
conceptual o teórico es la transición, explicación, construcción o modelación
de lo local y sectorial a lo global-multisectorial, es decir, no hay elementos para
explicar (o incluso describir) las relaciones entre fenómenos locales y globales,
especialmente cuando se desea explicar vínculos o efectos causales.
Poder realizar las operaciones anteriores supone marcos teóricos que hasta
la fecha no existen. No hay una teoría de lo global. Independientemente de la
escala espacial que se desee utilizar, los indicadores de sustentabilidad hasta
ahora propuestos por los distintos artículos e instituciones, tienen menor
definición que aquellos sectoriales y netamente disciplinarios.
Independientemente de la escala espacial o temporal (otro problema que
no se abordará en esta ocasión) no hay hasta la fecha indicadores compuestos
que vinculen fenómenos socioeconómicos con biofísicos (o ambientales); a
lo más hay ciertos estudios que explican esto (García 1986). El divorcio entre
las ciencias sociales y las naturales se expresa aquí. Los indicadores explican
los procesos al interior de la disciplina pero no los vínculos con otros procesos, como sería el caso del Producto Interno Bruto (PIB), que por razones de
escala no incluye fenómenos de la microeconomía, como tampoco explica o
describe la evolución de la pobreza y mucho menos el deterioro ambiental.
Lo que hasta ahora no existe es la explicación de la relación entre crecimiento
económico y deterioro ambiental. En este tipo de matriz conceptual habrá
que esperar todavía algunos años para tener esquemas e indicadores que mezclen ambas esferas (y escalas), y mientras tanto será necesario simplificar los
esquemas interpretativos, tanto como sea posible, sin perder de vista que la
complejidad podría llevarnos a conclusiones falsas y riesgosas. Si bien no es
posible combinar indicadores, las correlaciones se irán develando conforme
se sistematice con cautela y se planteen claramente las dudas y limitaciones
de lo que se sabe y puede explicar.
Indicadores ambientales 197
2) Al interior de cada grupo o tipos de indicadores generalmente existen
al menos dos problemas, uno conceptual (enfoques) y, en consecuencia, otro
de comparabilidad (métodos para construirlo). La combinación de estos dos
problemas puede ser perniciosa, particularmente para la toma de decisiones.
Veamos esto con un ejemplo. En la construcción de la línea de la pobreza,
existen varios métodos cuyos resultados conducen a darle dimensiones a la
magnitud del problema y jerarquizarlo de manera distinta. En función de los
resultados se reconoce que hay varios millones de pobres más o menos, y por
tanto la gravedad del asunto y la inversión social para atenderlo son distintas
también, al grado de que para unas instituciones incluso la pobreza no es grave,
mientras que, dependiendo del método utilizado para estimarla, la presencia
de pobres puede incrementarse más de 50 % y, entonces, se reconoce como
uno de los problemas mas serios del país.
Al interior de cada enfoque (dentro de una misma disciplina) hay discrepancias conceptuales o incluso ideológicas además de las institucionales. Así
lo demuestra la discusión de la línea de la pobreza a la que acabamos de hacer
referencia. Entre otras implicaciones de las discrepancias entre enfoques, la
confirmación de que hay menos pobres de los originalmente imaginados
conllevaría una menor necesidad de inversión por parte del Estado para paliar los efectos de la pobreza. Dado que la relación entre pobreza y deterioro
ambiental no ha sido muy estudiada, aunque se propone que hay una espiral
decreciente que va de de mayor pobreza a mayor deterioro (Provencio et al.
1993), las diferentes apreciaciones también supondrían una necesidad de
conexión o coordinación de políticas públicas o de inversión intersectorial,
con magras experiencias.
En este contexto y ante el interés de los profesionales de las ciencias
naturales por comprender la relación entre la pobreza y el deterioro, o de
realizar modelos que relacionen algún fenómeno ambiental (ecológico) con
la pobreza (social), se corre el riesgo de que, en aras de la simplificación, se
tomen y mezclen indicadores provenientes de las instituciones sectorizadas
o de las ciencias sociales, lo que podría llevar a resultados y/o correlaciones
más que riesgosas.
Si, por un lado, se documenta el deterioro ambiental en cualquiera de sus
muchas vertientes, y por otro, el deterioro social y económico con indicadores
que obedecen a dinámicas y lenguajes distintos dados por su origen disciplinario o institucional, el intercambio, interconexión o expresión territorial de los
indicadores que puede ir desde de un poblado hasta una cuenca, enfrentarán
algo que podríamos denominar dislexia o esquizofrenia de interpretación. Un
198 C. León
ejemplo sobre simplificado de este riesgo sería, por ejemplo, querer estimar el
Producto Interno Bruto (PIB) de una cuenca, la pobreza de una zona forestal,
la biodiversidad de un municipio o la deforestación de un pueblo. En todos
estos casos la definición y los límites territoriales de unos y otros son incompatibles, por ejemplo, el PIB a lo más está definido para el país o un estado y
sus recortes son inexistentes.
El llamado del Instituto Mundial para los Recursos (WRI 2002) toma
relevancia: “la creciente presión sobre los ecosistemas no sólo está vinculada
al aumento de la población. De hecho, es más una cuestión de qué y cuánto
consumimos”; lo que buscamos no son las relaciones directas simples, para
los ambientalistas esto se pone en evidencia cuando hablamos del consumo,
así, el efecto de la ganadería no es importante ni por el número de cabezas
de ganado ni por los ranchos o el número total de propietarios, sino por el
tipo de prácticas productivas, la extensión (no estabulados) y por el hecho
de que se da en el trópico húmedo. La expansión de la ganadería en México
no puede correlacionarse con el incremento de la población en términos
absolutos, sino que debe considerar los patrones de consumo que nos obligan a verificar parámetros como el número de los habitantes urbanos y los
volúmenes de exportación, así como las políticas públicas que la subsidiaron.
En este sentido y ante la escasez de recursos naturales, la nueva agenda de
indicadores seguramente deberá documentar las relaciones del territorio y el
potencial de conflictos.
3) El reto más importante no es solamente lograr identificar indicadores
que muestren de mejor manera procesos ecológicos o biológicos complejos
de manera explicita, sino particularmente vincularlos a fenómenos sociales
y económicos, es decir, a los indicadores de esas otras dimensiones.1 Lo más
común y, hasta cierto punto impresionante, es que la simplificación de los
indicadores conlleva a seleccionar unos cuantos de mucho significado social
(lo ideal) y a mantenerlos separados en las tres grandes dimensiones: social,
económica y ambiental. Éste es el caso de los indicadores de Gran Bretaña.
La medición, o al menos la contabilidad de la sustentabilidad vista como la
evolución del sistema humano, está ante un reto del conocimiento, ya que entendemos de manera separada o segmentada la realidad, y deseamos mediante
1 “Ha habido un creciente interés en los últimos años en el uso de indicadores
para monitorear el cambio. El desarrollo de indicadores útiles requiere no solo
entender los conceptos y definiciones sino también un buen conocimiento de
Indicadores ambientales 199
tres libros de contabilidad ver si por serendipia surge algo de entendimiento
o el indicador compuesto, que simplificado y unificado sea suficientemente
claro para los estudiosos, pero sobre todo, para los políticos.
Ante la enorme confusión que esto provoca, es común que en reuniones
sobre problemas ambientales se limite o acote lo ambiental a un tipo de agenda,
sea verde o gris (preferentemente una u otra), y posteriormente a lo terrestre o
a lo marino, a lo urbano o lo rural, y así sucesivamente. El carácter, necesidad
del enfoque y trabajo intra e interdisciplinario, se vuelve un mantram tanto
como la invocación o necesidad de la “sustentabilidad”.
Me refiero a un efecto difícil de entender, que deriva de las condiciones
institucionales que conducen a trabajar de manera sectorial o disciplinaria,
casi inevitablemente, y por otro lado, a la difícil tarea del trabajo en equipo
que requiere de mucho tiempo y de condiciones institucionales que lo propicien y garanticen, lo cual implica para cualquier profesional la necesidad de
aprender otro lenguaje.
4) A los clásicos aspectos ambientales, entendidos como la agenda que
clasifica los problemas y sus soluciones, que por consenso se le conoce como
verde y café-gris, ahora se suman nuevos procesos, poco estudiados pero a la
vez de gran importancia derivada de su virulencia (ritmo) y magnitud (superficie e impacto). Dichos fenómenos se están documentando de manera muy
reciente por lo que existen pocos elementos analíticos que a su vez impiden
y dificultan la creación o construcción de indicadores.
Entre los temas o procesos emergentes podemos citar a los fenómenos
urbanos y su relación con la geografía, algo que podríamos denominar área
de influencia o zonas tributarias. Una forma de visualizar esto es a través de
la representación de las zonas urbanas en un mapa en el que, dependiendo
de la escala, las ciudades pueden aparecer como diminutos puntos, pero el
contraste y la dificultad de la representación es que no corresponden con el
fuerte impacto ambiental que provocan a gran distancia del propio punto.
La representación mental o geográfica de estas relaciones o de su influencia
es complicada. El espacio vinculado a esos puntos puede ser “vecinal” (los
alrededores de la ciudad) o distante y por tanto determinado por lo que hace
las necesidades de políticas (públicas). De hecho la clave de un buen indicador
radica en el vínculo que hay entre la medida de alguna de las condiciones ambientales con las opciones prácticas de políticas.” World Bank Environmental
Economics and Indicators.
200 C. León
la propia ciudad. Este sería el caso de los trasvases de cuencas para el abasto
de agua, las “exportaciones” de aguas negras o aire contaminado (conocido
como metabolismo urbano). También existen importantes efectos a mayor
distancia derivados de los niveles y patrones de consumo, como por ejemplo la
ganadería del trópico para abastecer de carne a la ciudad de México o la generación de energía eléctrica y sus impactos ambientales. Si bien lo más cercano
a modelar este tipo de influencias es la propuesta de la “huella ecológica”, este
tipo de fenómenos es difícil de representar a partir de indicadores.
Otra particularidad de este problema se expresa en el divorcio conceptual y
sectorial del propio territorio, que conduce a políticas públicas incompatibles,
no complementarias y contraproducentes. Mencionaré dos formas o casos,
uno del espacio rural y otro de la frontera urbana.
Con respecto al territorio rural del país, donde se expresa la agenda verde
y donde las selvas, bosques, matorrales, montañas, ríos y lagos pertenecen
a, o están habitados por campesinos, ejidatarios o propietarios particulares,
por un lado, estarían aquellos que entienden el territorio como un espacio
productivo y social (léase Sagarpa), y para el mismo territorio, quienes lo
entienden o ven como un espacio ecológico, con biodiversidad o garante de los
servicios ambientales (léase Semarnat). Uno y otro tienen políticas dirigidas
a lograr sus propósitos, los habitantes son vistos y atendidos por instrumentos, subsidios, inversión, promoción productiva, conservación de recursos, y
demás programas que no reconocen o ignoran unas y otras condicionantes,
para un punto dado del mapa, hay dos concepciones del actor social y de
sus capacidades o problemas. El clásico ejemplo es el impacto asociado a
Procampo que estimulaba el desmonte por lograr un subsidio al cultivo del
maíz en tierras inapropiadas para el mismo, y por el que perdimos bosques y
selvas al avanzar inadecuadamente la frontera agrícola.
En el caso del espacio rural de México, la Secretaría de Agricultura, Ganadería, Alimentación y Pesca es la responsable, entre otras cosas, de impulsar
y concebir el desarrollo rural. Las políticas de urbanización que determinan
la calidad de vida de los habitantes de los pueblos y ciudades, dependen de
otra secretaría, en este caso Sedesol; esto es incluso válido a nivel estatal o
municipal para aquéllas instituciones encargadas de la vivienda. Sin embargo,
formalmente podría decirse que en el territorio los fenómenos económicos de
uno y otro sector no son independientes, esto es, si lo que rodea a una ciudad es
una zona agrícola (con buenas tierras, como sucede en casi todas las ciudades),
el crecimiento urbano se da precisamente sobre ellas. El valor productivo agrícola no compite con el valor de suelo inmobiliario, la expansión urbana puede
Indicadores ambientales 201
entenderse como una expresión de mecanismos económicos: la superficie productiva, digamos una hectárea, de algún cultivo competirá contra el valor de la
misma hectárea pero como vivienda. El resultado es que la tierra se vende para
vivienda. En este caso una y otra secretaría intervienen en el mismo territorio,
y lo enfrentan y ven desde enfoques y disciplinas distintas.
Lo mismo sucede con el territorio productivo rural (Sagarpa) y el territorio propiamente ambiental (Semarnat), siendo la misma extensión de suelo
(sea un metro cuadrado productivo, comunal, arbolado o no), para unos
y para otros es diferente e incluso excluyente. Los indicadores utilizados o
construidos son finalmente distintos, exactamente para el mismo territorio.
Una consecuencia de esto son las superficies ganaderas, forestales o agrícolas
reportadas por el INEGI y por las otras secretarias, que se traslapan y cuya
suma es difícil o no cuadra.
Continuemos en esta perspectiva del divorcio de los fenómenos y de las
políticas que los enfrentan. No parece que a corto plazo se vaya a modificar el
hecho de que el territorio esté segmentado por las estructuras institucionales
gubernamentales. En el caso de grandes superficies agrícolas particularmente
de temporal, el suelo productivo es tema de una secretaría, la propiedad y su
regulación de otra(s), este espacio que se erosiona o empobrece, que se expande
a expensas de bosques es, en términos de servicios ambientales (el valor físico,
químico, biológico del suelo, la infiltración, su potencial para reconvertirlo a
cultivo perenne o bosque), relativamente ignorado por la Secretaría de Medio
Ambiente. Incluso para los encargados de ver el territorio como cuencas, el
espacio productivo agropecuario está segmentado. Con frecuencia, las acciones que se podrían emprender desde una u otra dependencia se enfrentan
con las regulaciones y atribuciones de otra.
En el caso de consumo de agua, el subsidio de áreas aledañas a las ciudades
crece a ritmos asombrosos. Las ciudades como Hermosillo, Coatzacoalcos,
Guadalajara o la Ciudad de México dependen del agua que se trae de distancias crecientes. De esta manera esos puntos inducen, someten o al menos se
relacionan de manera novedosa e intensa con elementos del territorio o del
paisaje cada vez más distantes. Así, el desarrollo rural, sea de los alrededores
de la ciudad, de las zonas de abasto de alimentos o de agua (localizadas a
mayor distancia) está determinado cada vez más por los patrones de consumo de las ciudades. No contamos con indicadores para estimar o medir esta
situación. La transición social que enfrentamos en términos de las relaciones
entre las ciudades y las zonas de abasto de agua se perfila como un espacio
institucional y de relaciones económicas distintivas, nuevas y hasta ahora
202 C. León
inexistentes; las que hasta el momento aparecen como zonas tributarias que
recibirán creciente presión por parte de las zonas urbanas están siendo ahora
exploradas por incipientes esfuerzos institucionales relativamente informales,
como lo son hasta ahora el pago de servicios ambientales.
También podría decirse que a pesar de movernos aún en una especie de
caja negra con conceptos todavía borrosos, hay una imperiosa necesidad para
abandonar ese estado de estupor que generalmente conduce a documentar solamente la desgracia ambiental, para pasar a un esfuerzo por divulgar e influir
en las políticas públicas y actitudes de la población para frenar y modificar
las tendencias de ese deterioro. Los indicadores construidos y documentados hasta ahora incluyen cada vez más aspectos analíticos que vinculan esos
fenómenos con las esferas de las implicaciones y de los procesos causales, de
tal manera que muy pronto veremos que los ecólogos se animarán a fijar los
umbrales de la vulnerabilidad de poblaciones y ecosistemas, para exponer
las consecuencias de haber traspasado los umbrales de la recuperación de
los mismos. De aquí se desprende que es indispensable invitar a los distintos
profesionales de todas las disciplinas a hablar de umbrales, proponer indicadores y su vínculo con los umbrales y relacionarlos con las implicaciones en la
salud, en la economía o en la producción de alimentos. Y con esto seguramente
nos iremos acercando a influir y construir políticas públicas más robustas y
congruentes para enfrentar los actuales retos de la humanidad.
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Indicadores biofísicos 205
13 Indicadores biofísicos
en sedimentos acuáticos
Ma. Luisa Machain-Castillo y
Ana Carolina Ruiz-Fernández
Introducción
La salud del ambiente es motivo de preocupación en nuestros días debido a
la rápida modificación del entorno causado por el desarrollo de actividades
antropogénicas y el consecuente efecto que la degradación del ambiente tiene
sobre la población humana. Para evaluar en qué condiciones se encuentra un
ambiente en particular se han propuesto una serie de indicadores que proporcionan una medida de la calidad del ecosistema. Estos indicadores pueden
estar relacionados con las características biológicas, físicas, de calidad del agua
o del sedimento, así como con factores socioeconómicos, antropogénicos o
de manejo. Entre las características necesarias para ser un buen indicador
se incluyen: que sea fácilmente medible, preciso, consistente, sensible a los
cambios y simple. Su selección estará basada principalmente en los objetivos
particulares del estudio en cuestión, así como en el tipo de ecosistema o comunidad, su tamaño, complejidad, etc.
Los indicadores biofísicos en el sustrato
sedimentario
El sedimento está formado por partículas tanto de origen biológico como de
origen inorgánico; por tanto, el estudio de sus características aporta informa205
206 M. Machain y C. Ruiz
ción tanto de factores bióticos como abióticos de relevancia para la evaluación
de cualquier sistema acuático. Los sedimentos pueden ser considerados como
un banco de información ambiental ya que tanto los procesos naturales como
las actividades antropogénicas que se realizan en los alrededores de los cuerpos
de agua y sus cuencas de drenaje dejan, directa o indirectamente, una huella en
el registro sedimentario. Ésta es la razón por la cual el estudio de los sedimentos es de especial relevancia en los programas ambientales relacionados con
cambios climáticos regionales y en los programas de control de contaminación
acuática (Håkanson 1984). La presente contribución se enfocará en el estudio
de los dos tipos de constituyentes sedimentarios (orgánicos e inorgánicos) e
incluirá la descripción de aquellos parámetros clave que permiten evaluar
no sólo el estado presente del sistema, sino también reconstruir la evolución
temporal de las condiciones del ambiente, a partir de la determinación de
abundancia y asociaciones de especies de organismos fósiles, así como de
la evaluación de las tasas de sedimentación y las concentraciones y flujos de
materia orgánica y nutrientes (carbono y nitrógeno).
Organismos fósiles
Dentro de los componentes de origen biótico, existen numerosos organismos
con estructuras resistentes que al morir escapan a la degradación bacteriana,
entre otras, y se preservan en el sedimento. Algunos de estos organismos
mantienen una relación estrecha con su ambiente y una alta especificidad por
su microhábitat, por lo que su presencia indica características específicas. Los
foraminíferos y los ostrácodos son dos grupos de tales organismos. Los foraminíferos (orden Foraminifera) son protozoarios ameboideos microscópicos
acuáticos, que en su gran mayoría forman una testa secretada de carbonato
de calcio o aglutinada de los materiales circundantes. La mayoría de estos
organismos viven en el medio marino, donde juegan un importante papel en
la cadena alimenticia y en los ciclos biogeoquímicos de compuestos orgánicos
e inorgánicos. Los estudios sobre la ecología de este grupo han alcanzado un
gran auge debido a su gran potencial como indicadores ambientales tanto
en el presente como en el pasado histórico y geológico (Whatley 1988). En
el campo de la contaminación se han realizado varios trabajos sugiriendo la
utilidad de este grupo como indicadores de contaminación marina. (Shafiri
et al. 1991, Yanko et al. 1999).
Los ostrácodos son artrópodos (clase Crustacea, subclase Ostracoda)
generalmente de tamaño microscópico, cuyo cuerpo está encerrado por un
Indicadores biofísicos 207
caparazón bivalvo. Viven en todos los ambientes acuáticos y muchos de ellos
se encuentran adaptados a parámetros específicos del medio tales como salinidad, tipo de sustrato, cantidad y calidad de nutrientes, entre otros. Al morir,
los caparazones de ambos grupos se preservan en el sedimento y registran las
características ecológicas del ambiente en que vivieron, por lo que han sido
ampliamente utilizados en estudios ecológicos y paleoecológicos (DeDeckker
y Forester 1988).
Algunas de las características que permiten que tanto foraminíferos como
ostrácodos sean utilizados como indicadores ambientales son las siguientes:
Especificidad ambiental. Varias especies presentan rangos estrechos de tolerancia a parámetros ambientales. En el Golfo de México se han determinado
asociaciones de ambos grupos característicos de diferentes profundidades
de plataforma, talud, zona batial y abisal (Pong 1981, Machain-Castillo et al.
1990). Asimismo, se han reconocido asociaciones dentro de la plataforma
interna y media, representativas de las provincias terrígena y carbonatada
(Machain-Castillo 1989). La asociación de ostrácodos dominada por Cytherella
vermillionensis Kontrovitz, es indicativa de la masa de agua cálida y de alta salinidad (36.5 a 37 ups) de la plataforma continental del Golfo de Campeche.
Amplia distribución. Como grupos, los foraminíferos y los ostrácodos se
encuentran distribuidos en todos los ambientes acuáticos. Los foraminíferos
son primordialmente marinos, los ostrácodos se presentan tanto en medios
dulceacuícolas como salobres y marinos, y resultan grupos característicos y
fácilmente diferenciables para cada tipo de salinidad, por lo cual son de gran
utilidad en los cambiantes ambientes costeros.
Tamaño. El tamaño promedio de ambos grupos es de 0.5 mm, aunque
algunos ejemplares de foraminíferos fósiles han alcanzado hasta varios centímetros. Su tamaño hace posible que en muestras pequeñas se puedan obtener
grandes cantidades de organismos, y por lo tanto es posible tener poblaciones
estadísticamente representativas.
Preservación en los sedimentos. Sus testas resistentes permiten su preservación en los sedimentos, y con ellas la preservación de las características
ambientales en las cuales habitaban.
Rápido crecimiento y ciclos reproductivos cortos. Los foraminíferos presentan una serie de complejas alternancias entre reproducción sexual y asexual.
Aunque no se conocen los ciclos de vida de todas las especies de estos grupos,
se conocen varias especies de foraminíferos que poseen ciclos de vida cuya
duración va de de unos meses a un año, además de ser de rápido crecimiento
(Walton 1964). Las ventajas que esto les confiere son la rápida obtención de
208 M. Machain y C. Ruiz
respuestas a las modificaciones ambientales y la preservación de las mismas
en su registro sedimentario. Lo mismo sucede con los ostrácodos que, al
crecer por medio de mudas, pueden preservar en el caparazón de cada una
de ellas, el registro de los cambios ecológicos en períodos cortos de tiempo.
(Palacios-Fest y Dettman 2003).
Calcificación rápida. Los ostrácodos, como otros crustáceos, crecen por
mudas. Presentan hasta ocho estadios larvarios, y al pasar de uno a otro
desechan el caparazón y secretan uno nuevo de mayor tamaño. Durante la
secreción del nuevo caparazón, el organismo incorpora, junto con el carbonato
y el calcio, otros elementos afines disponibles en el medio, como magnesio,
estroncio, cadmio, bario u otros contaminantes presentes. Este proceso tarda
de 1 a 2 días y los elementos presentes no varían una vez que el caparazón
ha calcificado. Lo anterior puede ser de gran utilidad para la determinación
de contaminantes en el medio, ya que a diferencia de otros organismos que
acumulan o degradan la cantidad de contaminantes que han absorbido, el
caparazón de los ostrácodos los mantiene en las mismas concentraciones que
se presentaban al momento de su calcificación y permite conocer su cantidad
en proporciones inalteradas.
Respuesta al cambio ambiental
La respuesta de estos organismos al cambio ambiental puede ser de diversas
formas. Las poblaciones pueden cambiar en cuanto a su diversidad y abundancia, así como en lo que a la estructura de la población, a su morfología,
ultraestructura o a su composición química se refiere.
Estructura poblacional. Al igual que en otros organismos, en condiciones
de estrés ambiental la diversidad disminuye debido a que un menor número
de especies puede tolerar dichas condiciones. Sin embargo las especies que
se pueden adaptar, particularmente si la cantidad de alimento no es una
limitante, tienden a desarrollarse en grandes números, debido a la falta de
competencia. En las zonas de bajo contenido de oxígeno del Pacífico mexicano
se encuentran abundantes poblaciones de foraminíferos bentónicos con baja
diversidad, diferentes a las poblaciones en las mismas donde la cantidad de
oxígeno no es limitante (Pérez-Cruz y Machain-Castillo 1990, Sen Gupta y
Machain-Castillo 1993). La composición taxonómica de los ostrácodos en la
zona de plataformas de extracción petrolera del Golfo de Campeche es similar a aquella de las áreas aledañas, sin embargo, sus patrones de abundancia
cambian. Hay una tendencia general hacia el aumento en el número de or-
Indicadores biofísicos 209
ganismos, relacionado con el aumento de materia orgánica en el sedimento.
(Machain-Castillo y Gío-Argáez 2004).
Morfología. Se han documentado una serie de respuestas morfológicas a
diversas escalas en ambos grupos de organismos en respuesta a cambios ambientales. En las zonas de oxígeno mínimo del Golfo de Tehuantepec se registró
que las testas de foraminíferos del género Hanzawaia presentaban poros más
numerosos y de mayor tamaño en condiciones hipóxicas por debajo de 0.5
mL/L, que en áreas donde la concentración de oxígeno disuelto era mayor a
1 mL/L (Pérez-Cruz y Machain-Castillo 1990). Leuteneger y Hansen (1979)
encontraron que las mitocondrias (organelos celulares responsables de la respiración) en el protoplasma de foraminíferos bajo condiciones de hipoxia se
encontraban dispuestas alrededor de los poros, mientras que en foraminíferos
bajo condiciones normales de contenido de oxígeno las mitocondrias tendían
a estar diseminadas por todo el protoplasma.
Se han reportado testas de foraminíferos deformadas en áreas de alta
contaminación por aguas negras, desechos industriales y otros (Boltovskoy
et al. 1991, Alve 1995, Yanko et al. 1998) Las deformidades, al igual que su
frecuencia, pueden ser muy variadas. Yanko et al. (1998) reportan que al menos 30% de todos los foraminíferos en áreas contaminadas del norte de Israel
presentaban al menos algún tipo de deformidad. Mas aún, Yanko et al. (1999)
sugieren que la posibilidad de deformidades específicas en algunas especies.
Por ejemplo, Adelosina cliarensis exhibe un aumento en la deformación de sus
testas en respuesta al decremento en salinidad, mientras que Amphistegina
lobifera parece mostrar esta tendencia conforme aumenta la concentración
de cadmio. La especie Cibicides advenum responde al aumento en la concentración de cromo y Psedotriloculina subtriangulata al de titanio.
Los ostrácodos no marinos del género Cyprideis presentan tubérculos
fenotípicos con las condiciones cambiantes de salinidad. En el pantano de
Cobweb, en el sur de la Península de Yucatán, se detectaron cambios en la
línea de costa y la influencia de prácticas agrícolas de los mayas en la zona
mediante diversos grupos de microorganismos, incluyendo la presencia/ausencia de tubérculos fenotípicos en ostrácodos (Machain-Castillo et al. 1992,
Alcalá-Herrera et al. 1994).
Composición química del caparazón. Varios autores han investigado el
efecto de las concentraciones elevadas de metales pesados en el sedimento en
la morfología y la química de las testas de foraminíferos. Sharifi et al. (1991)
mostraron que las testas deformadas contenían una alta proporción de metales
tales como cobre y zinc, y Yanko y Kronfeld (1993) encontraron que las testas
210 M. Machain y C. Ruiz
deformadas presentaban un aumento en la tasa de Mg/Ca. Yanko et al . (1998)
encontraron una estrecha correlación entre la presencia de testas deformadas,
piritización y decremento de la diversidad y abundancia con la contaminación
por metales pesados. En zonas contaminadas con altas concentraciones de
H2S y deficientes en oxígeno se han encontrado altos porcentajes (2-50%) de
testas piritizadas (Yanko y Kravchuk 1992).
En cuanto a los ostrácodos, Holmes y Chivas (2000) sugieren que los
elementos traza en su caparazón pueden reflejar niveles de contaminación
urbana e industrial por metales que puedan ser incorporados en la molécula
de calcita tales como cobalto, níquel, cobre, cadmio, zinc o plomo; sin embargo,
lo anterior aún ha sido poco explorado.
Tasas de sedimentación
La acumulación de material sedimentario puede evaluarse a partir de la tasa
de sedimentación (acumulación vertical por unidad de tiempo, cm año-1) o
por medio de la tasa de acumulación sedimentaria (peso del material por
unidad de área y tiempo; g cm-2 año-1), siendo esta última, una medida más
apropiada pues toma en consideración tanto la compactación de los sedimentos más profundos a causa del apilado de las capas de sedimento más
superficiales, como los cambios en la densidad (y por ende, la composición)
de los sedimentos.
Los cambios en el aporte de sedimentos en un cuerpo de agua son indicativos
de su funcionamiento y de su estado. Entre las causas naturales más importantes
que determinan este aporte se encuentran el clima (precipitación, estacionalidad), geología, topografía, vegetación y el tamaño de la cuenca de drenaje. La
deforestación y el cambio en el uso del terreno (creación de campos agrícolas o
de zonas urbanas) son factores que refuerzan los procesos erosivos y, por tanto,
el incremento en las tasas de acumulación. Conocer las variaciones en las tasas
de acumulación de un sistema tiene dos ventajas: (1) evaluar el azolvamiento
(y la pérdida de tiempo de vida del sistema) a través del tiempo y (2) estimar el
flujo de los componentes del sedimento, que se calcula como sigue:
F=w*x
donde F es el flujo del componente de interés (g cm-2 año-1), w es la tasa de
acumulación sedimentaria (g cm-2 año-1) y x representa la concentración específica (mg g-1) del componente en cuestión (C, N, metales pesados, etc.).
Indicadores biofísicos 211
Las tasas de sedimentación y acumulación en sedimentos recientes pueden ser obtenidas de una manera confiable a partir del fechado con 210Pb en
núcleos sedimentarios de buena resolución, es decir, cortados en intervalos
de 0.5 a 1 cm de espesor. El 210Pb es un radionúclido de vida corta, miembro
de la cadena natural del 238U, que es útil para estimar edades en sedimentos
inalterados, en un periodo de hasta 100 o 150 años. En la figura 1(a) se presenta el perfil de 210Pb por medio del cual se reconstruyó la geocronología de
la acumulación de metales pesados (Cu, Pb y Cd; figura 1(b) en el Golfo de
Tehuantepec [Ruiz-Fernández et al. 2004].
Figura 1. (a) 210Pb en exceso con respecto a la profundidad
y 1(b) flujos de metales en el Golfo de Tehuantepec
(a)
PBxs (Bq kg-1)
210
(b)
10 100 1,000
Flujos de Cu, Pb (ξ g cm-2 y-1)
0 10 20 30 40 50
0
2
3
4
5
6
R2 = 0.98
Año
Profundidad (cm)
1
2000
1980
1960
1940
1920
1900
1880
1860
Pb
Cu
Cd
0123
7
Flujos de Cd (ξ g cm-2 y-1)
8
Materia orgánica en sedimentos
El término materia orgánica se refiere a la mezcla de lípidos, carbohidratos,
proteínas y otros compuestos producidos por los organismos que han vivido
en y alrededor de los cuerpos de agua (Meyers 1997). La materia orgánica
de origen natural puede ser producida in situ o transportada de la cuenca de
drenaje por transporte eólico o escorrentía (Kordel 1997). También existen desechos de origen antropogénico ricos en materia orgánica, como los desechos
urbanos y los efluentes de plantas procesadoras de alimentos, de la industria del
212 M. Machain y C. Ruiz
papel y las granjas de cultivo acuícola. Usualmente el contenido de la materia
orgánica se estima a partir del contenido de carbono orgánico (Corg) en los
sedimentos o a través de las pérdidas por ignición (LOI) a 550 º C.
La diagénesis temprana de la materia orgánica es la combinación de procesos biológicos, químicos y físicos que destruyen entre 30 y 99 % de la materia
orgánica durante la sedimentación, usualmente influenciados por la acción
bacteriana, así que la concentración de materia orgánica presente en la columna
sedimentaria es en realidad la fracción remanente que ha escapado de la remineralización (Radke et al. 2003). Conforme se consumen las fracciones más lábiles
de la materia orgánica en los sedimentos y se forman las sustancias húmicas
refractarias, la reactividad del material orgánico remanente respecto a la sulfatoreducción bacteriana decrece con el tiempo, de modo que las concentraciones
de materia orgánica presentes en la columna sedimentaria mostrarán un perfil
exponencial con relación a la profundidad de enterramiento de los sedimentos
(Müller y Mangini 1980). Asumiendo que se cuenta con una columna sedimentaria razonablemente preservada, las alteraciones en la tendencia exponencial
de la concentración de la materia orgánica en los sedimentos indicarían que el
equilibrio del sistema podría estar siendo impactado por cambios climáticos
regionales o por actividades antropogénicas.
Generalmente la acumulación de materia orgánica es mayor donde hay
mayor precipitación y temperaturas mas frías, así como es mayor la descomposición en climas mas calientes y secos. (AESA 2005); asimismo, los sedimentos
por debajo de aguas anóxicas contienen mayor concentración de materia orgánica que aquellos que se encuentran bajo aguas oxigenadas, aunque el elevado
contenido de materia orgánica en sedimentos anóxicos no es consecuencia de
las condiciones anóxicas sino más bien de la alta productividad que dio origen a
las condiciones anóxicas (Deuser 1975). La concentración de materia orgánica
comúnmente se incrementa conforme disminuye el tamaño de grano y por lo
tanto, las concentraciones de materia orgánica son mayores en las áreas más
profundas de los cuerpos de agua, donde los sedimentos finos se depositan
más lentamente que en las zonas someras donde se acumulan los sedimentos gruesos (Meyers y Teranes 2001). Adicionalmente, el aporte de materia
orgánica puede aparecer diluido por la adición de partículas sedimentarias
clásticas como en el caso del incremento del aporte sedimentario por erosión
en la cuenca de drenaje, o incrementadas por la disolución de carbonatos en
el caso de ambientes acidificados (Dean 1999). En la figura 2 se presenta un
ejemplo de un perfil de materia orgánica del maars Lago Verde, en la Sierra
de los Tuxtlas, Veracruz, en el cual se observan dos secciones subsuperficiales
Indicadores biofísicos 213
del núcleo (entre 9 y 50 cm) que muestran decaimiento exponencial respecto
a la profundidad y una sección superficial en la que el contenido de materia
orgánica está siendo “diluido” por el aporte de sedimentos empobrecidos en
constituyentes biogénicos (Ruiz-Fernández et al. en prensa).
Figura 2. Perfil de Corg en Lago Verde
Corg (%)
0.0 0.5 1.0 1.5
0
y = 0.53x - 0.74, r2 = 0.82
Profundidad (cm)
10
20
y = 123.2e-0.13x
r2 = 0.92
30
40
Y = 107.5e
r2 = 0.64
50
La proporción C/N en sedimentos
El nitrógeno se considera uno más de los indicadores de abundancia de la
materia orgánica, ya que es prácticamente inexistente en la porción mineral
de los sedimentos. Al igual que el Corg, tiene su origen principal en el material
detrítico alóctono y el tejido de los microorganismos autóctonos, siendo ésta
la razón principal por la cual existe una fuerte correlación positiva entre los
contenidos de materia orgánica y de nitrógeno total en la columna sedimentaria (Håkanson, 1984) (figura 3).
La proporción de Corg/Nt, además de ser un indicador de condiciones
tróficas de los cuerpos de agua, sirve igualmente como indicador de procedencia de la materia orgánica. La materia orgánica autóctona es mas rica
en compuestos proteínicos de bajo peso molecular, ricos en nitrógeno y de
baja proporción C/N (típicamente < 10), en tanto que la materia orgánica
alóctona terrestre se encuentra enriquecida en material húmico, que tiene
214 M. Machain y C. Ruiz
Figura 3. Perfiles de nitrógeno y Corg en el estuario del río Culiacán.
Ambos componentes tienen un patrón de acumulación muy similar
y presentan una alta correlación positiva (r=0.96, P<0.05)
(Ruiz-Fernández et al. 2002)
3
30
2
1
20
15
N OC
10
Corg (mg-1)
N (mg g-1)
25
5
0
1860 1880 1900 1920 1940 1960 1980 2000
0
Año
un peso molecular más elevado, es rica en compuestos de carbono y la proporción C/N tiende a ser mucho mas elevada, con valores que oscilan entre
20 y 30 (Meyers y Ishiwatari 1993). La proporción C/N>10–12C es típica de
sedimentos superficiales de lagos mesotróficos-eutróficos y, en general, los
valores por debajo de este intervalo indican un incremento en la productividad primaria, usualmente provocada por contaminación antropogénica. El
aumento en estos valores es característico de lagos distróficos, alimentados
por aguas ricas en sustancias húmicas arrastradas desde la cuenca de drenaje
por lluvia y escorrentías (Punning y Tõugu 2000). En la figura 4 se presenta
como ejemplo el perfil de C/N en sedimentos del estuario del río Culiacán, en
Sinaloa (Ruiz-Fernández et al. 2002), en el cual se observa que las proporciones
típicas del sistema, hasta antes de la apertura de los campos agrícolas del valle
de Culiacán, correspondían a la materia orgánica fitoplanctónica (18-30 cm),
y a partir del desarrollo agrícola de la región esta señal muestra la influencia
del aporte terrestre al provocar un incremento en las proporciones de C/N
en los sedimentos mas superficiales.
Adicionalmente, los valores de C/N en un perfil sedimentario pueden
también disminuir debido a la deforestación de la cuenca de drenaje. La tala
de la vegetación original generalmente está asociada a la pérdida de Corg por
la combustión y descomposición de la cubierta vegetal original, al igual que la
Indicadores biofísicos 215
Figura 4. Perfil de C/N en el estuario del río Culiacán
C:N
0 5 10 15 20
0
Profundidad (cm)
5
10
15
20
25
30
erosión de los suelos, que provocará la exposición de capas subsuperficiales,
pobres en carbono (Grünzweig et al. 2004). En la figura 5 se muestra el perfil
de C/N en un núcleo sedimentario recolectado en Lago Verde, en el estado
de Veracruz, en el que se observa una reducción en la proporción de C/N en
las capas superficiales, que fueron atribuidas a un incremento en la tasa de
erosión de la cuenca de drenaje, debido a la severa deforestación que se ha
llevado al cabo en la Sierra de Los Tuxtlas en las últimas décadas (Ruiz-Fernández et al. en prensa).
Figura 5. Perfil de C/N en Lago Verde, Veracruz
C /N
10 11 12 14
0
Profundidad (cm)
10
20
30
40
50
216 M. Machain y C. Ruiz
Conclusiones
El registro sedimentario a través de sus diversos componentes es un fiel indicador de los procesos tanto naturales como de influencia antropogénica, que
se llevan a cabo no sólo dentro de los cuerpos de agua, sino de sus cuencas
de drenaje.
De la larga lista de indicadores biofísicos de probada eficiencia en la
evaluación de la salud del medio acuático, los relacionados con la composición y calidad del sedimento tienen la ventaja de que permiten evaluar
no sólo el estado actual del sistema, sino también reconstruir la evolución
temporal de las condiciones del medio y establecer las causas que han
provocado los cambios observados. Sin embargo, el punto crucial en la
reconstrucción de la historia ambiental de un sistema implica la obtención
de un fechado confiable, generalmente obtenido a partir de la determinación de 210Pb y/o 137Cs, que son trazadores muy ampliamente usados en
la investigación de procesos oceánicos y manejo costero desde hace más
de 4 décadas en el mundo, pero cuyas aplicaciones en México son aún
escasas en comparación con otros países del hemisferio norte. Sirva esta
contribución para promover su uso y el aprovechamiento de los registros
de la columna sedimentaria para mejorar las estrategias de evaluación de
nuestros recursos acuáticos.
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A modo de conclusión 221
14 A modo de conclusión: monitoreo
para la sustentabilidad
Irene Pisanty y Margarita Caso
Cuando dio inicio la organización del Primer taller de conservación de la
biodiversidad de América del Norte: especies, espacios y riesgos (cuyas
ponencias recoge este volumen), todos los involucrados coincidimos en
que debía enfocarse al fortalecimiento de capacidades regionales para
alcanzar la sustentabilidad. Muy pronto se identificó al monitoreo como
un componente esencial de ésta. Por ello el Taller tuvo una estructura
particular, y por ello también hemos reunido las ponencias que componen este volumen. Quizá en este último capítulo debemos retomar la
idea inicial que fue implícitamente el eje conductor de este ejercicio: la
sustentabilidad.
El filósofo francés Gaston Bachelard hablaba de la “vulgarización” del
conocimiento como un proceso en el que los términos científicos eran incorporados al pensamiento colectivo y al lenguaje cotidiano. Lejos de ser
esto un éxito derivado de intensas e inteligentes campañas de educación y
divulgación de las ciencias, se trata más bien de la pérdida del concepto científico y su sustitución por un mero elemento ideológico y retórico, de una
parte más de un inconciente colectivo que limita el alcance del conocimiento
preciso sustituyéndolo por una vaga generalización y, sobre todo, limitando
las posibilidades de acción alrededor de aquello a lo que apunta. Quizá los
términos ecológicos sean uno de los ejemplos más relevantes de este proceso
en los últimos cincuenta años.
221
222 I. Pisanty y M. Caso
La ecología surge, como disciplina científica, a partir de la histórica obra
El origen de las especies, publicada en 1859 por el inglés Charles Darwin. En
ella, se establece por primera vez que todas las especies, incluyendo la nuestra,
y las interacciones ecológicas que vemos a nuestro alrededor son el resultado
de fuerzas naturales que actúan sin una dirección superior y sin un objetivo
o finalidad definidos. A partir de esta concepción, los procesos ecológicos
adquieren un peso científico que no habían tenido antes, al grado de que el
término “ecología”, que no existía, aparece por primera vez en 1869, propuesto
por el médico alemán Ernest Haeckel para referirse al estudio de las interacciones entre los organismos y su medio ambiente. Desde su origen y durante
las primeras décadas del siglo XX, las ocupaciones y preocupaciones de la
nueva disciplina estuvieron básicamente circunscritas al terreno científico,
específicamente al biológico. Sin embargo, el conocimiento ecológico volvió
necesario para explicar una serie de procesos ambientales que derivaban
únicamente del uso que las sociedades humanas estaban haciendo de los
recursos naturales y de una forma inédita en la historia de la naturaleza en la
que una especie se relacionaba con el mundo natural. Los atisbos de la gran
crisis ambiental de nuestros días estaban presentes para quien los quisiera ver
desde, cuando menos, el inicio del siglo XX, pero no estaban documentados
en conjunto ni eran necesariamente explícitos para el grueso de la sociedad
ni para los responsables del diseño e implementación de políticas públicas.
A partir de la década de los años 1960, la discusión sobre el efecto del
desarrollo, el crecimiento poblacional, la pobreza y la riqueza –siempre contrapunteadas como el sospechoso principal– el deterioro ambiental entraron
al escenario social, político y académico. Diversos niveles y grupos de las
diferentes sociedades se empaparon rápidamente del discurso ambiental y
éste fue incluido en muchas agendas políticas. Desde los años setenta, los
temas ambientales están irremediablemente presentes, y no han desaparecido
a pesar de los esfuerzos que muchos grupos políticos y muchos de intereses
económicos han hecho por eliminarlos de las agendas políticas.
Entre las respuestas que han alcanzado trascendencia política están algunas
de las diferentes reuniones internacionales que se han sostenido en torno a
los problemas ambientales: la Conferencia de Estocolmo, en 1972, la Cumbre de la Tierra, en Río de Janeiro, realizada en 1992, y la cumbre conocida
como Río + 10, que se llevó a cabo en Johannesburgo, en 2002. Además, se
ha firmado una serie de acuerdos internacionales alrededor de los problemas
ambientales, entre los que podemos destacar el Protocolo de Montreal, que
regula las emisiones que afectan a la capa de ozono de la atmósfera, la Con-
A modo de conclusión 223
vención de Biodiversidad, el Protocolo de Kioto, que se centra en el cambio
climático global y, más recientemente, el Protocolo de Cartagena, que atiende
los problemas ambientales relacionados con la biotecnología, especialmente
con el manejo de organismos genéticamente modificados.
La Cumbre de la Tierra de 1992, centrada en la búsqueda de la sustentabilidad, destaca entre las reuniones internacionales por el gran poder de
convocatoria que tuvo y por los resultados que de ella derivaron, entre los
que se encuentra la Convención de Biodiversidad. El término sustentabilidad
es uno de los más utilizados entre los ambientalistas académicos, sociales y
gubernamentales. Éste es uno de los términos ambientales más relevantes y
al mismo tiempo más vulgarizados sensu Bachelard, y tuvo grandes alcances
a partir del texto de la ministra sueca Gro Harlem Brundtland denominado
Nuestro futuro común, publicado en 1994. En él se analizaban los problemas
ambientales más importantes de ese momento, y que siguen siéndolo más
de diez años después y se define al desarrollo sustentable como una manera
de satisfacer las necesidades de las generaciones actuales sin comprometer la
satisfacción de las generaciones futuras. Esta definición reconoce tácitamente
la responsabilidad que tienen las generaciones actuales con la sobrevivencia,
con el bienestar y con la calidad de vida de las que nos sucederán. De esta
forma, se abordó un problema ético que no por ser extremadamente difícil
de resolver deja de ser de primera relevancia. Sin embargo, la definición de
Brundtland, rápidamente incorporada al lenguaje político y social, deja una
serie de lagunas y huecos que la vuelven más un buen deseo, a lo mucho
un criterio general –aunque no por ello menos valioso– y no siempre una
herramienta práctica para la toma de decisiones y la aplicación de políticas
públicas. En muchos sentidos, el uso político repetitivo de este término ha
convertido al concepto en un elemento más retórico que práctico. Aún así, no
hay que olvidar que este término aparece como una necesidad de reconocer
que el desarrollo económico no estaba satisfaciendo las necesidades de grandes
grupos sociales pero, a cambio, sí estaba causando una degradación alarmante
de los recursos naturales y del ambiente en general, con lo cual, entre otras
cosas, ponía aún más en entredicho el bienestar de estos mismos grupos y el
futuro de la sociedad en su conjunto (Kermath 2006).
Una primera pregunta que surge casi automáticamente del planteamiento
de Brundtland es de qué necesidades, de las necesidades de quiénes, estamos
hablando al referirnos al desarrollo sustentable. Habrá que reconocer que las
necesidades que tienen los habitantes de un suburbio elegante en una ciudad
del primer mundo son diferentes a las que tienen quienes habitan en caseríos
224 I. Pisanty y M. Caso
rurales, carentes de servicios como energía eléctrica y sobre todo agua potable, como los que son frecuentes en América Latina, África y Asia. Ambos
extremos sociales requieren de agua y aire limpios, y de alguna manera de
hacerse de alimentos, pero la premura de estas necesidades hace que en el
segundo caso sean la principal preocupación, mientras que en el primero se
den por hechas.
Desde su aparición, el término sustentabilidad ha ido cambiando de
connotación, ha sufrido múltiples críticas y ha sido utilizado como una manera económica de expresar un tipo de desarrollo que implica no agotar los
recursos en esta generación para asegurar la sobrevivencia de las siguientes.
Siguiendo la línea de pensamiento de Sánchez (2002), habría que considerar
al desarrollo sustentable como “…un proceso multidimensional y multiespacial y no como un estado final”. Concebido como un proceso dinámico, el
desarrollo sustentable implica necesariamente la reconsideración periódica
de los elementos que están involucrados, la ponderación continúa de sus
magnitudes y la participación de todos los actores sociales involucrados. Las
dimensiones múltiples del desarrollo sustentable incluyen aspectos sociales,
económicos y ecológicos, y en cualquier escenario de sustentabilidad debe
haber un equilibrio entre estos. En la misma línea de pensamiento, Masera
et al. (2000) señalan que las metas del desarrollo sustentable se redefinen
constantemente como resultado de la interacción entre las sociedades y el
ambiente, y también del propio devenir social.
Los aspectos ecológicos de la sustentabilidad ambiental han ocupado un
espacio singular. Dado que su análisis con frecuencia deriva de modelos y métodos científicos, se tiende a considerarlos neutrales políticamente y carentes
de facetas polémicas, por lo que a primera vista parecieran incuestionables. Sin
embargo, no son neutrales y sí son polémicos, tanto en su faceta estrictamente
científica como en su aplicación. La incorporación de criterios científicos en
la toma de decisiones, en el diseño de políticas públicas y en la búsqueda de
formas confiables de prevenir, analizar, cuantificar y resolver los problemas
ambientales es extremadamente importante y en muchas ocasiones es aún
urgente. Sin embargo, los criterios estrictamente técnicos son una condición
necesaria, mas no suficiente, para atender los problemas ambientales. No es posible hablar del diseño de programas de manejo sustentable sin considerar los
aspectos físico-químicos y biológicos que conforman a un sistema ecológico,
pero tampoco es posible hacerlo partiendo de la base de que los conceptos biológicos son inmutables y alcanzan para regular la relación entre una sociedad
y el mundo natural al cual está ligada desde sus orígenes y del cual dependerá,
A modo de conclusión 225
independientemente de cuánto desarrollo tecnológico se alcance en el futuro.
Seguramente dentro de un siglo las ciencias y la tecnología habrán cambiado
radicalmente el modo de vida de muchísimas personas, pero éstas seguirán
siendo de la misma especie y tendrán los mismos requerimientos biológicos
que tienen hoy y que han tenido desde sus orígenes (Wilson 2001).
En el análisis de la sustentabilidad y en el monitoreo de sus indicadores
se debe contar con información y criterios ecológicos científicos, sólidos y
estadísticamente robustos para diseñar políticas públicas y para evaluar sus
resultados, así como para difundir y socializar el conocimiento que debe ser
pilar de la educación ambiental. Paralelamente, se tiene que tomar en cuenta
que los expertos en un área no lo son en todas, y que los problemas ambientales
no son sólo ecológicos. Así, no podemos prescindir de las mediciones y criterios derivados de las ciencias naturales, pero tampoco es posible adjudicarles
a los científicos expertos en estas áreas toda la responsabilidad de resolver
los problemas ambientales que caracterizan al mundo de nuestros días. El
monitoreo de parámetros ecológicos relevantes para la sustentabilidad, que
se analiza en este volumen, debe ser siempre visto como parte del proceso
dinámico y amplio, multidimensional, que es el desarrollo sustentable (Sánchez
2002), así como atender lo que Kermath (2006) reconoce como los pilares de
la sustentabilidad: la integridad ambiental y la justicia social.
En el contexto del Primer Taller de América del Norte para la Conservación de la Biodiversidad, la pregunta necesaria es qué monitorear cuando
queremos ponderar los resultados de los esfuerzos que se hacen en pos de la
sustentabilidad sensu lato en lo que a especies, espacios y riesgos compartidos
se refiere. En primera instancia, quizá debemos aceptar que es mucho más
fácil reconocer procesos que no son sustentables de los que teóricamente
sí lo son. En este mismo volumen se revisan indicadores de sustentabilidad
derivados de diferentes enfoques que, en muchos casos, representan no
solamente medidas cuantitativas estandarizadas y comparables, que son
muy necesarias, si no también la posición de diferentes grupos con enfoques
distintos. Sin embargo, también hay mediciones puntuales que se desarrollan a nivel local y que permiten a las personas directamente involucradas
manejar adecuadamente sus recursos. Ningún esfuerzo global, regional
o local debe ser minimizado cuando de sustentabilidad se trata, pues los
problemas ambientales se dan en todos los niveles y requieren de acciones
también en todos los niveles.
Los alcances de los acuerdos y protocolos internacionales pueden resultar
insatisfactorios y a veces hasta frustrantes, pero nadie duda que el contar
226 I. Pisanty y M. Caso
con ellos es de suyo un gran logro en el que repetidamente la sociedad civil
ha jugado un papel muy relevante. Hay, sin embargo, acuerdos de los cuales
con frecuencia no queda ni siquiera un registro escrito, a pesar de que tienen
grandes impactos locales. Los bienes comunes son con frecuencia manejados
con base en estos acuerdos, algunas veces con resultados extraordinariamente buenos, y otras con consecuencias catastróficas. Las consecuencias de
este tipo de toma de decisiones dependen mucho del conocimiento que las
comunidades tienen de su entorno, pero también de las instituciones con las
que cuentan, así como de las relaciones intra e inter-comunidades (Ostrom
1990, Merino 1997). Hay ocasiones en que las grandes decisiones globales,
nacionales o locales tienen consecuencias indeseadas por haberse tomado con
base en un conocimiento insuficiente o equivocado, y también hay ocasiones
en que, contando con el conocimiento correcto, se toman decisiones erróneas
debido a diversas causas entre las que se pueden contar los diferentes intereses
y conflictos que entran en juego.
En estos momentos, considerar estos aspectos es de fundamental importancia, pues no parece ser posible dar un paso adelante en la conservación del
ambiente como una condición de sobrevivencia de las sociedades humanas
sin considerar diferentes tipos de saberes, de necesidades y de estrategias
para atenderlas. Lovejoy y Bierregaard (1990) han insistido en el problema
de la escala como un elemento central de la ecología y de la conservación,
así como en la importancia de poder valorar con criterios no económicos los
servicios ambientales que nos brindan los ecosistemas y la biodiversidad que
albergan. Este último aspecto es de particular importancia, porque en una
economía de mercado como la prevaleciente los valores a largo plazo no son
debidamente aquilatados. La economía de mercado parece impermeable a los
plazos largos y a las ganancias que no son inmediatas. Aunque hay esfuerzos
por desarrollar instrumentos económicos que permitan ponerle precio a los
costos y los servicios ambientales, aún no se dispone de un sistema de cuentas
ambientales práctico, eficiente y orientado a la sustentabilidad. Aún cuando
son necesarios los esfuerzos que permitan el desarrollo de instrumentos
económicos para la sustentabilidad, no todos los elementos del desarrollo
sustentable deben ni pueden ser medidos en términos monetarios. La cultura,
la percepción estética, el bienestar, el conocimiento, y los múltiples servicios
ambientales que prestan los ecosistemas aún no figuran del todo en las cuentas
nacionales de las sociedades modernas a pesar de haber estado presentes de
una u otra forma en las culturas que las precedieron. Esto dificulta el diseño
y la aceptación de muchos indicadores.
A modo de conclusión 227
Los esfuerzos de monitoreo requieren de elementos que permitan la
comparación a lo largo del tiempo del estado del ambiente o de algunos de
sus componentes, a diferentes escalas. Por ello, los indicadores son uno de
los aspectos más polémicos de la discusión sobre la sustentabilidad. Consecuentemente, se han desarrollado muchos indicadores de salud ambiental y
de bienestar socioeconómico, y esta diversidad es adecuada y deseable. En la
búsqueda de la sustentabilidad, como hemos dicho, entran en juego muchos
intereses y muchas escalas que generan diferentes perspectivas, a veces encontradas, por lo que el monitoreo de las acciones y de sus resultados tiene
que hacerse de manera rigurosa y confiable, pero también versátil y flexible,
a modo de amoldarla a las condiciones ambientales y sociales prevalecientes
y al tipo de actividad que se esté evaluando (Masera et al. 2000).
Han habido, sin duda, grandes avances en lo que al monitoreo de parámetros ecológicos se refiere. Los conocimientos científicos y los avances técnicos
han sido un apoyo y un motor simultáneamente, como se evidenció tanto
en las ponencias de este taller como en los capítulos agrupados en este libro.
También ha habido una importante apertura en torno a las contribuciones
que puede hacer una ciudadanía no especializada en temas ambientales, pero
sí bien informada y debidamente orientada.
A nivel poblacional, la medición de parámetros demográficos tales como
tasas de natalidad, fecundidad y mortalidad de las poblaciones vegetales y
animales han permitido determinar los puntos críticos de algunas poblaciones
en peligro, y tomar acciones más específicas para su rescate y protección. Una
vez que se acepta que una especie, o una población particular de la misma, se
encuentra en algún nivel de riesgo, es necesario identificar sobre qué parte de
su ciclo de vida se concentran las presiones que la están afectando. Aunque
los componentes de las historias de vida de las especies y sus poblaciones con
frecuencia son desconocidas, existen las herramientas científicas y metodológicas para determinarlos, y su monitoreo a lo largo del tiempo y en diferentes
ambientes permite establecer medidas de recuperación de las poblaciones.
El monitoreo de estos parámetros permite, como lo ha hecho en el caso de
la vaquita marina (Rojas-Bracho y Jaramillo-Legorreta 1999), establecer el
número máximo de muertes que puede tolerar la población. En este caso en
particular, esta cifra es extremadamente importante, pues la principal causa
de muerte de la vaquita marina es el enmallamiento accidental en las redes
agalleras. Estos datos, junto con los de abundancia y distribución, se han
usado como base para definir el polígono de protección para este mamífero
marino endémico del Alto Golfo de California. Los criterios poblacionales
228 I. Pisanty y M. Caso
son tan importantes que deben usarse siempre que se haga un plan de manejo para el uso de un recurso, esté en riesgo o no, y de hecho, representan
una importante herramienta para diseñar estrategias de uso sustentable que
impidan llegar a situaciones de riesgo.
Entre muchos otros aspectos relevantes para las poblaciones, las consideraciones demográficas permiten identificar también hábitats asociados a los
puntos críticos de las historias de vida. Tal es el caso de programas ambiciosos
que parten de una valoración científica de las especies, las poblaciones y los
hábitats, como el proyecto de Áreas de importancia para la conservación de
las Aves (CEC 1999, Arizmendi 2000). En la identificación de un área como
importante para la conservación de las aves es necesario asociarla al ciclo de
vida, o a una parte específica del mismo, de una o varias especies y poblaciones. Por ejemplo, algunas áreas son extremadamente importantes para las
aves migratorias aún cuando no se reproduzcan en ellas, porque representan
sitios de descanso o de alimentación a lo largo de las rutas que siguen. Otras,
por el contrario, son importantes porque en ellas se realiza la reproducción
y el cuidado de las crías. En el caso de aves residentes (no migratorias) hay
sitios que son importantes por albergar un número crítico de individuos. En
el monitoreo de poblaciones vegetales de distribución amplia o restringida,
o en expansión, como es el caso de las especies invasoras, el manejo de las
especies, su conservación y la reducción del riesgo que puedan representar
también está ligado al manejo y la conservación, de los hábitats naturales.
Las especies y los espacios están íntimamente vinculados, y prueba de ello
es que los programas iniciales de conservación especies que no incluyeron
la conservación de los espacios que las albergan fueron menos exitosos de lo
que podrían haber sido. Independientemente de la forma que las diferentes
legislaciones y prácticas tomen, los hábitats fragmentados siguen siendo una
de las principales amenazas para la biodiversidad, a pesar de que autores tan
paradigmáticos como Lovejoy y Bierregaard (1990); Dirzo y Miranda (1991)
y Primack (1993) y Dirzo y Miranda (1991), entre otros, llevan muchos años
señalándolos como uno de los principales riesgos para la sustentabilidad.
Desde esta óptica, resulta evidente que el monitoreo de espacios es tan importante como el de las especies y cabe señalar que su relevancia no se limita
a que aquellos representan los hábitats de éstas, si no que brindan servicios
ambientales de los cuales no podemos, como ya hemos dicho, prescindir.
Las medidas ecosistémicas específicas (Vitousek y Walker 1989), han
permitido detectar alteraciones en el flujo de nutrientes y en los ciclos biogeoquímicos en repetidas ocasiones, y ya podemos ver en el monitoreo a esta
A modo de conclusión 229
escala una herramienta de detección temprana que es de mucho valor. Los
métodos de percepción remota han permitido el monitoreo a gran escala, y
han proporcionado información que pasaría desapercibida en escalas menores. Hoy en día, las imágenes de satélite son una realidad cotidiana de gran
utilidad, y permiten desarrollar sofisticados sistemas de alarma temprana que
son de gran valor. La tecnología que nos permite monitorear los riesgos que
enfrentan las especies y los espacios, ya sea que tengan sólo alcances locales
o que lleguen a amenazar a grandes superficies (independientemente de las
fronteras políticas), es una herramienta fundamental. Los riesgos y amenazas
incluyen a los resultados de algunos aspectos inherentes a ciertos ecosistemas,
como los incendios forestales, cuyos efectos se han tornado catastróficos
por la reducción y la fragmentación de las superficies que ocupan y por la
consecuente falta de integridad ecosistémica que impide su regeneración
natural. También abarcan a eventos climáticos que llegan a ser extremos,
como huracanes, tormentas y ciclones particularmente intensos, y a todas
aquellas variaciones asociados al cambio climático, a las cuales las especies
no están adaptadas, y ante las cuales las sociedades humanas no cuentan aún
con medidas de adaptación.
Adicionalmente, el monitoreo de riesgos debe poner particular atención a
una de las mayores amenazas contemporáneas de dimensiones globales, que
son las especies invasoras. Como se discutió en este taller, las especies invasoras
ocupan espacios en los que no encuentran mayores presiones de selección, más
allá de las que puedan representar los recursos y condiciones que encuentran
en los ambientes a los que llegan, generalmente como resultado del descuido,
de la ignorancia o de ambas. Los depredadores que podrían haber afectado a
estas especies en sus hábitats nativos suelen no estar presentes en los nuevos
espacios que colonizan, y con frecuencia son competitivamente superiores
a las especies nativas con las que coexisten por primera vez. El monitoreo
permanente de las especies invasoras, es una buena manera de prevenir sus
muy nocivos efectos.
Los riesgos ambientales contemporáneos incluyen un aspecto que resulta
una presión de selección sin precedentes en la naturaleza, que es la contaminación del aire, el agua y los suelos. Hoy día es prácticamente imposible
encontrar sitios que no se han visto afectados por alguna forma de contaminación, aún cuando no se produzca contaminante alguno localmente. Los
ejemplos de sitios distantes, poco habitados y desde muchos puntos de vista
prístinos que se ven afectados por masas de contaminantes desplazados por
la atmósfera o por el agua son innumerables, y representan una importante
230 I. Pisanty y M. Caso
señal de alarma que no puede ser ignorada. El desarrollo de indicadores de
los efectos de la contaminación es extremadamente importante en el ámbito
ecológico, de la salud humana y de la vida silvestre, y también en el comercial.
Muchas especies de valor comercial producidas a nivel local han salido de
los mercados por contener niveles inaceptables de contaminantes, y el efecto
sobre las economías locales ha sido tan devastador como el del agotamiento
y la extinción de especies comerciales que enfrentan, por ejemplo, muchas
pesquerías.
El monitoreo de especies, de espacios y de riesgos debe incorporar criterios que no necesariamente se expresan a través de una medición ecológica
u otra. Por ejemplo, si comparamos las estrategias de manejo forestal de los
tres países de América del Norte con base en algún indicador económico o
ecológico, la interpretación de los resultados deberá necesariamente incluir
el hecho de que la tenencia de las tierras forestales es no sólo diferente, si no
en muchos sentidos contrastante. En Canadá, país en el que más del 50% del
PIB depende de las actividades forestales, 90% de las tierras de este tipo son
públicas (i.e., son propiedad gubernamental) y sólo 10% son privadas. En
Estados Unidos, por el contrario, 27% se encuentra bajo un régimen público
de la propiedad, y 73% pertenece a dueños particulares, i.e., es privada y cada
uno de sus dueños es libre de decidir qué uso le da (dentro de los márgenes
de la ley, claro está). México es un caso muy particular en América del Norte,
pues 80% de las tierras forestales son de propiedad comunal, 15% son privadas
y sólo 5% son públicas. Esto significa que la mayor parte de las decisiones
sobre las tierras forestales son tomadas a través de algún mecanismo colectivo. En muchas comunidades las decisiones colectivas llegan a traducirse
en verdaderos planes de manejo orientados a la sustentabilidad, aunque
localmente nadie les otorgue ese nombre, en contra de todas las predicciones
hechas por Hardin (1968) sobre lo que él denominó la tragedia de los comunes. Cualquier análisis de sustentabilidad, cualquier intento de comparación
entre los tres países norteamericanos, muchos de cuyos ecosistemas tienen
continuidad transfronteriza (llegaron primero que las fronteras), debe tomar
estas diferencias sociales como base. Adicionalmente, el nivel socioeconómico
de los dueños de las tierras forestales de los tres países es muy contrastante.
Los habitantes de zonas forestales públicas y privadas de Estados Unidos y
Canadá tienen ingresos mucho más altos que los comuneros mexicanos, que
son campesinos, muchas veces indígenas, frecuentemente en condiciones de
pobreza y pobreza extrema. Nuevamente, estas consideraciones son imprescindibles para ponderar los resultados de cualquier programa de monitoreo
A modo de conclusión 231
ambiental. La estructura comunitaria es la explicación necesaria para muchos
casos exitosos de estrategias locales de conservación, como es el caso de los
bosques mesófilos de Oaxaca, en la región de Capulalpan, y el ecoturismo
comunitario implementado por los habitantes de Santa María Yavesía, también
en Oaxaca. Igualmente, la estructura comunitaria ha permitido el cuidado de
zonas forestales de Quintana Roo (Negreros-Castillo et al. 2000), y la conservación del bosque a fin de salvaguardar el agua necesaria para el regadío de
los campos de alcatraz, que son la única fuente de ingreso de los habitantes
en Santo Tomás Teipan, en la Sierra Sur de Oaxaca (Merino y Pisanty, obs.
pers.). Uno de los ejemplos más relevantes es el caso de la comunidad forestal
de San Juan Nuevo, en Michoacán (Pulido y Bocco 2003).
Como último punto, es necesario recalcar la necesidad de esfuerzos concertados y de acuerdos de cooperación a todos los niveles a fin de contar con
programas de monitoreo de especies, espacios y riesgos que nos permitan
acercarnos a la sustentabilidad. Los esfuerzos de monitoreo son complejos,
pues requieren de programas de trabajo y mecanismos de financiamiento a
largo plazo. A pesar de estas dificultades, y muchas otras que las acompañan,
vale siempre la pena recordar los casos de éxito que han sido capaces de
mantenerse como actividades constantes durante largos periodos de tiempo.
El monitoreo en estos casos ha jugado un papel muy importante no sólo para
identificar el status de un problema y para determinar su magnitud, sino también para diseñar las medidas preventivas y/o correctivas necesarias y evaluar
sus resultados. Entre los casos exitosos se encuentran algunos que requirieron
una concertación internacional con esfuerzos nacionales centrados en algunas localidades, como es el caso de la recuperación, lenta pero progresiva, de
las poblaciones de tortugas marinas como la golfina y la lora. Igualmente, se
cuenta con la información suficiente en la Reserva de la Biosfera el Vizcaíno
sobre el tamaño de la población de ballena gris como para suponer que esta
población se encuentra en recuperación.
En todos los casos exitosos, las barreras a vencer fueron y siguen siendo
inmensas. Lograr que se cumplan los acuerdos tomados internacional o nacionalmente, e incluso a nivel local, es siempre complejo, y requiere tanto de
consensos constantemente renovados como de una vigilancia estrecha por parte
de todos los involucrados. Un acuerdo tomado e incluso implementado nunca
debe darse como totalmente establecido, pues muchas polémicas se prolongan,
por muy diversas causas, a pesar de haber medidas que resultan a todas luces
exitosas. Las apremiantes necesidades económicas de muchas personas que
comparten el hábitat con estas especies, las malas prácticas comerciales, el
232 I. Pisanty y M. Caso
comercio desleal e incluso los usos y costumbres que ya no pueden ser parte
de las prácticas sustentables contemporáneas, pero que están arraigados en las
culturas y costumbres de diferentes sociedades, demandan ser atendidos y, en
muchos casos, monitoreados como parte de un sistema sustentable.
Las aportaciones de las ciencias naturales a los planes de manejo orientados
hacia la sustentabilidad son incuestionables, y las herramientas de monitoreo con las que hoy contamos están estrechamente vinculadas a las ciencias
naturales y a las sociales, y no sólo a la ecología. La apertura de todos los involucrados en el uso adecuado y en la conservación de los recursos naturales
y del ambiente en general es sin duda algo que hay que celebrar y continuar
impulsando. Sin embargo, como hemos mencionado, es necesario integrar
estos elementos a los parámetros socioeconómicos, sobre todo a nivel más
local. A modo de conclusión, baste insistir en que el monitoreo con bases
científicas de parámetros ecológicos y socioeconómicos no es sólo una herramienta de gran utilidad. Es también, un elemento fundamental en el diseño de
políticas públicas contemporáneas, y es deseable que así sea reconocido por los
responsables de la toma de decisiones no sólo directamente relacionadas con
el ambiente y los recursos naturales, sino también con la salud, la economía
y el comercio. Los datos sólidos derivados de investigaciones formales o del
conocimiento tradicional no producen modelos sustentables por sí solos, pero
sin ellos estos son prácticamente una quimera.
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A modo de conclusión 233
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Wilson, E. 2001. The Future of Life. Knopf. Random House. EUA.
,
Agradecimientos 235
Agradecimientos
El camino que recorrimos en el Instituto Nacional de Ecología desde que
se decidió el desarrollo del Taller como parte de las actividades del grupo
de trabajo para la Conservación de la Biodiversidad de América del Norte
(BCWG por sus siglas en inglés) de la Comisión de la Cooperación Ambiental
involucró a muchas organizaciones, dependencias y personas. El proceso de
organización fue tan enriquecedor y relevante como el taller mismo, y por ello
extendemos nuestro reconocimiento todos los involucrados en él. Agradecer
a todos quienes de una u otra forma contribuyeron al éxito del taller y a la
publicación de sus memorias es casi imposible, pero no quisiéramos dejar de
mencionar a las siguientes personas e instituciones, sin demeritar a quienes,
por cuestiones de espacio, no citaremos.
Los ponentes, cuyas conferencias y participación en las mesas de trabajo
permitieron el desarrollo del taller y su enriquecimiento. Sus conocimientos
profundos y la generosidad y el entusiasmo con el que los compartieron
hicieron de este evento un ejercicio extraordinario para todos los asistentes.
Estamos especialmente agradecidas con quienes encontraron el tiempo, en
medio de sus múltiples ocupaciones, para escribir los capítulos que hoy salen
a la luz.
Nuestras contrapartes estadounidense y canadiense, con quienes hemos
compartido muchos años de trabajo a favor del medio ambiente, abrieron este
camino con nosotros, hicieron suyo este esfuerzo y brindaron siempre todo
235
236 Especies, espacios y riesgos
el apoyo necesario para garantizar las actividades de fortalecimiento de las
capacidades en México. La participación de Mélida Tajkhbash y Herb Raffaelle
de la Oficina de Asuntos Internacionales del Servicio de Pesca y Vida Silvestre
del Departamento del Interior de Estados Unidos, de Patrick Cottler de la
Agencia de Protección al Ambiente de Estados Unidos, y de Linda Maltby,
Carolina Cáceres y Steve Wendt, de Environment Canada, fue esencial. La
sección mexicana del BCWG fue parte medular del Taller, que simplemente
no hubiera podido ser concebido ni implementado sin Hesiquio Benítez, Patricia Koleff, Mariana Bellot y Humberto Berlanga, de la Conabio; Pía Gallina,
Ruth Morales, Ivonne Bustamante y Rocío Esquivel de la Conanp; Francisco
Giner, Dulce Ma. Ávila y Óscar Ramírez de la Subsecretaría de Gestión para la
Protección Ambiental de la Semarnat. El apoyo de Exequiel Ezcurra, Adrián
Fernández, Ernesto Enkerlin, Jorge Soberón y Francisco Giner a lo largo de
este proceso fue invaluable.
Hans Herrmann, Jürgen Hoth y Karen Schmidt hicieron todo posible, y después prácticamente todo lo imposible para apoyarnos, junto con Art Martell. Su
esfuerzo permitió que los fondos aportados por la Comisión para la Cooperación
Ambiental fueran exitosamente utilizados, y su profesionalismo nos liberó de los
sobresaltos y angustias que suelen aparecer cuando menos se les necesita.
Manuel Valdés, Alejandra García-Naranjo y Carlos Manterola, de Unidos
por la Conservación, fueron nuestros aliados y, en realidad, nuestros cómplices
en el arduo trabajo de hacer el taller una realidad. Su paciencia, su visión, su
tenacidad y su entusiasmo mantuvieron un espíritu que se prolongó desde los
primeros pasos en la organización del taller hasta que éste culminó.
La organización del Taller en todas y cada una de sus etapas se vio muy
fortalecida por el trabajo intenso, entregado y profesional de nuestras compañeras del INE, Patricia Arendar y Claudia Hoyos. Cristóbal y Anais Vignial
se hicieron cargo de la traducción de los textos en inglés. La revisión final
del manuscrito, seguiría en proceso sin la intervención providencial de Luisa
Alejandra Domínguez.
El equipo de publicaciones del INE llevó a cabo el espléndido acto de magia
que implicó condensar todo el trabajo previo en este libro.
La convicción en la cooperación y el desarrollo de las capacidades, y el
profundo compromiso con las causas ambientales, de Exequiel Ezcurra y
de Adrián Fernández, presidentes consecutivos del INE durante el periodo
abarcado por esta iniciativa, son el motor que la puso en movimiento y le
permitió llegar a su meta.
Los autores 237
Los autores
Paul E. Allen. Laboratorio de Ornitología, Cornell University.
Jane Barr. Consultora de la Comisión para la Cooperación (CCA) y el
Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente.
Gerardo Bocco. Dirección General de Ordenamiento Ecológico y Conservación de los Ecosistemas. Instituto Nacional de Ecología, Semarnat.
Alfonso V. Botello. Centro de Ecología, Pesquerías y Oceanografía del
Golfo de México. Universidad. Autónoma de Campeche.
Margarita Caso. Coordinación Ejecutiva de Investigación e Integración
de Proyectos Especiales. Instituto Nacional de Ecología, Semarnat.
Gonzalo A. Cid. Especialista en Asuntos Internacionales, NOAA National
Ocean Service, International Program Office.
Caren B. Cooper. Laboratorio de Ornitología, Cornell University.
Isabel Cruz. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Conabio.
237
238 Especies, espacios y riesgos
Jenny A. Ericson. National Wildlife Refuge System. U. S. Fish and Wildlife
Service.
Leonardo García Hernández. Universidad Juárez Autónoma de Tabasco.
Ma. del Consuelo Hori Ochoa. Laboratorio Sistemas de Información
Georreferenciada, Centro de Calidad Ambiental, ITESM.
Raúl Jiménez. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Conabio.
Cuauhtémoc León. Asesor del Corredor Biológico Mesoamericano-México, Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad,
Conabio.
Gerardo López. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la
Biodiversidad, Conabio.
Diego Fabián Lozano García. Laboratorio Sistemas de Información
Georreferenciada, Centro de Calidad Ambiental, ITESM.
Ma. Luisa Machain Castillo. Instituto de Ciencias del Mar y Limnología,
Universidad Nacional Autónoma de México.
Enrique Muñoz. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la
Biodiversidad, Conabio.
Karen S. Oberhauser. Universidad de Minnesota. Departamento de Pesca,
Vida Silvestre y Biología de la Conservación.
John E. Parks. Especialista en Asuntos Internacionales, NOAA National
Ocean Service, International Program Office.
Irene Pisanty. Coordinación Ejecutiva de Investigación e Integración de
Proyectos Especiales. Instituto Nacional de Ecologia, Semarnat.
Robert S. Pomeroy. Departamento de Agricultura y Recursos Económicos,
Connecticut Sea Grant, Universidad de Connecticut, Avery Point.
Los autores 239
Ana Carolina Ruiz-Fernández. Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional Autónoma de México.
Rainer Ressl. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Conabio.
Michael Schmith. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la
Biodiversidad, Conabio.
Silke Ressl. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Conabio.
Susana Villanueva F. Laboratorio de Contaminación Marina, Instituto
de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional Autónoma de
México.
Lani M. Watson. Analista de Programas, NOAA National Ocean Service,
Special Projects Office.
Mark A. Zacharias. Departamento de Geografía, Universidad de Victoria,
Victoria, Columbia Británica, Canadá.
Especies,
espacios y
riesgos.
Monitoreo para
la conservación
de la biodiversidad,
compilado
por Irene Pisanty y
Margarita Caso
se terminó de imprimir
durante el mes de octubre
de 2006 en los talleres gráficos
de la empresa Delmo
Comunicaciones S.A. de C.V.,
Tehuantepec 149, interior 1,
colonia Roma, C.P. 06760,
en la Ciudad de México.
Se tiraron 300 ejemplares
más sobrantes
para
reposición