Diseño de un paisaje funcional de conservación para el Caribe

Instituto Tecnológico de Costa Rica
Universidad Nacional de Costa Rica
Universidad Nacional Estatal a Distancia
UNED
Diseño de un paisaje funcional de conservación para el
Caribe Norte de Costa Rica
Trabajo sometido a consideración del Tribunal Evaluador como requisito para optar por
el grado de Doctorado en Ciencias Naturales para el Desarrollo con énfasis en Manejo
de Recursos Naturales
Estudiante:
Olivier Chassot
Tutor:
Bryan Finegan, Ph.D
Mayo 2010
A Daniela, por creer que lo que hago es importante.
A Guisselle, por Daniela.
A Bryan, por creer en mí.
II
AGRADECIMIENTOS
Agradezco profundamente a todas las personas que me han apoyado, ayudado y
aconsejado a lo largo de este enriquecedor camino. Les agradezco por haber invertido
su tiempo, por haber compartido sus conocimientos e ideas conmigo, y por haber creído
en mí:

Dr. Bryan Finegan, Centro Agronómico Tropical de Investigación y Enseñanza

Dr. Tomás de Jesús Guzmán, Instituto Tecnológico de Costa Rica

M.Sc. Henry Chaves Kiel, Universidad Nacional

M.Sc. Oscar Ramírez, Universidad Nacional

Lic. Guisselle Monge Arias, Centro Científico Tropical

M.Sc. Vladimir Jiménez Salazar, Centro Científico Tropical

Lic. Adriana Baltodano, CATIE

Lic. Juan Carlos Zamora, CATIE

Dr. Róger Moya Roque, Instituto Tecnológico de Costa Rica

Dr. Eduard Müller, Universidad para la Cooperación Internacional

Dr. Carlos Morera, Universidad Nacional

Dr. Adolfo Palma, Universidad Autónoma de Chapingo

Dr. Jorge Camacho, Universidad Nacional

Dr. Ruperto Quesada, Instituto Tecnológico de Costa Rica

Dr. Luis Sierra, Universidad Nacional

Dra. Marielos Alfaro, Universidad Nacional

Dr. Olman Segura, Instituto Tecnológico de Costa Rica

Dra. Claudia Charpentier, Instituto Nacional de Biodiversidad
Agradezco el apoyo institucional del Centro Científico Tropical, de la Universidad para la
Cooperación Internacional, y el apoyo logístico del Laboratorio de Teledetección y
Sistemas de Información Geográfica del Instituto en Conservación y Manejo de Vida
Silvestre en la Universidad Nacional de Costa Rica.
Agradezco a la Organización para Estudios Tropicales (OET) y a la Universidad de
Alberta por facilitarme imágenes Landsat.
Agradezco a Daniela y a Guisselle por su sobresaliente paciencia, comprensión y amor
conmigo.
III
ÍNDICE DE CONTENIDOS
DEDICATORIA
II
AGRADECIMIENTOS
III
INDICE DE CONTENIDOS
IV
INDICE DE FIGURAS
VII
INDICE DE CUADROS
VIII
RESUMEN EJECUTIVO
1
INTRODUCCIÓN
3
OBJETIVOS
5
Objetivo general
5
Objetivos específicos
5
CAPITULO I: MARCO CONCEPTUAL
6
Biología de la conservación
6
Ecología de paisaje
Paisaje funcional de conservación
7
7
Conectividad
8
Fragmentación
10
Cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
Cultura ambiental
13
14
Reseña histórica: San Carlos, Sarapiquí y Pococi
16
Iniciativas de conservación en el Caribe Norte
18
CAPITULO II: MARCO METODOLÓGICO
21
Enfoque
21
Proceso metodológico
21
Area de estudio
23
IV
CAPITULO III: DINÁMICA DE PAISAJE EN EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA
25
Resumen
Abstract
25
26
Introducción
27
Métodos
28
Escala de análisis
28
Selección de imágenes de satélite
28
Caracterización de cobertura
28
Análisis de cambio de paisaje
31
Cambio de paisaje y fragmentación
31
Resultados
33
Cambio de cobertura y uso de la tierra
33
Dinámica de cambio de paisaje
36
Fragmentación de paisaje
38
Patrones de deforestación
39
Discusión
41
Conclusiones
45
CAPITULO IV: FACTORES CAUSALES DE LA TOMA DE DECISIÓN DE USO DE
LA TIERRA EN EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA
46
Resumen
46
Abstract
47
Introducción
48
Métodos
Determinación de los factores causales de cambio de uso
50
50
Modelo explicativo
Resultados
53
53
Caracterización de los propietarios de la tierra
Causas del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
53
54
Modelo de predicción
59
Discusión
Conclusiones
CAPITULO V: DISEÑO DE UN PAISAJE FUNCIONAL DE CONSERVACIÓN PARA
EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA
60
63
66
Resumen
66
Abstract
67
Introducción
Métodos
68
68
V
Definición de las unidades de ecosistema
68
Indices de conectividad
Análisis de vacíos de conservación
69
69
Red de conectividad estructural
70
Diseño de un paisaje funcional de conservación
71
Resultados
71
Unidades de ecosistema
71
Indices de conectividad
72
Análisis de vacíos de conservación
74
Red de conectividad estructural
77
Discusión
79
Unidades de ecosistema
79
Enfoque de gestión
79
Recomendaciones
84
Conclusiones
88
CAPITULO VI: CONCLUSIONES GENERALES
90
CAPITULO VII: RECOMENDACIONES GENERALES
92
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
93
ANEXOS
133
1. División política-administrativa
133
2. Imágenes Landsat 1987, 1998 y 2005, área de estudio
3. Coberturas de uso del suelo por cantones
134
136
4. Clasificación de imágenes de satélite
139
5. Areas críticas para la conectividad estructural
142
6. Métricas de paisaje utilizadas
143
7. Poblados cercanos a ecosistemas naturales
145
8. Encuesta aplicada a los propietarios de tierra
146
9. Principios del Enfoque por Ecosistemas
156
VI
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1:
Diagrama de flujo del proceso metodológico general de investigación
21
Figura 2:
Área de estudio
23
Figura 3:
Áreas silvestres protegidas incluidas en el estudio
24
Figura 4a:
Figura 4b:
Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1987 (Landsat TM)
Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1998 (Landsat TM)
35
35
Figura 4c:
Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 2005 (Landsat TM)
35
Figura 5:
Cambios de cobertura de bosque natural, 1987-1998
40
Figura 6:
Figura 7:
Cambios de cobertura de bosque natural, 1998-2005
Ubicación de las fincas de los propietarios entrevistados
41
50
Figura 8:
Distribución de las unidades de ecosistema
71
Figura 9:
Priorización de los nodos para el mantenimiento de la conectividad estructural
del paisaje
73
Representatividad de las unidades de ecosistema en las áreas silvestres
protegidas
75
Figura 10:
Figura 11:
Representación de las unidades de ecosistema en relación al sistema de áreas
silvestres protegidas
76
Figura 12:
Composición de unidades de ecosistemas en las áreas silvestres protegidas
77
Figura 13:
Rutas prioritarias de conectividad de paisaje
78
Figura 14:
Propuesta de modelo para la implementación de una estrategia de desarrollo
sostenible
83
VII
ÍNDICE DE CUADROS
Cuadro 1:
Métricas de paisaje calculadas por Patch Analyst
32
Cuadro 2:
Matriz de confusión para la clasificación de uso de la tierra 2005
33
Cuadro 3:
Coberturas de uso de la tierra, 1987, 1998, 2005
34
Cuadro 4:
Cuadro 5:
Coberturas de uso de la tierra simplificado, 1987, 1998, 2005
Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1987-1998), extensión (ha)
36
37
Cuadro 6:
Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1998-2005), extensión (ha)
37
Cuadro 7:
Métricas de paisaje 1987, 1998, 2005 (a nivel de paisaje)
38
Cuadro 8:
Cuadro 9:
Métricas de paisaje (bosque natural) 1987, 1998, 2005
39
Estadísticas de cambios de cobertura de bosque natural, 1987-1998,
1998-2005
40
Cuadro 10: Tipificación de las causas directas e indirectas de uso de la tierra y del cambio
de cobertura de la tierra
52
Cuadro 11: Frecuencia de grupos generales de causas directas del cambio de cobertura
de la tierra
55
Cuadro 12: Frecuencia de causas directas específicas del cambio de cobertura de la tierra 56
Cuadro 13: Frecuencia de grupos generales de causas indirectas del cambio de cobertura
de la tierra
57
Cuadro 14: Frecuencia de causas indirectas específicas de cambio de cobertura de
la tierra
58
Cuadro 15: Factores de combinación para la definición de unidades de ecosistema
69
Cuadro 16: Representación de las unidades de ecosistema (UE) en el paisaje
Cuadro 17: Indicadores específicos del Enfoque por Ecosistema
72
81
VIII
RESUMEN EJECUTIVO
Las tierras bajas del Caribe Norte de Costa Rica constituyen uno de los sitios prioritarios
para la conservación de la biodiversidad en Mesoamérica. Sin embargo, el paisaje ha
sufrido un proceso de fragmentación fuerte que amenaza la conectividad entre las áreas
silvestres protegidas de Costa Rica y del Sureste de Nicaragua. Analizamos la dinámica
del paisaje entre 1987 y 2005 por medio de la clasificación de imágenes de satélite de
Landsat TM durante tres periodos (1987, 1998, 2005) e identificamos siete clases de
cobertura y uso del suelo (bosque natural, bosque secundario o charral, agua,
agropecuario, banano, piña y suelo descubierto). Resaltamos áreas de vulnerabilidad
como insumo para mantener la conectividad ecológica de los ecosistemas naturales
dentro de los procesos de ordenamiento territorial en cuatro cantones rurales (8,138
km2). Los resultados muestran un paisaje fragmentado con importantes remanentes de
ecosistemas naturales en la zona fronteriza con Nicaragua, en la costa atlántica y en
elevación intermedia y alta de las faldas de la Cordillera Volcánica Central. La tasa
anual de deforestación es de 0.88% para el periodo 1987-1998, y de 0.73% para el
periodo 1998-2005, aún cuando se consideran los procesos de recuperación de bosque
secundario o charral. Las tasas de deforestación encontradas son más elevadas que los
promedios nacionales para el mismo periodo. A pesar de políticas gubernamentales que
favorecen la conservación de los ecosistemas naturales, nuestro estudio evidencia la
necesidad de proponer acciones de conservación más eficientes para el bosque tropical
muy húmedo.
Analizamos los factores causales directos e indirectos que influyen en la toma de
decisión de cambio de uso de la tierra y de cambio de cobertura de la tierra por parte de
propietarios de tierra a partir de encuestas en las municipalidades de San Carlos,
Sarapiquí y Pococí. Analizamos la actitud y comportamiento ambiental de los
propietarios de tierra. En la mayoría de los casos, una combinación de tres causas
indirectas favorece una combinación de tres o cuatro factores causales directos que
provocan el cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra. El patrón general es la
colonización interna dirigida combinado con los aportes demográficos de la inmigración
nicaragüense, provocando el avance de la frontera agrícola por medio de actitudes,
valores y creencias donde originalmente prevalece el uso instrumentalista de los
recursos naturales. Este fenómeno produce a su vez la creación de asentamientos
rurales y la extensión de infraestructura vial que favorecen la expansión de la ganadería
extensiva y la extracción de madera para fines comerciales. Esta sinergia desafía las
explicaciones unifactoriales que atribuyen las causas de la deforestación al cambio de
patrones agrícolas y al aumento demográfico. Construimos un modelo predictivo en el
cual las variables relacionadas con los anos de posesión de la finca, el hecho de residir
en la finca, de ser agente de cambio de uso del suelo y de presentar una actitud
ambiental positiva explica en buena medida la conservación de los ecosistemas
presentes en las fincas. Los resultados permiten caracterizar el potencial socio-cultural
para una estrategia de conservación participativa y proponer acciones de conservación
que contribuyan a la aplicación del enfoque ecosistémico para lograr un equilibrio
satisfactorio entre desarrollo sostenible y conservación para mantener un paisaje de
1
conservación funcional dentro del marco de la gestión de corredores biológicos y de
reserva de biosfera.
El análisis de la conectividad de fragmentos de ecosistemas en el Caribe Norte de
Costa Rica evidencia vacíos en las metas de conservación de los ecosistemas.
Identificamos 30 unidades de ecosistema, las cuales fueron generadas por medio de la
combinación de la información geoespacial de zonas de vida, tipo de suelo y elevación.
En total, el 44.5% (305,200 ha, con 5927 fragmentos) de las 30 unidades de ecosistema
corresponden a cobertura natural. Quince de ellas están representadas en el sistema de
áreas silvestres protegidas, mientras 15 otras no benefician de ninguna categoría de
protección. El 19% (140,960 ha) de la distribución potencial de las 30 unidades de
ecosistema se encuentra incorporado dentro de una de las áreas silvestres protegidas
mencionadas, mientras el 26% de la extensión natural actual total de estas unidades se
encuentra dentro de las áreas silvestres protegidas. La representatividad
sistemáticamente más elevada de la distribución real en comparación con la distribución
potencial de las unidades de ecosistema indica que las áreas silvestres protegidas
cumplen con su función de protección de los ecosistemas. Sin embargo, es notable que
la mitad de las unidades de ecosistema carezcan de inclusión en alguna área silvestre
protegida pública. Adicionalmente, analizamos el grado de conectividad estructural
entre 2454 nodos de unidades de ecosistema natural de tamaño equivalente o superior
a 5 ha. El índice de conectividad integral (IIC) del paisaje es 0.03, y el índice de
probabilidad de conectividad (PC) es 0.14 para una probabilidad de dispersión de 88%
con un umbral de 500 m. Ambos índices indican un porcentaje de conectividad bajo en
el paisaje del área de estudio. Los nodos más importantes están ubicados en la zona
fronteriza con Nicaragua y en la zona costera del Caribe. Resaltamos la importancia
fundamental del Refugio Nacional de Vida Silvestre Maquenque en relación a todas las
demás áreas silvestres protegidas del área de estudio, ya que provee nodos de
conectividad esenciales tanto hacia el sur como hacia el noroeste y el este. Para
implementar un paisaje funcional de conservación, proponemos una estrategia integral
basada en el Enfoque por Ecosistemas.
La meta transcendental del análisis de uso de la tierra en el ámbito regional o nacional
consiste en favorecer la toma de decisiones políticas lo más acertadas posible. Por lo
tanto, se requiere de una interacción mayor entre académicos y gestores. La crisis de la
implementación se debe muchas veces a la falta de modelos operacionales para la
conservación efectiva. El modelo que proponemos busca superar esta situación y
ofrece el marco conceptual adecuado para lograr una mejor gestión de los recursos
naturales.
2
INTRODUCCIÓN
Tradicionalmente, las iniciativas de conservación de la biodiversidad se han enfocado
en preservar muestras significativas de nuestros ecosistemas en lugares declarados
“críticos” por albergar altos índices de biodiversidad y de endemismo a escala
continental. Sin embargo, para ser efectivos en términos de conservación, los sitios,
paisajes y redes requieren de la incorporación de todos los factores disponibles,
biológicos, ecológicos, sociales, económicos, antropológicos y políticos. Estos deben de
entenderse de forma sistémica en los diferentes niveles de escala, local, nacional,
regional y continental. Por no tomarse en cuenta en la planificación del territorio a largo
plazo, muchas iniciativas de conservación muy loables con importantes insumos
financieros y humanos han fracasado. El modelo de reserva de biosfera ofrece un
escenario en el cual los procesos son los que precisamente construyen la propia
iniciativa de conservación, integrando las necesidades de desarrollo sostenible de los
pobladores involucrados. No existe conservación sin participación ciudadana. Para
lograr esta participación, es imprescindible incorporar en la fase de planificación y de
ordenamiento territorial las variables ecológicas, sociales, económicas y políticas, con el
fin de que las comunidades locales y los tomadores de decisión locales puedan
expresar sus necesidades.
Las tierras bajas de la vertiente caribe del norte de Costa Rica, en la cuenca del Río
San Juan, constituyen uno de los sitios de Mesoamérica que ha recibido una
significativa inversión financiera en proyectos y programas de conservación de la
biodiversidad durante las dos últimas décadas, muchas veces sin haberse desarrollado
procesos participativos que permitan armonizar las necesidades de desarrollo
sostenible con las imperantes necesidades de preservación de la flora y fauna. Por lo
tanto, es urgente analizar los parámetros claves que permitan proponer un
ordenamiento territorial viable y consensuado que funcione como un paisaje de
conservación dentro del marco de la gestión de corredores biológicos y de una reserva
de biosfera en Costa Rica, para garantizar la conectividad ecológica de los
ecosistemas.
El paisaje heterogéneo del Caribe Norte de Costa Rica contiene varios ecosistemas
fragmentados que han sido objetos de estrategias de conservación y de desarrollo
sostenible, acompañado por una inversión financiera significativa tanto por parte de las
instituciones gubernamentales como por parte de organizaciones no gubernamentales
nacionales y cooperantes internacionales. Sin embargo, el bosque tropical húmedo
presente en la zona de estudio ha sufrido un fuerte proceso de fragmentación, y la
conectividad ecológica en el Caribe Norte de Costa Rica ha sido seriamente reducida.
Por otra parte, existen vacíos de información significativos en términos de conectividad
a escala de paisaje que dificultan la toma de decisión tanto sobre la necesidad de
conservar los ecosistemas boscosos por parte del gobierno y de las municipalidades, el
ordenamiento de los territorios de acuerdo a su capacidad de uso, y la canalización de
la inversión de recursos financieros y humanos de las agencias de cooperación
3
internacional y organizaciones no gubernamentales locales hacia sitios prioritarios
claramente identificados.
El paradigma emergente en la biología de la conservación considera una variedad de
componentes paisajísticos, incluyendo no solamente a los fragmentos de bosque, sino
también a la matriz circundante, la cual está compuesta en su mayoría de agropaisaje.
En los análisis espaciales de paisaje fragmentado, conceptualmente, se ha otorgado
poca importancia a las variables socio-económicas que tienen una influencia
fundamental sobre los procesos de fragmentación de los ecosistemas. Estas se reflejan
en la influencia de la matriz, la cual produce impactos sobre la conectividad y
heterogeneidad de los ecosistemas naturales.
El análisis de la conectividad de fragmentos de cobertura forestal en el Caribe Norte de
Costa Rica evidencia vacíos en las metas de conservación de la biodiversidad y sus
ecosistemas en la vertiente atlántica del país. Por lo tanto, esta investigación buscará
integrar variables ecológicas, sociales y económicas en el análisis de conectividad, con
el fin de establecer un paisaje de conservación funcional y viable desde la perspectiva
biocéntrica y antropocéntrica. De esta forma, el estudio buscará desvelar los factores
sociales que podrán ser sometidos a experimentación para poder lograr condiciones
sociales y políticas favorables como contribución a la implementación de una reserva de
biosfera en la misma zona geográfica.
El enfoque de la ecología de paisaje permite el diseño de un paisaje funcional de
conservación para las áreas silvestres protegidas y sus zonas de amortiguamiento;
permite identificar áreas prioritarias de hábitats naturales y promover la conectividad
ecológica, tomando en cuenta la continuidad de los ecosistemas característicos del
Caribe Norte de Costa Rica y los factores socio-económicos que influyen sobre la
decisión de uso de la tierra, plasmándose en una propuesta de conservación y
desarrollo sostenible centrada en eslabones prioritarios.
4
OBJETIVOS
Objetivo general
Contribuir a la consolidación de un paisaje funcional de conservación en el Caribe Norte
de Costa Rica.
Objetivos específicos
1. Describir y modelar la composición y estructura del paisaje y su dinámica durante
el periodo 1987-2005.
2. Caracterizar el potencial socio-cultural para una estrategia de conservación
participativa.
3. Proponer un ordenamiento territorial con base en la identificación de sitios
prioritarios, análisis de vacíos de conservación y determinación de enlaces
críticos de conectividad.
5
CAPÍTULO I
MARCO CONCEPTUAL
Biología de la conservación
La biología de la conservación es una ciencia que se cristaliza en la década de los años
1970 y sigue evolucionando como una manifestación del nuevo paradigma emergente
en la ciencia (Pickett et al. 1997). En ella se amalgaman herramientas conceptuales y
teóricas derivados de una amplia gama de disciplinas científicas tradicionales e
innovadoras, puras o aplicadas, como manejo de vida silvestre, ecología, evolución,
biología, restauración ecológica, ciencias atmosféricas, genética de poblaciones,
política ambiental, sistemática, taxonomía, antropología, ciencias sociales, economía,
etc. (Fiedler & Jain 1992, Meffe & Carroll 1994, Primack 2002). La biología de la
conservación ha evolucionado hacia una disciplina experimental más proactiva con un
enfoque en los patrones y procesos a escalas múltiples (Poiani et al. 2000). Algunos
cambios importantes a partir de los modelos conservacionistas anteriores consisten en
considerar al ser humano como parte integral de los ecosistemas en los cuales
interactúa con los demás organismos, a aceptar las aspiraciones de las poblaciones
locales en hacer uso de los recursos naturales así como la necesidad de enfocar
esfuerzos de preservación de los recursos y ecosistemas naturales por parte de los
gestores dentro de una perspectiva más amplia, la del paisaje como escenario que
responde a las necesidades espaciales de estos organismos (Meine et al. 2006). Se
requiere de vínculos más fuertes tanto entre ciencia y política, como entre ciencia y
manejo del paisaje que se plasme en una agenda que promueva la interacción con los
medios de comunicación y la presentación de información ecológica al público (Pickett
et al. 1997). La biología de la conservación se manifiesta tanto en la investigación como
en el manejo de los ecosistemas (Soulé 1986b) e apunta a reducir las amenazas que
causan la desaparición irreversible de la biodiversidad, canalizando esfuerzos y
recursos hacia sitios de altos índices de diversidad y de endemismo con el fin de
mantener la integridad de ecosistemas representativos (Primack 2002). En el cinturón
tropical, la biología de la conservación constituye un enfoque eficiente para abordar la
problemática de la depredación de los recursos naturales, especialmente como una
respuesta apremiante frente a las consecuencias ecológicas negativas de los procesos
de fragmentación de los bosques (Soulé 1986, Myers 1986, Laurance & Bierregaard
1997).
La teoría del equilibrio de la biogeografía de islas fue desarrollada por Robert MacArthur
y Edward O. Wilson (1963, 1967) para explicar observaciones científicas que
demostraban que las islas tenían índices de diversidad biológica inferiores a territorios
continentales comparables. Estos autores propusieron que la cantidad de especies de
una isla tiende a estabilizarse en un nivel de equilibrio, el cual es determinado por una
proporción entre la tasa de colonización de especies nuevas y la tasa de extinción de
especies nativas residentes en la misma. La aplicación de esta teoría a los fragmentos
de hábitat ha sido instrumental para interpretar la dinámica y la distribución de la fauna
y flora en remanentes de hábitat. En términos de conservación de hábitat, ha permitido
6
enfocar esfuerzos notables para disminuir el aislamiento de las especies mediante la
promoción del mantenimiento o restauración de parches de hábitat formados por
trampolines, o preferiblemente, por corredores continuos que faciliten el desplazamiento
de las especies (Diamond 1975).
Los ecosistemas naturales son compuestos de hábitats que varían en el tiempo y en el
espacio en cuanto a su calidad y adecuación para las especies de fauna. Estas
obedecen a una dinámica propia que las vincula como una serie de poblaciones
locales, independientemente de la fragmentación o integridad del hábitat, formando
metapoblaciones a escala regional (Hanski 1989, Hanski & Gilpin 1991, Opdam 1991).
En este sentido, las especies se desplazan desde un tramo significativo de hábitat hacia
las poblaciones locales en pequeños fragmentos de hábitat (modelo “núcleo-satélite”), o
se desplazan en forma permanente entre fragmentos de hábitat hasta que por
deficiencia de la conectividad, las poblaciones locales se extinguen (modelo “población
irregular”). El problema de la fragmentación de ecosistemas requiere de una solución en
términos de manejo de vida silvestre, parte de la cual es aportada por las aplicaciones
de la teoría de las metapoblaciones (McCullough 1996).
Ecología de paisaje
La ecología de paisaje es un paradigma emergente y una disciplina en desarrollo que
reconoce la necesidad de manejar los mosaicos de hábitat en forma integrada, integral
y práctica a nivel de paisajes completos, no obstante el hecho de que estos sean
hábitats naturales o intervenidos por el ser humano (Fortin & Agrawal 2005). Esta
disciplina reconoce la complejidad de la dinámica del paisaje (Urban et al. 1987),
prioriza el estudio de patrones espaciales dentro del mosaico de un paisaje con el fin de
entender el efecto de los patrones espaciales sobre los procesos ecológicos, la
estructura de las comunidades (Levin & Paine 1974, Wiens 1976, Risser et al. 1983) así
como los cambios temporales entre la matriz y los parches (Forman & Godron 1981)
dentro del paisaje (Forman & Godron 1986; Turner 1989, Legendre & Fortin 1989,
Hansson et al. 1995). Existen diversas definiciones del concepto de paisaje. En esta
investigación, nos referimos a un área geográfica heterogénea compuesta por
agrupamientos de ecositemas interrelacionados que se repiten a través de esta misma
extensión (Forman & Godron 1986). En esta perspectiva, la ecología de paisaje es
relevante para el estudio de la función ecológica de fragmentos de hábitat, así como el
manejo de hábitat en ambientes que han sufrido de las acciones antropogénicas,
debido a que siempre cumplen una función ecológica amplia dentro del paisaje (Noss &
Harris 1986). Además, implica la aceptación intrínseca del ser humano como
componente del paisaje (Barrett & Bohlen 1994, Bennett 2004).
Paisaje funcional de conservación
La conservación de la biodiversidad a escala múltiple de organización biológica y de
escala espacial requiere de la identificación explicita y protección de ecosistemas y
especies focales en una determinada área geográfica, aunque no siempre se pueda
determinar las necesidades espaciales de las especies, ni entender todos los procesos
ecológicos (Goldstein 1998). Sin embargo, también requiere de la identificación y
protección de los procesos ecológicos asociados a estos ecosistemas y especies
focales (McCullough 1996), condición sin la cual no se podrá considerar un área
7
funcional de conservación (Pickett et al. 1992). En este sentido, un área funcional de
conservación es un dominio geográfico en el cual se mantienen las especies, los
ecosistemas y los procesos ecológicos asociados dentro de su rango natural de
variabilidad. Estas responden a varias características (Poiani et al. 2000):

El tamaño, la configuración y otros parámetros de diseño relacionados con las
especies, ecosistemas y procesos ecológicos asociados,

El mantenimiento a largo plazo (100-500 años) de los patrones y procesos
bióticos y abióticos dentro del rango natural de su variabilidad,

El reconocimiento intrínseco del factor humano como influencia sobre la
funcionalidad de las áreas.

La necesidad potencial de algún tipo de manejo ecológico o restauración
ecológica para mantener la funcionalidad (Corrêa do Carmo et al. 2001).
La biología de la conservación reconoce que ecosistemas diversos y funcionales son
críticos no solamente para mantener las especies aprovechadas por el ser humano,
sino también para perpetuar la enorme variedad de formas de vida de las cuales se
sabe poco (Meffe & Carroll 1994). Poiani et al. (2000) definen tres tipos de área
funcional de conservación (sitios, paisajes y redes), cuyas características varían según
los objetivos de manejo y los requerimientos de funcionalidad de las especies o
ecosistemas que se pretenden proteger. Un paisaje funcional de conservación tiene por
fin el conservar un abanico de especies y de ecosistemas dentro de su rango natural de
variabilidad en todas las escalas inferiores a la escala regional, es decir gruesa,
intermedia y local (Lambeck & Hobbs 2002). En un paisaje funcional de conservación
existe la posibilidad de adecuar el sistema existente de áreas silvestres protegidas a las
necesidades de conservación, incluyendo la ampliación, reducción o rediseño de
algunas de ellas dentro de una perspectiva global integral (Brandon 2002). En este
sentido, la planificación del ordenamiento territorial de las unidades administrativapolíticas es esencial (Dengo 1999). El tamaño de las áreas silvestres protegidas y su
ubicación geográfica dentro de la red de conservación es fundamental para asegurar la
viabilidad de las poblaciones que se pretenden proteger (Powell et al. 2002, Therborgh
& van Schaik 2002, van Schaik et al. 2002). En este sentido, la representatividad de las
unidades de ecosistema en miras a mantener la heterogeneidad del paisaje es
sumamente importante (Grumbine 1994, Lindenmayer 2006). Además del tamaño de
las áreas de conservación y de la heterogeneidad del paisaje, otros factores
importantes a tomar en cuenta son el contexto de la matriz, la conectividad de los
fragmentos de hábitat, y las áreas de amortiguamiento (Meffe & Carroll 1994). En este
sentido, las redes de áreas silvestres protegidas juegan un papel de suma importancia
(Lovejoy 2006).
Conectividad
La conectividad es un elemento fundamental del paisaje (Taylor et al. 1993). Una de las
estrategias para mitigar los efectos de la fragmentación sobre los ecosistemas consiste
en mantener o restablecer los vínculos en el paisaje (Noss 1991). La conectividad
describe cómo “los arreglos espaciales y la calidad de elementos en el paisaje afectan
el desplazamientote organismos entre parcelas de hábitats” (Benett 2004). Crome
8
(1997) advierte sobre el enfoque minimalista que consiste en afirmar que los fragmentos
muy pequeños o relativamente aislados carecen de importancia; resalta que la línea de
base consiste en entender que la cantidad de fragmentos naturales que tenemos en un
momento determinado es el mínimo a preservar. Una gran cantidad de organismos
presentan patrones de movimiento diarios o temporales que los llevan a menudo de un
fragmento de ecosistema a otro. En términos de manejo, la conectividad encuentra su
manifestación en los corredores biológicos (Worboys 2010); sin embargo, los
corredores pueden representar tanto una oportunidad de desplazamiento para los
organismos como una barrera, dependiendo del tipo de cobertura del corredor y el
organismo particular (Hilty et al. 2006, Anderson & Jenkins 2006). Es por esta razón que
tanto los eslabones de ecosistemas naturales como la matriz circundante juegan un
papel importante en la eficiencia de la conectividad ecológica (Schelhas & Greenberg
1996, Crome 1997, Bierregaard & Stoufer 1997, Benett et al. 2006). En el paisaje, el
valor de la conectividad dependerá en gran medida del comportamiento de cada
organismo en relación al uso de los corredores (Soulé 1991, Bélisle 2005, Sanderson et
al. 2006, Fagan & Calabrese 2006). Las estrategias de conservación basadas en los
corredores consisten en optimizar el ancho y la variedad de hábitat natural en los
eslabones de paisaje para que el espectro entero de especies nativas tenga la
oportunidad de desplazarse entre áreas naturales dentro del paisaje (Noss 1991). La
conectividad se manifiesta también en las redes de conectividad, las cuales existen o se
restablecen entre los fragmentos de ecosistemas que fueron separados por factores
antropogénicos (Forman & Godron 1981, Bruinderink et al. 2003), permitiendo el libre
movimiento de los organismos de un fragmento al otro (Dobson et al. 1999). La idea
subyacente de las redes ecológicas es la identificación de la diversidad biológica y de
los recursos naturales en el paisaje guiados por principios de planificación de
conservación combinada con información sobre las necesidades de llenar vacíos de
conservación para preservar comunidades naturales (Hoctor et al. 2000). La teoría de la
conectividad dentro de la ecología del paisaje y la biología de la conservación apunta a
que es probable que los eslabones de conectividad tengan la capacidad de mitigar
hasta cierto punto los efectos colaterales del cambio climático sobre las necesidades de
desplazamiento de algunos organismos en respuesta al aumento de las temperaturas
anuales (Noss 1991, Hay 1991, Dobson et al. 1999, Thomas et al. 2006).
La conectividad provee dos funciones fundamentales. En primer lugar permite regular
los movimientos de los organismos, asegurando que las varias subdivisiones de una
población puedan mantener el equilibrio genético (Soulé 1991, Britten & Baker 2002,
Frankham 2006). En segundo lugar, la conectividad facilita la dispersión entre el rango
hogareño de las especies y sus áreas de migración (Harrison 1992, Dobson et al. 1999,
Chassot et al. 2002a). Existe conectividad a escala de fragmento, a escala local, a
escala de paisaje y a escala regional o continental (Taylor et al. 2006). La conectividad
estructural del paisaje es determinada por la distribución espacial de los tipos de
hábitats, la cual depende de la continuidad de hábitats, de la distancia entre los
elementos del paisaje y del tamaño de las brechas entre fragmentos (Theobald 2006).
La conectividad de orden conductual se relaciona con la respuesta comportamental de
las especies frente a la estructura del paisaje (Benett 2004). La escala y el diseño de
elementos de conectividad dependen de los objetivos de manejo y debe de adaptarse a
las especies focales para las cuales se pretende mantener o restablecer el corredor
9
(Soulé 1991, De Campos & Finegan 2002, Benett et al. 2006). En especial, la definición
de un umbral de dispersión acorde a las necesidades de los organismos tiene
implicaciones importantes y no siempre corresponde con otros umbrales ecológicos
(With 2002). También estos dependen de los posibles cambios ecológicos inducidos por
los inciertos impactos del cambio climático (Pearson 2006, Chester & Hilty 2010). Una
controversia anima el debate sobre la bondad de los corredores desde que apareció el
concepto con la popularidad de la teoría de la biogeografía de las islas (McArthur &
Wilson 1967) y el postulado de los corredores como solución al aislamiento en
incremento de las áreas silvestres protegidas en la matriz del paisaje (Beier & Noss
1998). Algunos autores (Simberloff & Cox 1987, Simberloff et al. 1992, Hobbs 1992)
advierten sobre el costo de la inversión en los corredores, así como sobre el potencial
peligro de diseminación no voluntario de algunos organismos que carecen de
conectividad natural, debido a que un corredor artificial puede proveer conectividad
entre fragmentos históricamente separados por otros tipos de ecosistemas,
especialmente en lo referente a invasiones de especies exóticas en ecosistemas
naturales (Janzen 1986, Crooks & Suarez 2006) o de enfermedades que pueden
conducir especies a la extinción (Hess 1994, McCallum & Dobson 2006). Esta actitud se
debe en algunos casos a la falsa premisa de que los paisajes preagrícolas eran hábitats
constituidos por bloques homogéneos (Dobson et al. 1999).
Fragmentación
El fenómeno de la deforestación provoca la pérdida de nutrientes en el ecosistema
(Bormann et al. 1968) y es acompañado por procesos de fragmentación, o reducción en
tamaño e incremento del aislamiento de los fragmentos de bosque (Schelhas &
Greenberg 1996, Sánchez et al. 2001), tales como remanentes boscosos, bosques
sometidos al manejo forestal, bosques naturales, bosques sagrados y bosques de
galería o bosques riparios. Este fenómeno causa procesos de fragmentación, o
reducción en tamaño e incremento del aislamiento de los fragmentos de bosque
(Lindenmayer & Fischer 2006), así como aumento del efecto negativo de barreras
naturales o antropogénicas (Clevenger & Wierzchowski 2006, Crooks & Sanjayan
2006). La fragmentación de los ecosistemas provoca diversos impactos sobre la biota
(Saunders et al. 1991, Laurance et al. 2002). El efecto más drástico de la fragmentación
de los bosques es la disminución de las poblaciones de organismos silvestres y la
extinción de organismos silvestres a escala de fragmento, a escala local y a escala de
paisaje (Levin & Paine 1974, Jordan 1986, Franklin & Forman 1987, Collado &
Dellafiore 2002, Kattan 2002, Gallego & Finegan 2004, Laurance et al. 2002, Laurance
& Vasconcelos 2004, Santos & Telleria 2006, Haddad & Tewksbury 2006). Las
estrategias clásicas de conservación de la biodiversidad han intentado proteger la
mayor parte de las especies en áreas silvestres protegidas o en fragmentos aislados
(Saunders et al. 1991, Noss & Cooperrider 1994, Soulé 1986, Soulé & Terborgh 1999,
Hudson 1991, Fiedler & Jain 1992). Sin embargo, estas representan menos del 11% de
los ecosistemas naturales (FAO 2006b) y se encuentran generalmente ubicadas en las
zonas de menor acceso del planeta. En cambio, los paisajes fragmentados son sujetos
a la acción constante del ser humano, lo que dificulta la ampliación de las redes de
áreas silvestres protegidas (Lindenmayer & Fischer 2006). Estos fragmentos pueden
contener muchos organismos ausentes de las áreas silvestres protegidas (Schelhas &
Greenberg 1996). Aún una matriz compuesta por diferentes tipos de agropaisajes
10
dinámicos mantiene importantes funciones ecológicas (Gascon et al. 2004, Bennett et
al. 2006). Es importante considerar el paisaje como un todo en lugar de una colección
de entidades bióticas separadas o desvinculadas (Saunders et al. 1991).
Debido a la importancia ecológica y económica de los fragmentos de bosque, es
imprescindible desarrollar programas que incentiven su conservación, su valor
económico y su adecuado manejo (Kattan & Álvarez 1996), incluyendo perspectivas
para su restauración ecológica natural o asistida (Viana et al. 1997, Lamb et al. 1997,
Guariguata & Ostertag 2002), la posibilidad de vincularse con los demás fragmentos del
paisaje (Poffenberger 1996, Guindon & Palminteri 1996), y procesos de planificación
para valorar las actividades de agroforestería presentes en las áreas de
amortiguamiento de las áreas silvestres protegidas en el paisaje (Schroth et al. 2004b).
En el debate actual sobre el valor de los fragmentos de bosque tropical, los científicos
que trabajan con fragmentos en paisajes ocupados por asentamientos humanos
enfatizan en las contribuciones positivas de los fragmentos en el mantenimiento de las
funciones ecológicas básicas a lo largo del paisaje de conservación (Browder 1996,
Nepstad et al. 1996), mientras los científicos que trabajan en beneficio de la
preservación de ecosistemas intactos expresan reservas sobre esta percepción
(Bierregaard & Dale 1996). En las regiones del trópico donde los procesos de pérdida
de cobertura forestal han sido severos, los fragmentos pueden jugar un papel
importante como banco de semillas, como fuentes de dispersión de semillas
(Guariguata et al. 2000), como zonas de amortiguamiento de bloques intactos de
bosque, proveyendo recursos a gran número de organismos que usan corredores
biológicos y sirviendo de refugio a organismos migratorios locales o de larga distancia
(Greenberg 1996, Benett 2004).
El estudio diacrónico de los procesos de fragmentación permite documentar los
patrones de cambio espacial y a partir de estos identificar los factores que causan los
cambios, así como las tendencias futuras de cambios (Corbera et al. 1996, Cohen et al.
2002, Bresee et al. 2004).
La teoría del equilibrio de la biogeografía de islas fue desarrollada por MacArthur y
Wilson (1963, 1967) para explicar observaciones científicas que demostraban que las
islas tenían índices de diversidad biológica inferiores a territorios continentales de
extensión comparable. Estos autores propusieron que la cantidad de especies de una
isla tiende a estabilizarse en un nivel de equilibrio, el cual es determinado por una
proporción entre la tasa de colonización de especies nuevas y la tasa de extinción de
especies nativas residentes en la misma. La aplicación de esta teoría a los fragmentos
de hábitat ha sido instrumental para interpretar la dinámica y la distribución de la fauna
y flora en remanentes de hábitat y reconocer el valor ecológico de los fragmentos de
ecosistemas (Harris 1984). En términos de conservación de hábitat, ha permitido
enfocar esfuerzos notables para disminuir el aislamiento de las especies mediante la
promoción del mantenimiento o restauración de parches de hábitat formados por
trampolines (“stepping stones” por su termino en inglés), o preferiblemente, por
corredores continuos que faciliten el desplazamiento de las especies (Diamond 1975).
11
Los ecosistemas naturales son compuestos de hábitats que varían en el tiempo y en el
espacio en cuanto a su calidad y adecuación para las especies de fauna. Estas
obedecen a una dinámica propia que las vincula como una serie de poblaciones
locales, independientemente de la fragmentación o integridad del hábitat, formando
metapoblaciones a escala regional (Wiens 1976, Hanski 1989, Hanski & Gilpin 1991,
Opdam 1991). En este sentido, las especies se desplazan desde un tramo significativo
de hábitat hacia las poblaciones locales en pequeños fragmentos de hábitat (modelo
“núcleo-satélite”), o se desplazan en forma permanente entre fragmentos de hábitat
hasta que por deficiencia de la conectividad, las poblaciones locales se extinguen
(modelo “población irregular”). El problema de la fragmentación de ecosistemas
requiere de una solución en términos de manejo de vida silvestre, parte de la cual es
aportada por las aplicaciones de la teoría de las metapoblaciones (McCullough 1996).
La fragmentación obliga varios organismos anteriormente presentes en hábitats
continuos conectados a funcionar como metapoblaciones en remanentes de
ecosistemas naturales (Lefkovitch & Fahrig 1985, Opdam et al. 1985, Gilpin & Hanski
1991, McCullough 1996, Moilanen & Hanski 2006) y a desplazarse entre fragmentos de
ecosistemas naturales (Dale et al. 1994). Por otra parte, la fragmentación expone los
organismos del bosque al efecto de borde (Lovejoy et al. 1986), provocando el aumento
en los niveles de luz, la invasión de organismos de áreas abiertas (Laurance et al.
1985), procesos de sequía debido al efecto penetrante de los vientos (Laurance 1997) y
cambios de características de la comunidad vegetal (Lovejoy et al. 1997, Lezcano et al.
2002, Lindenmayer & Fischer 2006). Sin embargo, una investigación en el área de
estudio demuestra que los bordes de remanentes de bosque tropical húmedo se han
recuperado después de dos décadas de estar expuestos a los efectos de la matriz
circundante (Forero & Finegan 2002, Schedlbauer et al. 2007, Finegan & Bouroncle).
Un fragmento puede ser muy reducido en tamaño para proveer recursos alimenticios
suficientes a los organismos de amplio rango hogareño, o puede soportar únicamente
poblaciones pequeñas, las cuales son sujetas a altos riesgos de extinción por varios
factores, incluyendo variaciones estocásticas del tamaño poblacional (Andersen et al.
1997). La respuesta de los organismos a los procesos de fragmentación depende de su
grado de especialización ecológica, tamaño corporal y patrones de movimiento
(Kellman et al. 1996, Guindon 1996, Tewksbury et al. 2006). Muchos de los procesos
ecológicos mediante los cuales los organismos son impactados por el efecto de borde
natural o provocado no han sido entendido todavía (Harris 1988), pero algunos estudios
apuntan hacia los efectos de declive de riqueza y abundancia de fauna (Willis 1974,
Ernst et al. 2006, Lees & Peres 2006) y efectos de largo plazo en los procesos de
polinización de especies vegetales dependientes de organismos que carecen de la
capacidad de desplazarse entre fragmentos aislados (Murcia 1996, Manning et al. 2006,
Hanson et al. 2007, Hanson et al. 2008), especialmente en lugares con altos índices de
biodiversidad y donde las plantas y árboles son sujetos a mayor ocurrencia de declive o
extinción debido a la carencia de polinizadores especializados (Vamosi et al. 2006).
Cramer et al. (2007) han demostrado como las especies de árboles cuyas semillas son
dispersas por animales de tamaño mediando y grande, son sujetos a mayor dificultad
de dispersión de sus genes en paisajes fragmentados. Los procesos de fragmentación y
sus implicaciones ecológicas son sumamente complejas (Crome 1997) y requieren de
mayor esfuerzo de investigación aplicada (Bierregaard et al. 1997).
12
Cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
El análisis del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra tiene que ver con la
aplicación de las diferentes disciplinas características del nuevo paradigma de la
biología de la conservación, para aportar elementos de explicación a las causas,
consecuencias y trayectorias del cambio de uso de la tierra (Verburg & Veldkamp 2005).
Estas disciplinas buscan vincular los patrones espaciales con los procesos de uso de la
tierra mediante la integración de Sistemas de Información Geográfica (SIG), de
componentes socio-económicos, y de técnicas basadas en la utilización de sensores
remotos con enfoques de ecología del paisaje (Nagendra et al. 2004). La dificultad de
esta empresa radica fundamentalmente en que la unidad de observación de los rasgos
biofísicos de la tierra derivados de fuentes de sensores remotos, el píxel, no responde a
las unidades de organización social, económica o política (Mertens et al. 2000). Por otra
parte, entender la compleja red de interacciones entre patrones y procesos es
conceptualmente difícil (Bian & Walsh 2002). El cambio de cobertura de la tierra es un
proceso complejo e intricado (Lambin et al. 2003) que necesita ser medido en su
complejidad para poder entenderlo. Muchas veces, el cambio de cobertura de la tierra
se da por medio de procesos disjuntos, con periodos de cambio rápido provocados por
un evento dramático y súbito que desencadena una serie de cambios en el sistema
(Lambin et al. 2001).
Una de las causas principales del cambio global es la deforestación (IPCC 2007), sin
embargo, los factores que provocan la deforestación son difíciles de identificar. La
extensión de cultivos y de pastos para la ganadería ha aumentado fuertemente durante
los trescientos últimos años en detrimento de los bosques, sabanas, estepas y otros
ecosistemas naturales, siguiendo los procesos de civilización en todos los continentes
(Myers 1980, Houghton 1995, Goldewijk 2001). Esta tendencia todavía es de actualidad
en América Latina (Lambin et al. 2003) aunque en la última década se ha observada
una disminución de la tasa neta de pérdida de bosques en el ámbito global (FAO 2006).
La tendencia latinoamericana se diferencia en alguna medida de la situación que
prevalece en Asia y Africa (Lambin & Geist 2003). Las evidencias empíricas de causas
de la deforestación en el ámbito mundial permanecen basadas en la información de
análisis estadísticos nacionales (FAO 2000, Lepers et al. 2002). Hasta la serie de
investigaciones realizada por el Land-Use and Land-Cover Change (LUCC) Project del
Programa Internacional de la Geosfera-Biosfera (IGBP) y del Programa Internacional de
Dimensión Humana sobre el Cambio Ambiental Global (IHDP), las dos explicaciones
principales de las causas de deforestación eran la “causalidad unifactorial” (Allen &
Barnes 1985, Myers 1992, Myers 1993, Ranjan & Upadhyay 1999), la cual propone
varias causas primarias como el incremento de la población mundial o los cambios en
los patrones de agricultura, y la “complejidad irreducible” (Rudel & Roper 1996, Bawa &
Dayanandan 1997, Mather et al. 1998, Rudel et al. 2005, Vandermeer & Perfecto 2005),
para la cual las correlaciones entre factores causales múltiples de la deforestación no
evidencian patrones claros. El LUCC distingue causas directas (“proximate causes”, en
inglés), las actividades humanas o acciones inmediatas en el ámbito local, tal como la
expansión agrícola originada por intentos deliberados de uso de la tierra que causa
impactos en la cobertura forestal, y causas indirectas (“underlying causes”, en inglés),
las cuales son procesos sociales fundamentales, tal como la dinámica de poblaciones
humanas o políticas agrícolas que favorecen las causas directas y operan en el ámbito
13
local o provocan impactos indirectos desde el ámbito nacional o global (Geist & Lambin
2002). De acuerdo a Geist et al. (2002), la extensión de infraestructura (principalmente
carreteras), la expansión agrícola y la extracción de madera son las principales causas
indirectas del cambio de uso de la tierra. Estas son favorecidas por una combinación de
fuerzas sinergéticas, en la cual los factores económicos, las instituciones, las políticas
nacionales y algunas influencias remotas de índole cultural y ambiental juegan un papel
preponderante (Ojima et al. 1994, Avendaño 2005, Pujol & Pujadas 1996, Schelhas
1996, Southworth et al. 2004, Chowdhury 2006, Arana et al. 2007). Nuestra
investigación reesfuerza los hallazgos del LUCC y demuestra que el incremento de la
población o los patrones de agricultura itinerante no constituyen causas fundamentales
del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra (Geist & Lambin 2001, August
et al. 2002, Schelhas & Sánchez 2006), en oposición a un marco conceptual donde la
explicación demográfica es presentada como el factor principal de los fenómenos de
deforestación (Sandler 1993, Wibowo & Byron 1999). Además, nuestro estudio
demuestra que en la Zona Norte de Costa Rica, los factores económicos no constituyen
factores causales dominantes como en muchos otros casos reportados para
Latinoamérica (Pearce 2001). En la mayoría de los casos, la relación entre factores
causales corresponde al modelo concomitante (varios factores influyendo
separadamente) o encadenamiento causal lógico (varios factores interrelacionados
causando la pérdida de ecosistemas naturales).
Cultura ambiental
Muchas veces, el conflicto entre la humanidad y la naturaleza no es nada más que una
extensión del conflicto entre seres humanos, y a no ser que el movimiento ecológico
tome en cuenta el problema de la dominación en todos sus aspectos, no podrá
realmente contribuir a la erradicación de las causas principales de la crisis ecológica
(Mora 1998). Esta es una crisis común que afecta a todos los seres humanos y que
requiere romper las divisiones sociales (Corraliza & Aragonés 2002). Sin embargo, el
problema principal radica en que la acción común no necesariamente podrá
aproximarse a las soluciones, debido a que las clases políticas y económicas que
causaron gran parte de la situación actual son las que detienen este mismo poder y
bloquean el proceso de búsqueda de soluciones, debido a su insuficiente inclinación en
cambiar su actitud y el rumbo de la carrera para la acumulación de bienes.
El comportamiento ambiental es la forma en que los seres humanos se comportan ante
el ambiente, el cual depende generalmente del grado de educación y del nivel
económico y de las enseñanzas sobre el ambiente y de los procesos de aprendizaje.
También depende de factores situacionales y de factores personales (Corraliza &
Berenguer 2000). Algunos comportamientos anodinos desde la perspectiva individual se
revelan impactantes cuando son de índole colectiva. De acuerdo con Corraliza y
Berenguer (2000), los determinantes del comportamiento ambiental individual son los
valores y creencias ambientales, las cuales se definen sobre la relación costo-beneficio.
En este sentido, Lubell (2002) indica que el comportamiento del activismo ambiental es
función de las creencias de los ciudadanos sobre los beneficios colectivos, la habilidad
de producir resultados colectivos y los costos y beneficios selectivos de la participación,
por lo que las investigaciones psicosociales hacen referencia, en lo general, al
comportamiento ambiental individual más que al comportamiento ambiental de las
14
sociedades. Los temas ambientales forman parte del universo de nuestras
preocupaciones. Existe una relación entre las dimensiones de la crisis ambiental y el ser
humano (Corraliza & Aragonés 2002). Muchos problemas ambientales tienen
soluciones comportamentales. La relación entre conocimiento, actitud y comportamiento
depende de una compleja combinación de factores psicológicos y sociológicos que se
configuran específicamente, por lo que tiene serias implicaciones en la educación
ambiental (Nieto 2004). La falta de relación entre la actitud y la conducta suele
vincularse a dos tipos de motivos: uno de tipo metodológico y el otro de tipo teórico. Por
ejemplo, en adolescentes de la costa oeste de los Estados Unidos de América,
Meinhold y Malkus (2005) encontraron que la actitud pro ambiental predecía
significativamente el comportamiento ambiental. Es difícil analizar el hecho de que hoy
en día existe mucha conciencia y conocimiento en muchas personas, pero sus actitudes
son contradictorias y, muchas veces, no actúan para mejorar su aptitud en beneficio del
medio ambiente. Parte del comportamiento ambiental se explica a partir de la afinidad
emotiva hacia el medio ambiente (Kals et al. 1999).
Los valores, actitudes y comportamientos permiten representar juicios de diferentes
maneras, de acuerdo con la conciencia ambiental de cada ser humano, por lo que
dependiendo de la formación de cada ser humano y su nivel socioeconómico, así será
su conciencia ambiental (Díaz & Beerli 2005), siendo esta última la que permite a las
personas convivir con el entorno, preservarlo y utilizarlo de acuerdo con sus
necesidades sin comprometer con ello la posibilidad de las generaciones futuras de
satisfacer las suyas. En sociología, uno de los temas centrales relacionado con el medio
ambiente desde sus primeros momentos ha sido el estudio de la adquisición por la
población de una conciencia ambiental y de un comportamiento ambiental que conlleva
a la formación de actitudes y comportamientos cuidadosos con el medio ambiente y los
factores que facilitan u obstaculizan el desarrollo de estas orientaciones ecológicas.
Esta varía tanto geográficamente (Stedman 2002), contextualmente (McFarlane & Hunt
2006), como espacialmente (Blake 2001), así como con la variación étnica de los
sujetos (Jonson et al., 2004), y depende fuertemente del vínculo del sujeto con un lugar
particular asociado con un tipo específico de ambiente, ya sea natural, urbano o rural
(Lutz et al. 1999, Vorkinn & Riese 2001, Wiesenfeld & Giuliani 2002). Cabe resaltar que
no se ha encontrado correlación positiva entre producto nacional bruto (PNB) y grado
de conciencia ambiental nacional en un estudio realizado en 21 países (Diekmann &
Franzen 1999). Pareciera existir además una influencia significativa de factores
externos generales tales como las influencias culturales y las normas sociales (familia,
grupos de amigos, gremios profesionales), las cuales pueden ejercer una presión fuerte
y contraria en sujetos cuya actitud es generalmente pro ambiental. De hecho, el
contexto social es la única variable que aumenta significativamente el comportamiento
ambiental (Olli et al. 2001). Por esto, es necesario considerar el peso de los valores
personales y de las creencias sobre la posibilidad de adoptar un comportamiento
ambientalmente amigable. Nuestros resultados subrayan la importancia de las variables
culturales ligadas a la actitud y comportamiento ambiental de parte de los propietarios
con poder de decisión sobre el uso de la tierra y el cambio de cobertura de la tierra, al
igual que otro estudio puntual en la cuenca media del Sarapiquí (Schelhas & Pfeffer
2005), en la zona de amortiguamiento del Parque Internacional la Amistad en Costa
15
Rica (Schelhas & Pfeffer 2005), en la Reserva de Biosfera Calakmul (Chowdhury 2006)
y en Veracruz, México (Lang et al. 2007).
Reseña histórica: San Carlos, Sarapiquí y Pococi
Grupos de colectores-cazadores-pescadores empezaron a colonizar las Américas
desde Asia hace unos 40,000 años. Paso a paso, en un espacio de varios milenios,
estos primeros ocupantes humanos avanzaron hacia el sur. La vida cotidiana de estos
pequeños grupos nómadas estaba dividida entre actividades de pesca, de caza y de
colecta; su desarrollo y la influencia de cambios climáticos pronunciados posiblemente
acabaron con la megafauna que ocupaba el continente antes de su llegada y
subsiguiente desarrollo (Wallace 1997, Webb 2003). Durante su fase de
sedentarización (8,000-4,000 a.C.) los ocupantes aprendieron a domesticar plantas en
un paisaje dominado por el bosque tropical. La ubicación privilegiada de Nicaragua y
Costa Rica en el Istmo los convirtió en un punto de convergencia de las corrientes
culturales del norte y del sur (Cooke 2003). Esta situación permitió a los habitantes de la
zona adquirir conocimientos acerca de la domesticación de tubérculos como la yuca o el
ñampi y de árboles como el pejibaye, comunes en las regiones tropicales de
Suramérica, así como también de manejar el cultivo de granos tales como el maíz y el
fríjol, más típicos de las zonas semi-áridas de México (Ferrero 2000). La influencia
cultural del Caribe Norte de Costa Rica proviene claramente de la cultura sudamericana
(Área Intermedia). Durante los 500 primeros años a.C., una jerarquía social creció, con
la figura del cacique como jefe, y el poder político, económico y espiritual empezó a
concentrarse en algunos asentamientos. Los 750 años que precedieron a los primeros
contactos con los Conquistadores se caracterizaron por la predominancia de los
cacicazgos, lo cual se relaciona por un lado con el desarrollo de la agricultura (uso de
fertilizantes naturales, sistemas de irrigación y técnicas de corta y quema de montes), y
por otro con un aumento de la diferenciación social basada en la acumulación de bienes
y el esclavismo para beneficio de una nobleza militar y religiosa (Ferrero 2000, Molina &
Palmer 1998, Herrera 2000). Con la Conquista, el paisaje de Costa Rica inicia una fase
de cambios irreversibles, los cuales se deben principalmente al inicio de procesos de
deforestación causados por la introducción del ganado bovino y del caballo (Chacón
2003).
Las comunidades que constituyen el “San Carlos histórico” aparecen a finales del siglo
XIX o a principios del siglo XX: Ciudad Quesada es fundada en 1884, Aguas Zarcas en
1893. Sin embargo, las comunidades ubicadas al norte de Pital, en los actuales distritos
de Pocosol y Cutris se fundan después de 1954. De manera general, la colonización de
la región norte fue tardía (posterior a 1850) y se debió en gran parte a la actividad
cafetalera en el Valle Central. Muchos de los pioneros de San Carlos eran de Grecia,
Naranjo, Poás, San Ramón o Palmares y venían con la intención de sembrar café, caña
de azucar, maíz y otros productos básicos, en lugar de dividir en fracciones más
pequeñas las fincas cafetaleras familiares que tenían en la Meseta (Barrantes et al.
2001). Entre 1940 y 1970, la apertura de la carretera San José – Villa Quesada, y la
fumigación de las llanuras con DDT, que elimina el zancudo vector de la malaria,
provocan una inmigración masiva que también se explica por el agotamiento de la
frontera agrícola en el Valle Central. En el norte, la frontera agrícola se estabiliza en la
década de 1980, convirtiendo a la región en la principal área lechera del país. A finales
16
de la década de 1980 se suma una importante ola de inmigrantes nicaragüenses
(Rodríguez 2001, Ramírez 2003). San Carlos tiene una superficie de 3,347 km2.
En el transcurso del siglo XIX, los caminos de mula y el Río Sarapiquí, navegable en su
segmento al norte de Puerto Viejo hasta el Río San Juan, habían convertido a la región
en una importante vía de salida hacia Europa. Hasta 1950, Sarapiquí se caracterizaba
por su agricultura de subsistencia y su aislamiento de los otros centros de actividad; se
producía arroz, maíz, frijoles, bananos, café y cerdos (Young 1991). Una economía
poco desarrollada generaba ingresos por la recolección de hule de árboles silvestres
(Castilla elastica), la extracción de troncos de cedro (Cedrela odorata) y la
comercialización de pescado seco de los ríos. Al principio de la década de los 50, una
carretera de grava finalmente vincula Puerto Viejo con el Valle Central, convirtiendo a
Puerto Viejo en un almacén de productos entre San José y la cuenca baja del San
Juan. Los habitantes de las tierras bajas entre el norte de la Cordillera Central y el sur
de Nicaragua vendían banano, plátano, cacao y copra. Entre 1952 y 1960, se
establecieron plantaciones mecanizadas de arroz entre La Virgen y Puerto Viejo, con
dos cosechas anuales hasta que la maleza provocó el abandono del cultivo del arroz.
La Standard Fruit Company se instaló en Río Frío en 1967 para desarrollar plantaciones
intensivas de banano; se mejoró la infraestructura vial en el área con un camino
conectando Guápiles con Río Frío y Puerto Viejo, y se creó una cantidad importante de
empleos. En la misma época, el ITCO reclamó una gran cantidad de tierras boscosas
en la misma zona, construyó carreteras, puentes y mejoró los servicios para favorecer
el avance de la frontera agrícola. La apertura de nuevos caminos incentivó la
colonización de Sarapiquí. Hacia 1970 se presenta un auge en la historia de Sarapiquí;
por esa fecha el gobierno local fue otorgado y Sarapiquí declarado cantón (Butterfield
1994). Actualmente, el cantón de Sarapiquí tiene una superficie de 2,140 km 2.
El desarrollo económico del territorio actual de Pococí inicia en 1879, cuando Costa
Rica firma un convenio con Minor Keith para extender la vía del ferrocarril hasta el
margen este del río Sucio. Muchos colones se instalaron desde Moravia, Coronado y
otros lugares del Valle Central, debido a que el Gobierno se dispuso a vender tierras, y
se dedicaron a la ganadería, la siembra de caña de azúcar y el aserrío de madera
(Chacón 2003). La región prosperó hasta que se inauguró el ferrocarril entre San José y
Limón y la construcción de la carretera a San José en 1882, modificando las redes
económicas. A finales del Siglo XIX, Minor Keith inició la siembra de grandes
extensiones de banano, gracias al capital extranjero de la United Fruit Company,
acelerando nuevamente los procesos de desarrollo económico. En 1911 se crea el
cantón de Pococí y en la década de los años 1930, la United Fruit Company abandonó
sus fincas en la vertiente del Caribe, debido al agotamiento de los suelos y las plagas
que afectaban las plantaciones, lo cual provocó la transformación de la estructura
productiva y favoreció la producción de cacao (Barrantes et al. 2001). La industria
bananera volvió a recobrar importancia en la década de los 1960 y 1970 con la
introducción de variedades resistentes a las enfermedades. El territorio de Pococí es
distinto de San Carlos y Sarapiquí; es plano en su mayoría, y presenta grandes
extensiones de banano, terrenos dedicados a la ganadería extensiva y cultivos de
granos básicos, maíz y arroz específicamente (Nieuwenhuyse et al. 2000). La parte
norte y este, contiguos al río San Juan y al litoral caribeño presentan la mayor densidad
17
de bosques, bosques anegados y humedales del país. Pococí tiene una superficie de
2,403 km2.
Los tres cantones que forman parte del área de estudio presentan rasgos históricos
específicos. Sin embargo, se reconocen tendencias generales como la colonización
tardía y el agotamiento de la frontera agrícola en la segunda mitad del Siglo XX (Robert
2003), posteriormente a la revolución demográfica (Heckadon 2003), intentos de
desarrollo agrícola y ganadero que poco a poco fueron abandonados y pérdida de
control campesino sobre la propia producción debido en parte a políticas estatales
desfavorables y en parte a condiciones climáticas y de suelo generalmente adversas,
emigración hacia los centros poblados regionales y el subsiguiente cambio en la
tenencia de la tierra a favor de medianos y grandes propietarios.
Iniciativas de conservación en el Caribe Norte
En el Caribe Norte de Costa Rica se han implementado estrategias de conservación y
de desarrollo sostenible por parte de instituciones gubernamentales y de organizaciones
no gubernamentales nacionales e internacionales y alianzas, entre las cuales destacan
Sistema Internacional de Áreas Protegidas para la Paz (SI-A-PAZ), Paso Pantera,
Proyecto Desarrollo Sostenible de la Cuenca del Río San Juan Nicaragua-Costa Rica,
Corredor Biológico Mesoamericano, Corredor Biológico San Juan-La Selva y Reserva
de Biosfera Agua y Paz. Sin embargo, a escala de paisaje, el bosque tropical húmedo
ha sufrido un proceso de fragmentación fuerte.
La idea de desarrollar las áreas silvestres protegidas en forma integrada se origina en el
Sistema Internacional de Áreas Protegidas para la Paz (SI-A-PAZ) entre Nicaragua y
Costa Rica. Este proyecto binacional nace en la Primera Reunión Centroamericana
sobre Manejo de Recursos Naturales y Culturales realizada en San José, Costa Rica,
en 1974 y es oficializada en 1988, en el marco de las iniciativas pacificadoras que los
presidentes centroamericanos impulsaban en esta época de guerras civiles y
dictaduras. El proyecto buscó lograr la conservación y el desarrollo sostenible de la
zona fronteriza mediante la creación de un sistema integral de áreas silvestres
protegidas y la promoción de la paz entre ambas naciones. El espacio geográfico
transfronterizo del Río San Juan, aislado de muchos alcances políticos de San José y
Managua, se ha desarrollado como un lugar distinto con identidad propia y
características culturales, sociales y económicas que han mantenido intactos grandes
extensiones de ecosistemas naturales (Girot & Nietschmann 1992, Jiménez 2004). La
propuesta de SI-A-PAZ parte de “una concepción orgánica e integral del territorio donde
se ubica el proyecto, y propone un enfoque sistémico común para los dos países que
fundamente la coordinación y articulación de sus diferentes componentes territoriales y
sectoriales, y su desarrollo en el tiempo. Este enfoque exige una visión holística e
integral que reconozca las formas de interacción entre la sociedad, su actividad
económica y su medio ambiente, y que interprete las tendencias y oportunidades para
la conservación y aprovechamiento sustentable de los potenciales naturales y humanos
del territorio” (IRENA & MIRENEM 1991). SI-A-PAZ encuentra sus espacios de
coordinación local en los comités nacionales de cada país (MARENA 1997), sin
embargo, los esfuerzos para integrar la binacionalidad no producen los frutos esperados
(Ramírez et al. 1994, Centro Alexander Von Humboldt 1994) y el componente
18
programático de SI-A-PAZ es absorbido más tarde por el Proyecto de Desarrollo
Sostenible de la Cuenca del Río San Juan. Es con base en este importante
antecedente que se construyen las subsecuentes iniciativas y proyectos de
conservación de carácter transfronterizo en la cuenca del Río San Juan, notablemente
la labor de cooperación transfronteriza llevado a cabo por la Fundación del Río y el
Centro Científico Tropical en el marco de la Campaña Binacional Lapa Verde a partir de
2001, la cual se plasma en los intentos de desarrollar agendas comunes que apuntan a
aglutinar organizaciones no-gubernamentales, agencias del Estado y comunidades
locales de ambos países (Chassot et al. 2002, Chassot et al. 2003, Ruiz 2004). Este
esfuerzo por alcanzar la cooperación y colaboración transfronteriza dentro de la
iniciativa Paso Pantera (Illueca 2003) y del marco del Proyecto Corredor Biológico
Mesoamericano (CBM 2002) y en particular la adopción en el seno de la iniciativa
binacional del CBM de una propuesta de Corredor Biológico Binacional entre Nicaragua
y Costa Rica, genera la identificación del propuesto Corredor Biológico El Castillo-San
Juan-La Selva. El objetivo del Corredor Biológico Binacional El Castillo-San Juan-La
Selva consiste en asegurar la conectividad de las áreas silvestres protegidas existentes
y los diferentes territorios involucrados como zonas de conexión. Esta iniciativa
consolida un total de veintiséis áreas protegidas en una sola unidad biológica que
integrada suma 1,311,182 hectáreas, y favorece las conexiones entre parches de
bosque de la Cordillera Volcánica Central en Costa Rica con el extenso complejo que
incluye la Reserva Biológica Indio-Maíz en el sureste de Nicaragua. La iniciativa
pretende hacer más funcional la gestión de las áreas de conservación y favorecer la
definición de un marco de proyectos e iniciativas con las poblaciones locales para que
mejoren su calidad de vida y aseguren la conservación de las áreas núcleo y las áreas
silvestres protegidas involucradas en la Reserva de la Biosfera Río San Juan-Nicaragua
y la Zona Norte de Costa Rica (Chassot et al. 2006b).
Las reservas de biosfera son "zonas de ecosistemas terrestres o costeros-marinos, o
una combinación de los mismos, reconocidas en el plano internacional como tales en el
marco del Programa sobre el Hombre y la Biosfera (MAB) de la UNESCO" (UNESCO
1996). Las reservas de biosfera deben de satisfacer algunos criterios y cumplir con tres
funciones complementarias: una función de conservación para proteger los recursos
genéticos, las especies, los ecosistemas y los paisajes; una función de desarrollo, a fin
de promover un desarrollo económico y humano sostenible; y una función de apoyo
logístico, para respaldar y alentar actividades de investigación, de educación, de
formación y de observación permanente relacionada con las actividades de interés
local, nacional y mundial encaminadas a la conservación y el desarrollo sostenible. Una
reserva de biosfera debe de contener tres elementos: una o más zonas núcleo que
beneficien de protección a largo plazo y permitan conservar la diversidad biológica,
vigilar los ecosistemas menos alterados y realizar investigaciones y otras actividades
poco perturbadoras; una zona de amortiguamiento claramente definida circundante a
las zonas núcleo o colindando con ellas; y una zona de transición flexible (matriz) que
puede comprender variadas actividades agrícolas, de asentamientos humanos y otros
usos, donde las comunidades locales, el Estado, las organizaciones no
gubernamentales, los grupos culturales, el sector económico y otros interesados
trabajen conjuntamente en la administración y el desarrollo sostenible de los recursos
naturales y culturales de la zona (UNESCO 1996, Lockwood 2010). En los casos donde
19
las reservas de biosfera benefician de un proceso transparente con la participación de
todos los interesados, estas proveen un marco conceptual dinámico muy valioso
basado en el Enfoque por Ecosistemas en el cual el ordenamiento territorial reviste toda
a fuerza de la legitimidad que conlleva un plan de desarrollo integral con visión de largo
plazo (Rozzi et al. 2004). La Reserva de Biosfera Agua y Paz fue reconocida por la
UNESCO en 2007 y se extiende desde el Cantón de Upala hasta el Cantón de Pococi
en la Zona Norte de Costa Rica. Sus ejes de conservación principales son el Corredor
Biológico San Juan-La Selva con el Refugio Nacional de Vida Silvestre Maquenque, el
Refugio Nacional de Vida Silvestre Caño Negro y el bloque de conservación que se
extiende desde el Volcán Miravalles hasta el bloque de conservación de Monteverde en
la Cordillera de Tilarán (Moreno & Müller 2007).
20
CAPÍTULO II
MARCO METODOLÓGICO
Enfoque
La filosofía general que guía esta investigación se asienta en el enfoque sistémico, el
cual reposa en el principio que para entender el objeto del estudio es necesario
considerar todas sus manifestaciones mediante un abordaje interdisciplinario. La
aparición del enfoque de sistemas tiene su origen en la deficiencia de la ciencia para
tratar problemas complejos al no poder controlar todos los factores en un ámbito
experimental. Esta complejidad es patente en el universo del manejo de recursos
naturales donde el grado de incertidumbre relacionado con los impactos de las
decisiones de manejo es alto, debido a la dificultad de llevar a cabo experimentos, y por
la propia intervención del ser humano como sujeto y objeto de la investigación.
Proceso metodológico
El proceso metodológico general abarca las siguientes etapas (Figura 1):
1. Definición del área de estudio
2. Recopilación de la información disponible [depende de 1]
3. Incorporación de la información recopilada en el Sistema de Información
Geográfico [depende de 2]
4. Clasificación de la cobertura de uso del suelo alimentada por imágenes
satelitales Landsat (1986, 1997, 2005) [depende de 3]
5. Definición de las unidades de ecosistemas [depende de 3 y 4]
6. Análisis de cambio de paisaje [depende de 4]
7. Determinación de los límites de la frontera agrícola (1986, 1997, 2005) [depende
de 4]
8. Aplicación de encuestas en las fronteras agrícolas [depende de 7]
9. Determinación de los factores causales de la toma de decisión de uso de los
recursos naturales [depende de 8]
10. Análisis de las iniciativas de conservación [depende de 9]
11. Análisis de vacíos de conservación [depende de 4, 5 y 10]
12. Análisis de conectividad estructural [depende de 4, 5 y 6]
13. Diseño de un paisaje funcional de conservación [depende de 6, 9, 10, 11, 12]
14. Propuesta de manejo
15. Valoración de la propuesta de manejo
21
Figura 1: Diagrama de flujo del proceso metodológico general de investigación
22
Área de estudio
El área de estudio abarca una porción importante de bosque tropical siempreverde
latifoliado y latifoliado pantanoso (World Bank & CCAD 2001, Vreugdenhill et al. 2002),
con varios grados de intervención, así como sistemas agropecuarios en la vertiente del
Caribe Norte de Costa Rica, con una extensión de 8138 km 2 (Figura 2). En estos
ecosistemas destacan bosques perhúmedos con alta riqueza de especies de árboles,
epifitas, palmeras y helechos arborescentes, y bosques húmedos que reciben una
precipitación promedio entre 1500 y 3500 mm por año (Hartshorn 2002, Chassot et al.
2006a). El marco territorial del estudio está determinado por el referente conceptual de
la Reserva de Biosfera Agua y Paz (Moreno & Müller 2007) y del Corredor Biológico
San Juan-La Selva, los cuales incluyen a ocho parques nacionales, dos reservas
biológicas, cuatro refugios nacionales de vida silvestre, cinco zonas protectoras y dos
reservas forestales (SINAC-MINAE 2003, Chassot et al. 2006a).
Figura 2: Área de estudio
Con miras a un proceso de ordenamiento territorial cantonal (Lücke 1999, Rodríguez
1999, Dengo et al. 1999) y a un manejo eficiente de las unidades de conservación, se
delimitó el área de estudio final con los límites de los cantones de San Carlos,
Sarapiquí, Pococí y Grecia (Anexo 1), los cuales presentan la mayor extensión de
cobertura natural en el Caribe Norte de Costa Rica. Estos territorios, incluyendo parte
de las provincias de Alajuela, Heredia y Limón, constituyen un mosaico de áreas en
estado natural e intervenido, y de zonas de uso antrópico que sirven de
amortiguamiento para las primeras. La zona de amortiguamiento terrestre involucra
elementos del paisaje que protegen las áreas silvestres protegidas de las amenazas
23
externas e involucra a las comunidades humanas que provocan algún tipo de impacto
directo sobre las áreas silvestres protegidas (Groom et al. 1999, Vilhena et al. 2004).
De las áreas silvestres protegidas incluidas en el territorio de la Reserva de Biosfera
Agua y Paz y del Corredor Biológico San Juan-La Selva, seleccionamos las unidades
mayormente representadas en zonas inferiores a los 300 metros sobre el nivel del mar,
que reciben precipitaciones superiores a los 2000 mm anuales y que forman parte del
corredor migratorio natural de la vertiente atlántica costera en el ecosistema bosque
tropical siempreverde latifoliado: Parque Nacional Tortuguero, Refugio Nacional de Vida
Silvestre Corredor Fronterizo, Refugio Nacional de Vida Silvestre Barra del Colorado,
Refugio Nacional de Vida Silvestre Mixto Maquenque, Refugio Nacional de Vida
Silvestre Dr. Archie Carr, Zona Protectora Tortuguero y Zona Protectora Guacimo y
Pococí (Figura 3).
Figura 3: Áreas silvestres protegidas incluidas en el estudio
24
CAPÍTULO III
DINÁMICA DE PAISAJE EN EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA
Resumen
Las tierras bajas de la vertiente atlántica de la Zona Norte de Costa Rica constituyen uno de los
sitios prioritarios para la conservación de la biodiversidad en Mesoamérica. Sin embargo, el
paisaje ha sufrido un proceso de fragmentación fuerte que amenaza la conectividad entre las
áreas silvestres protegidas de Costa Rica y del Sureste de Nicaragua. Analizamos la dinámica
del paisaje entre 1987 y 2005 por medio de la clasificación de imágenes de satélite de Landsat
TM durante tres periodos (1987, 1998, 2005) e identificamos siete clases de cobertura y uso del
suelo (bosque natural, bosque secundario o charral, agua, agropecuario, banano, piña y suelo
descubierto). Resaltamos áreas de vulnerabilidad como insumo para mantener la conectividad
ecológica de los ecosistemas naturales dentro de los procesos de ordenamiento territorial en
cuatro cantones rurales (8,138 km2). Los resultados muestran un paisaje fragmentado con
importantes remanentes de ecosistemas naturales en la zona fronteriza con Nicaragua, en la
costa atlántica y en elevación intermedia y alta de las faldas de la Cordillera Volcánica Central.
La tasa anual de deforestación es de 0.88% para el periodo 1987-1998, y de 0.73% para el
periodo 1998-2005, aún cuando se consideran los procesos de recuperación de bosque
secundario o charral. Las tasas de deforestación encontradas son más elevadas que los
promedios nacionales para el mismo periodo. A pesar de políticas gubernamentales que
favorecen la conservación de los ecosistemas naturales, nuestro estudio evidencia la necesidad
de proponer acciones de conservación más eficientes para el bosque tropical muy húmedo.
Palabras clave: cobertura del uso del suelo, deforestación, fragmentación, paisaje
25
Landscape dynamics in Costa Rica’s Northern Caribbean
Abstract
The lowlands of the Atlantic slope of northern Costa Rica constitute one of the priority hotspots
for biodiversity conservation in Mesoamérica. Nevertheless, the landscape has undergone a
process of strong fragmentation that threatens its connectivity between protected areas in Costa
Rica and southeastern Nicaragua. We analyze the dynamics of the landscape between 1987
and 2005 by means of the classification of Landsat TM satellite images (1987, 1998, 2005) and
identify seven classes of cover and land use (natural forest, secondary forest, water, agriculture
and pasture, banana, pineapple and bare ground). We highlight vulnerability areas as an input
for maintaining the ecological connectivity of the natural ecosystems within land planning
processes in four rural municipalities (8,138 km2). Results show a fragmented landscape with
important remnants of natural ecosystems in the border zone with Nicaragua, the Atlantic coast
and intermediate and high elevations on the skirts of the Central Volcanic Mountain Range. The
annual rate of deforestation is 0.88% for the 1987-1998 period, and 0.73% for the 1998-2005
period, even though processes of recovery of secondary forest are considered. Deforestation
rates are higher than national averages for the same time span. In spite of governmental policies
that favor the conservation of the natural ecosystems, this study highlights the need to propose
more efficient conservation actions on behalf of the tropical rain forest.
Keywords: land use cover, deforestation, fragmentation, landscape
26
INTRODUCCIÓN
Tradicionalmente, las iniciativas de conservación de la biodiversidad se han enfocado
en preservar muestras representativas de ecosistemas globalmente importantes
(Mittermeier et al. 1999, Redford et al. 2003). Sin embargo, para ser efectivos en
términos de conservación, los sitios, paisajes y redes requieren de la incorporación de
todos los factores biológicos, ecológicos, sociales, económicos, antropológicos y
políticos (Schroth et al. 2004a, Ochoa 2008), especialmente cuando ocurren en paisajes
fragmentados. Los paisajes deben de entenderse de forma sistémica en los diferentes
niveles de escala, local, nacional, regional y continental (Wiens 1989). Por no
considerarse la planificación del territorio a largo plazo, muchos proyectos de
conservación han fracasado. El modelo de reserva de biosfera y el modelo de corredor
biológico ofrecen un escenario en el cual los procesos son los que precisamente
construyen la propia iniciativa de conservación, integrando las necesidades de
desarrollo sostenible de los actores locales y regionales (UNESCO 1996, CBM 2002,
CCAD 2005). Las tierras bajas de la vertiente atlántica de la Zona Norte de Costa Rica,
en la cuenca del Río San Juan, constituyen uno de los sitios de Mesoamérica que ha
recibido una significativa inversión financiera en proyectos y programas de conservación
de la biodiversidad durante las dos últimas décadas (CEPF 2001, Müller & Barborak
2010), muchas veces sin haberse desarrollado procesos participativos que permitan
armonizar las necesidades de desarrollo sostenible con las necesidades de
preservación de la flora y fauna. Por lo tanto, es urgente analizar los parámetros claves
que permitan proponer un ordenamiento territorial viable y consensuado que funcione
como un paisaje de conservación dentro del marco de la gestión de corredores
biológicos y de reserva de biosfera, para garantizar la conectividad ecológica de los
ecosistemas.
El paisaje heterogéneo del Caribe Norte de Costa Rica contiene ecosistemas naturales
que han sido objetos de estrategias de conservación y de desarrollo sostenible. Sin
embargo, el bosque tropical húmedo presente en la zona de estudio ha sufrido un fuerte
proceso de fragmentación, y la conectividad ecológica en el Caribe Norte de Costa Rica
ha sido reducida (Chassot et al. 2004, Finegan & Bouroncle 2008). Por otra parte,
existen vacíos de información en términos de conectividad a escala de paisaje que
dificultan la toma de decisión tanto sobre la necesidad de conservar los ecosistemas
boscosos por parte del gobierno y de las municipalidades, de ordenar los territorios de
acuerdo a su capacidad de uso, y de canalizar la inversión de recursos financieros y
humanos hacia sitios prioritarios claramente identificados.
La información generada por teledetección espacial combinada en un Sistema de
Información Geográfica (SIG) constituye una herramienta poderosa para calcular
estadísticos espaciales (Lee & Wong 2001) e identificar procesos y patrones en el
paisaje (Chuvieco 1986, Townshend et al. 1991). Analizamos la dinámica de cambio de
paisaje en los cantones de San Carlos, Sarapiquí, Grecia y Pococí, con énfasis en los
procesos de fragmentación, con el fin de generar información para contribuir a la toma
de decisiones para el mantenimiento de un paisaje de conservación funcional en un
punto crítico del Corredor Biológico Mesoamericano.
27
METODOS
Escala de análisis
Nuestra investigación implica el análisis de cobertura de uso del suelo en un paisaje de
más de 8.000 km2, para lo cual es recomendable utilizar imágenes satelitales de buena
resolución, a la vez que se considere evitar de trabajar a un nivel de detalle alto e
inapropiado por el tamaño de muestra. Debido a los patrones de fragmentación del
paisaje y a la necesidad de disponer de una base de datos homogéneas a través del
tiempo, es necesario realizar un análisis que permita tomar en cuenta fragmentos
medianos y pequeños, razón por la cual escogimos imágenes de Landsat TM con
resolución de 30 m2.
Selección de imágenes de satélite
Las imágenes de satélite permiten entender los patrones de uso de la tierra en una
determinada área geográfica mediante el análisis comparativo de secuencias
temporales. Son ideales para medir patrones de vegetación a escala de paisaje (Kramer
1997). Diferentes satélites ofrecen imágenes cuya utilización es regida por las
necesidades de la información que el usuario desea obtener de su interpretación en
relación con la resolución que provee (Martínez 1996). El satélite Landsat TM permite la
discriminación de tipos generales de vegetación y debido a su funcionamiento por
varias décadas, es apropiado para detectar cambios multi-temporales de uso de la
cobertura terrestre, especialmente en paisajes en los cuales existen fuertes contrastes
entre diferentes tipos de uso del suelo, tal como agricultura, pasto y bosque (Colwell
1974, Benson & Degloria 1984, Allan 1986). Se utilizaron tres imágenes
georeferenciadas producidas por el United States Landsat Thematic Mapper (1987,
Landsat 4, 7 bandas, facilitada por la Organización para Estudios Tropicales; 1998, 3
bandas, facilitada por la Organización para Estudios Tropicales; 2005, 6 bandas,
facilitada por la Universidad de Alberta, Canadá), (Anexo 2). Las tres imágenes fueron
importadas al programa IDRISI Andes 15 (Clark University 2006, Eastman 2006) para
identificar el sistema de coordenadas, Universal Transmercator (UTM) 16, el cual fue
transformado a Lambert Costa Rica Norte, para permitir su posterior tratamiento en el
sistema de coordenadas vigentes en Costa Rica. Cada imagen fue recortada según la
división administrativa de la zona de estudio (cantones de San Carlos, Sarapiquí, Grecia
y Pococi), aplicándose un mismo marco de trabajo por medio del comando window.
Caracterización de cobertura
En sensores remotos, la clasificación es un procedimiento mediante el cual la
información de celdas es asignada a un grupo específico de clases de cobertura del
suelo según la naturaleza de la reflectancia encontrada en cada celda (Meliá et al.
1986). Existen dos tipos de clasificación: supervisada y automática. La clasificación
automática o no supervisada es una técnica asistida por computadora que identifica
patrones típicos en los datos de reflectancia. Estos patrones son reconocidos gracias a
la visita de algunos sitios para corroborar su correcta interpretación (Howarth &
Wickware 1981). La clasificación supervisada también es una técnica asistida por
computadora. En este caso, el usuario entrena la computadora para reconocer rasgos
de la superficie con características similares de firma espectral con el fin de establecer
una serie de ejemplos de interpretación previamente identificados dentro de la imagen.
28
Debido a la extensión de la zona de estudio se caracterizaron, en la medida de las
posibilidades, las coberturas de uso del suelo de acuerdo a la siguiente clasificación:
“bosque natural”, “bosque secundario o charral”, “cuerpo de agua”, “agropecuario”,
“banano”, “piña”, “suelo descubierto”, “nubes” y “sombra” (adaptado de Foody & Hill
1996). En esta investigación, para efectos de descripción del paisaje, distinguimos
“cobertura natural” (“bosque natural”, “bosque secundario o charral”, “cuerpo de agua”),
por oposición a “cobertura alterada” (incluyendo “agropecuario”, “banano”, “piña”, “suelo
descubierto”).
La clasificación supervisada de imágenes de satélite se realizó mediante la definición de
sitios de entrenamiento con el programa IDRISI Andes (Eastman 2006). La
caracterización de cobertura se realizó para tres periodos, la década de los años 1980,
la década de los años 1990, y la década de los años 2000, para poder, de esta forma,
medir los cambios temporales de uso de la tierra. En cada imagen, se establecieron los
sitios de entrenamiento de acuerdo a las categorías principales de cobertura
visualmente identificable en pantalla por el usuario: “bosque natural”, “bosque
secundario o charal”, “cuerpo de agua”, “agropecuario”, “banano”, “piña”, “suelo
descubierto”, “nubes” y “sombra”. Se procuró utilizar la banda con mayor contraste o
una composición de falso color (Eyton 1983). En la categoría de “bosque natural”,
incluimos bosque primario y bosque intervenido. La cobertura de “bosque secundario o
charal” incluye además plantaciones forestales con especies nativas o exóticas,
naranjales, así como diferentes etapas de regeneración natural u asistida que presenta
una estructura similar a la del bosque natural. En la categoría “cuerpo de agua” figuran
lagunas, lagos, espejos de agua, ríos, y esteros costeros. La categoría “agropecuario”
incluye principalmente cultivos anuales, pastos y pastos arbolados. Finalmente la
cobertura de “suelo desnudo” incluye campos de lava, cráteres volcánicos, pastizales
quemados, lechos de ríos pedregosos, lodazales y playas arenosas. Se definieron los
sitios procurando mantener la pureza y la homogeneidad dentro de cada campo (sin
incluir píxeles adyacentes pertenecientes a otros tipos de cobertura), así como la
representatividad y la distribución espacial de cada categoría de sitios, con base en el
conocimiento del uso del suelo y coberturas en el área de estudio por parte del autor
principal. Se digitalizaron los sitios para crear un archivo vectorial de polígonos de
entrenamiento de sitios, el cual se convirtió en archivo de tipo raster por medio del
modulo initial, copiando los parámetros de las imágenes existentes para cada año. La
cantidad de píxeles para cada clase debe de ser al menos igual a diez veces el número
de bandas incluidas en el proceso de clasificación (Eastman 2006). En este caso, se
definieron 192 polígonos (83,573 píxeles) para la cobertura de 1987, 278 polígonos
(76,133 píxeles) para la cobertura de 1998, y 522 polígonos (161,297 píxeles) para la
cobertura 2005.
Une vez digitalizados los campos de entrenamiento, se utilizó el modulo makesig de
IDRISI para crear signaturas a partir de la información de los píxeles de las imágenes
satelitales contenidos en cada una de las bandas de la imagen vinculada con los sitios
de entrenamientos, computarizando sus respectivos estadísticos. Los archivos de
signaturas contienen una variedad de información sobre la clase de cobertura que
describen, incluyendo los nombres de las bandas desde las cuales la caracterización
29
estadística fue computada, los valores mínimos, máximos y medios sobre cada banda,
así como la matriz de varianza asociada con la serie de bandas de la imagen
multiespectral para esta clase (Eastman 2006). Las signaturas constituyen la base para
poder correr clasificadores rígidos (paralelepípedo, distancia mínima, máxima
verosimilitud, de Fisher).
En una práctica realizada con el programa IDRISI Andes, se utilizaron tres tipos de
clasificación supervisada (piped: paralelepípedo, mindist: distancia mínima promedio, y
maxlike: máxima verosimilitud) para ocho y nueve categorías de cobertura del suelo de
una misma imagen de satélite Landsat TM 1987 abarcando parte de la Zona Norte de
Costa Rica y del Sureste de Nicaragua. Para realizar clasificaciones de uso del suelo
en el Caribe Norte de Costa Rica, se descartó la metodología de clasificación por
paralelepípedo (piped), así como por distancia mínima promedio (mindist), debido a la
incongruencia de los resultados preliminares, y se utilizó la clasificación de máxima
verosimilitud (maxlike) validada por medio de una comparación con coberturas de
bosque oficializadas por agencias estatales (MAG 1986, MAG 1992, CCT et al. 1998,
SINAC 2007), según las necesidades específicas de análisis. El resultado de la
clasificación para el año 2005 fue sometido a un proceso de validación de campo,
recurriendo a la información de puntos de GPS tomados en una gira de campo en
agosto 2008 (293 puntos) y puntos de GPS generados por Baltodano y Zamora (73
puntos, 2009) en 2007-2008. Los datos obtenidos en el campo se contrastaron con la
clasificación para el año 2005, comparando cada píxel de la muestra de campo con el
píxel resultando del proceso de clasificación, para producir una matriz de confusión de
acuerdo a Fallas (1996), en donde el porcentaje de píxeles clasificados de manera
correcta corresponde a (suma de los valores de la diagonal / total de puntos de
validación)*100. El resultado de esta formula es el índice de certidumbre Kappa
(Congalton & Green 1999).
Posteriormente, se aplicó un filtro usando el comando smooth para aumentar el tamaño
de píxel de 30m2 a 100m2 (1 ha), con el fin de disminuir la cantidad de polígonos a
analizar subsecuentemente y facilitar los cálculos computarizados. Un tamaño de píxel
de 1 hectárea presenta una oportunidad de análisis adecuada para una zona de
estudio extensa (813.814 ha), y es aplicable por ser la unidad de base de manejo y
ordenamiento territorial.
Las clasificaciones de cobertura y uso del suelo para los años 1987, 1998 y 2005 fueron
exportadas desde IDRISI Andes a ArcView 3.x (ESRI) en formato de imagen de ERDAS
(.img) e importadas en ArcView como archivos de Image Analyst Data Source con la
extensión Image Analysis (ESRI). Las clasificaciones de cobertura y uso del suelo
fueron convertidas a grid con la extensión Spatial Analyst de ArcView, para ser
convertidas a archivos vectoriales por medio de la extensión Grid Machine. Como
vectores, se validaron las clasificaciones con las imágenes de satélite originales y se
ajustaron manualmente las categorías. Se categorizaron las clasificaciones usando el
comando summarize para sintetizar la información. Se unieron los registros de división
administrativa (cantones), empleando las extensiones Utility Tools, XTools y
Geoprocessing de Arc View (ESRI) para generar los valores de cobertura por unidades
administrativas.
30
Análisis de cambio de paisaje
Se exportaron los archivos de uso y cobertura a 1 hectárea en formatos de imagen
(.img), a IDRISI Andes para correr el comando de tabulación cruzada crosstab y
determinar las tazas de cambio de cobertura y uso del suelo entre los tres periodos
clasificados anteriormente (1987, 1998 y 2005). El comando crosstab ejecuta un
análisis de tabulación cruzada que compara imágenes que contienen variables
categóricas, para las cuales todos los píxeles están totalmente identificados con una
categoría específica. El modulo produce una matriz tabular que despliega el número de
píxeles que corresponde a cada combinación de categorías, así como una matriz
tabular que expresa en términos de la proporción del número total de píxeles.
Se calculó el índice de certidumbre Kappa para cada periodo y se estimó el área de
cada proceso de cambio con el comando area. El estadístico Kappa calculado por
crosstab es ideal para comparar un mapa de categorías múltiples. Un índice de Kappa
de 0% indica que el nivel de certidumbre es igual a la concordancia generada al azar, y
100% indica una certidumbre total (Rosenfield & Fitzpatrick-Lins 1986, Eastman
2006).Los resultados fueron exportados a Excel. Se vincularon los registros de IDRISI a
los de ArcView, vinculando con SQL las bases de datos de Excel (alimentadas con los
datos de IDRISI).
Por otra parte, los archivos generados por medio de la aplicación crosstab fueron
exportados a ArcView como archivos de Image Analyst Data Source con la extensión
Image Analysis (ESRI), y fueron convertidas a grid con la extensión Spatial Analyst
(ESRI) de ArcView, para ser convertidas a archivos vectoriales por medio de la
extensión Grid Machine (Weigel 2000). Se unieron nuevamente los registros de división
administrativa (cantones), empleando las extensiones Utility Tools, XTools y
Geoprocessing de ArcView para generar los valores de cobertura por unidades
administrativas. Las áreas faltantes de información por la dimensión original de las
imágenes de satélites fueron ajustadas con el marco de trabajo de la división
administrativa para el área de estudio.
Cambio de paisaje y fragmentación
Para realizar el análisis de cambio de paisaje y determinar los patrones de
deforestación y de avance de la frontera agrícola, se analizaron los cambios de
cobertura a través del tiempo de acuerdo a los datos disponibles de imágenes
satelitales de Landsat TM para tres décadas (1987, 1998, 2005). Los gradientes y los
“parches” son los patrones espaciales más comunes encontrados en la naturaleza
(Legendre et al. 2002). Las métricas geo-espaciales fueron tratadas mediante el
programa ArcView y la extensión Patch Analyst 3 (Elkie et al. 1999, Visual Learning
Sistems 2004a, Visual Learning Systems 2004b, Rempel 2008), sobre la base de los
conceptos desarrollados en el programa Fragstats 3.3 (McGarigal & Marks 1994,
McGarigal 2002, Couto 2004) con el fin de describir y comparar los atributos de
patrones y procesos espaciales.
De las métricas o estadísticos que Patch Analyst calcula, se seleccionaron las de
principal relevancia dentro del marco de este estudio (Cuadro 1):
31
Cuadro 1: Métricas de paisaje calculadas por Patch Analyst
Abreviación Nombre en inglés
Nombre en español
Métricas de área
CA
Class Area
área de la clase
TLA
Total Landscape Area
área total del paisaje
Densidad de parches y métricas de tamaño
NumP
Number of Patches
número de parches
MPS
Mean Patch Size
tamaño medio de parche
PSCoV
Patch Size Coeficient of
coeficiente de varianza del
Variance
tamaño de parche
Métricas de borde
TE
Total Edge
longitud total del borde
ED
Edge Density
densidad de borde
MPE
Mean Patch Edge
longitud media del borde del
parche
Métricas de forma
MSI
Mean Shape Index
media del índice de forma
Area Weighted Mean Shape
media del índice de forma
AWMSI
Index
ponderado por el área
MPAR
Mean Perimeter-Area Ratio
relación media perímetro-área
Métricas de diversidad
SDI
Shannon’s Diversity Index
índice de diversidad de Shannon
SEI
Shannon’s Eveness Index
índice de equidad de Shannon
Unidad
ha
ha
NA
ha
%
m
m / ha
m/
fragmento
NA
NA
NA
NA
NA
Las ecuaciones, los valores extremos y el significado de cada índice se pueden
consultar en el manual del programa FRAGSTATS (McGarigal et al. 2002, ver Anexo 6).
Los tres mapas de las distintas fechas para el Caribe Norte de Costa Rica fueron
superpuestos para de esta manera detectar los cambios de uso, comparando
clasificaciones de uso del suelo independientes provenientes de diferentes imágenes
satelitales (Chinea 2002, Yang & Lo 2002).
Para analizar los cambios temporales específicos de la cobertura de bosque natural en
las llanuras de la vertiente atlántica del Caribe Norte de Costa Rica, se seleccionaron
las clases de bosque natural con elevación igual o inferior a 300 msnm, para las tres
clasificaciones y se convirtieron en archivo de shapefile. Posteriormente, se eliminaron
todos los polígonos con una extensión menor a 3 hectáreas, con el fin de evitar
confusión en los patrones de cambio y facilitar los cálculos computarizados. En la
cobertura de bosque natural del año 1998, se agregó la porción norte-oriental, la cual
había sido clasificada como nubes. En las tres coberturas de bosque natural de los
años 1987, 1998 y 2005, se eliminaron los polígonos ubicados en el área geográfica
extrema occidental, la cual presenta mucha imprecisión, debido a la importante
ocurrencia de nubes y distorsiones en las distintas imágenes de Landsat que fueron
objetos de la clasificación, y con el fin de poder comparar los cambios en áreas
geográficas exactas.
Se utilizó la extensión Change Detection (Chandrasekhar 1999) para determinar los
cambios ocurridos en la cobertura de bosque natural entre los años 1987-1998 y 199832
2005. Para cada periodo, se obtuvo información espacial explícita que indica las áreas
de bosque que fueron pérdidas (deforestación), las que fueron regeneradas
(recuperación) y las áreas que permanecieron con cobertura boscosa natural (sin
cambio). Con el fin de conocer los patrones de cambios del paisaje, se calcularon las
principales métricas de clase para estas tres capas de cambio: índice de parche mayor
(LPI, ha), número de parches (NumP), y tamaño medio de parche (MPS) (Southwortth
et al. 2004).
RESULTADOS
Cambio de cobertura y uso del suelo
Se clasificaron las coberturas y uso de la tierra para los años 1987, 1998 y 2005. El
índice de certidumbre Kappa o porcentaje de píxeles clasificados de manera correcta
corresponde a (suma de los valores de la diagonal / total de puntos de validación)*100,
es decir: (271/366)*100 = 74.04. Así mismo, la exactitud de la clasificación es de 74%
(Cuadro 2).
6
3
56
14
16
14
8
13
22
Total
2
1
103
1
Agropecuario
5
11
22
Piña
88
11
16
Cuerpo de
agua
Bosque
secundario
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Agropecuario
Total
Bosque
natural
Banano
Cuadro 2: Matriz de confusión para la clasificación de uso de la tierra 2005
2
7
8
1
13
123
154
24
106
51
15
29
140
271
Se identificaron siete (1986) y ocho (1998, 2005) clases respectivamente: “bosque
natural”, “bosque secundario o charal”, “cuerpo de agua”, “agropecuario”, “banano”,
“piña”, “suelo descubierto” y “sin datos” (nubes, sombras y otras distorsiones). El
Cuadro 3 describe la extensión de las diferentes coberturas y uso del suelo clasificados.
33
Cuadro 3: Coberturas de uso de la tierra, 1987, 1998, 2005
Cobertura / uso
1987 (ha)
1998 (ha)
2005 (ha)
ha
%
ha
%
ha
%
317,928
39.23
293,133
35.42
278,330
34.18
Bosque natural
109,145
13.47
81,661
10.03
69,862
8.44
Bosque secundario
2,170
0.27
1,401
0.17
1,541
0.19
Cuerpo de agua
340,332
41.99
351,222
42.43
357,100
43.86
Agropecuario
12,809
1.58
21,331
2.58
20,234
2.48
Banano
19,233
2.32
12,850
1.58
Piña
3,457
0.43
4,830
0.58
10,384
1.28
Suelo descubierto
24,600
3.04
66,694
8.06
52,160
6.41
Sin datos
810,441 100.01
827,707 100.00
814,259
100.01
Total
La disminución del porcentaje de cobertura de bosque natural en el paisaje del área de
estudio es constante entre los años 1987 (39.23%), 1998 (35.42%) y 2005 (34.18%),
mientras el uso del suelo agropecuario presenta un leve aumento entre los años 1987
(41.99%), 1998 (42.43%) y 2005 (43.86%). La extensión de cobertura de bosque
secundario o charral aparece dinámica, con una pérdida neta de 39,283 ha en 1998
comparado con el año 1987, y una ganancia posterior de 11,799 al año 2005,
comparado con el año 1998, lo que demuestra la plasticidad de esta cobertura y el
potencial de cambio rápido de uso del suelo. En el año 1986, no se identificó uso del
suelo correspondiendo a piña, pero aparece en la clasificación del año 1998, con una
extensión de 19,232 ha (Anexo 4).
Las Figuras 4a, 4b y 4c describen la ubicación espacial de las distintas coberturas y uso
de la tierra generada por el proceso de clasificación.
34
Figura 4a: Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1987 (Landsat TM)
Figura 4b: Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1998 (Landsat TM)
Figura 4c: Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 2005 (Landsat TM)
35
El conjunto de coberturas naturales (“bosque natural”, “bosque secundario” y “cuerpo de
agua”) presenta una marcada disminución de extensión (52.97% del área de estudio en
1987, 44.03 del área de estudio en 1998, y 44.40% del área de estudio en 2005),
mientras la extensión de uso del suelo alterado es sujeto a un aumento de extensión
(44% en 1987, 47.91% en 1998 y 49.20% en 2005), (Cuadro 4).
Cuadro 4: Coberturas de uso de la tierra simplificado, 1987, 1998, 2005
Cobertura / uso
1987
1998
2005
ha
%
ha
%
ha
%
Natural
429,243
52.97
364,397
44.03
361,531
44.40
Alterado
356,597
44.00
396,616
47.91
400,568
49.20
24,600
3.04
66,694
8.06
52,160
6.41
Sin datos
810,441 100.01
827,707 100.00
814,259
100.01
Total
Desde la perspectiva administrativa local, todos los cantones analizados presentan una
disminución general de la cobertura boscosa y un aumento del uso agropecuario
(incluyendo extensiones de banano y píña) entre 1987 y 2005. La disminución de la
cobertura forestal es más evidente en los cantones de Grecia (5.1%) y de Sarapiquí
(9.4%) que en los cantones de San Carlos (3%) y de Pococi (4%). Los cantones de San
Carlos y Grecia, con fuerte vocación agropecuaria, son los que mantienen la menor
superficie de cobertura de bosque natural (21.7% y 15.18% respectivamente). Los
cultivos de piña, ausentes en 1987, llegan a formar parte hasta del 8.79% del pequeño
cantón de Grecia, concentrándose entre los ríos Toro Amarillo y Sarapiquí. Finalmente,
se nota un aumento importante de la extensión de bosque secundario o charal en los
cantones de San Carlos (5%), mientras se estabiliza en Grecia (1.1%), y disminuye en
Sarapiquí (10.8%) y Pococi (9.2%), (Anexo 3).
Dinámica de cambio de paisaje
El análisis de tabulación cruzada de las clasificaciones para el periodo 1987-1998 y el
periodo 1998-2005 permite apreciar la dinámica de los cambios en el área de estudio
sobre un periodo de dos décadas, comparando la misma variable en dos tiempos
distintos. De la extensión total de bosque natural (317,833 ha) presente en 1986, 2497
ha (0.15% del paisaje total) fueron convertidas a banano en 1998, 214,243 ha (0.12%
del paisaje total) permanecieron como bosque natural, 19,557 ha (1.14%) fueron
convertidas en bosque secundario, 254 ha (0.01%) se transformaron en cuerpo de
agua, 6682 ha (0.39%) pasaron a piña, 397 ha (0.02%) a suelo descubierto, y 35,007
ha (0.02%) cambiaron a cobertura agropecuaria (Cuadros 6 y 7).
En el periodo 1987-1998 (Cuadro 5), los cambios más significativos ocurrieron en la
pérdida de cobertura de bosque natural a favor de la cobertura agropecuaria (35,007
ha; 0.02%), mientras esta misma cobertura aumenta en extensión en detrimento de la
cobertura de bosque secundario (27,730 ha; 0.02%). A su vez, la cobertura de bosque
secundario o charral fue convertida a cobertura agropecuaria en 0.03% (50,555 ha), en
lo que corresponde al 46.23% de la extensión total de la cobertura de bosque
secundario. Finalmente, la cobertura agropecuaria perdió 27,690 ha a favor de la
36
cobertura de bosque natural (0.02%) y 28,417 ha a favor de bosque secundario
(0.02%).
Cuadro 5: Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1987-1998),
extensión (ha)
Bosque
secundario
Cuerpo de
agua
Sin datos
Suelo
descubierto
Agropecuario
7,531
140
571
1
137
110
97
4,231
12,818
2,497
214,243
19,557
254
6,682
39,196
397
35,007
317,833
3,217
27,730
18,400
146
3,282
5,421
479
50,555
109,230
8
85
57
254
27
1,344
110
284
2,169
128
9,223
2,582
53
299
2,783
71
9,470
24,609
49
182
170
183
128
549
1,086
1,114
3,461
7,888
27,690
28,417
486
8,700
17,211
2,598
256,646
349,636
Total
Bosque
natural
1998
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Sin datos
Suelo descubierto
Agropecuario
Total
Banano
1986
21,318
279,293
69,754
1,377
19,255
66,614
4,838
357,307
En el periodo 1998-2005, los cambios más significativos ocurren en gran medida en las
mismas categorías de cambios que durante el periodo anterior, es decir en la
conversión de bosque natural a bosque secundario (18,038 ha; 0.01%), bosque natural
a agropecuario (46,354 ha; 0.03%), pérdida de bosque secundario a favor de cobertura
agropecuaria (27,781 ha; 0.02%), y conversión de cobertura agropecuaria a bosque
natural (24,178 ha; 0.01%) y bosque secundario (35,328 ha; 0.02%), (Cuadro 6).
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo de
agua
Piña
Sin datos
Suelo
descubierto
Agropecuario
2005
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Sin datos
Suelo descubierto
Agropecuario
Total
Banano
1998
13,339
1041
1881
13
1,030
184
118
3,712
21,318
1,244
200,254
18,038
241
1,391
9,897
1,874
46,354
279,293
1,215
15,956
21,383
63
1,036
1,827
493
27,781
69,754
6
463
10
355
1
130
85
327
1,377
488
5,042
1,266
62
1,941
1,775
418
8,263
19,255
969
30,702
3,510
461
492
15,025
1,552
13,903
66,614
19
554
247
119
390
817
648
2,044
4,838
2,941
24,178
35,328
226
6,572
22,486
5,198
260,378
357,307
Total
Cuadro 6: Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1998-2005),
extensión (ha)
20,221
278,190
81,663
1,540
12,853
52,141
10,386
362,762
El cálculo del índice de certidumbre de Kappa (KIA) indica que la definición de los
cambios de uso temporales relacionados a la cobertura de bosque natural es
satisfactoria, con valores superiores a 0.6, mientras los valores obtenidos para los
cambios en la cobertura de bosque secundario son muy bajos. El índice de certidumbre
37
de Kappa global es bajo para los cambios registrados entre 1987 y 1998 (KIA = 0.5163),
y satisfactorio para el periodo 1998-2005 (KIA = 0.7268), (Anexo 4).
Fragmentación de paisaje
Los estadísticos de paisaje calculados individualmente para las coberturas y uso de la
tierra correspondiente a los años 1987, 1998 y 2005 reflejan la composición y estructura
del paisaje en tres momentos distintos (Cuadro 7). La tendencia global es más evidente
entre 1987 y 1998 o entre 1987 y 2005 que entre 1998 y 2005. Por la extensión más
elevada de paisaje en 1998 (827,755 ha) en relación a 1987 (811,074 ha) y 2005
(814,263), se puede considerar que las diferencias son significativas entre 1987 y 2005.
En el primer periodo, el número de parches aumenta de 17,200 a 24,635, luego
disminuye a 20,102 en el año 2005. El tamaño medio de parche (NumP) se reduce de
28.7% durante el primer periodo de cambio, luego vuelve a aumentar en 17% en 2005.
El coeficiente de varianza del tamaño de parche (PSCoV) de 4196 en 1987, disminuye
a 3902 en 1998 y 3349 en 2005. La longitud total de borde (TE), en correlación positiva
con el número de parches aumenta considerablemente durante la secuencia temporal.
La densidad de borde (ED) aumenta de forma leve durante la secuencia temporal. La
media del índice de forma (MSI) permanece estable, mientras la media del índice de
forma ponderado por el área (AWMSI) disminuye levemente. La relación media
perímetro-área (MPAR) aumenta en forma considerable, pasando de 397 en 1987 a 679
en 1998 y 1302 en 2005. Tanto el índice de diversidad de Shannon (SDI) como el índice
de equidad de Shannon (SEI) aumentan de forma leve entre 1987 y 2005. Los
estadísticos del paisaje indican mayor fragmentación, complejidad de forma y
vulnerabilidad de los fragmentos a la matriz exterior.
Cuadro 7: Métricas de paisaje 1987, 1998, 2005 (a nivel de paisaje)
Año
Métrica
1987
1998
2005
Área total del paisaje (TLA)
811,074.43
827,754.84
814,262.63
Número de parches (NumP)
17,200.00
24,635.00
20,102.00
Tamaño medio de parche (MPS)
47.15
33.60
40.50
Coeficiente de varianza del tamaño de
4,196.10
3,902.20
3,349.18
parche (PSCoV)
Longitud total del borde (TE)
44,990,339.76 48,384,983.60 47,765,536.81
Densidad de borde (ED)
55.47
58.45
58.66
Longitud media del borde del parche
2,615.71
1,964.07
2,376.15
(MPE)
Media del índice de forma (MSI)
1.41
1.39
1.46
Media del índice de forma ponderado
18.58
14.08
14.76
por el área (AWMSI)
Relación media perímetro-área
397.40
679.21
1,301.86
(MPAR)
Índice de diversidad de Shannon (SDI)
1.40
1.64
1.53
Índice de equidad de Shannon (SEI)
0.67
0.79
0.73
Las métricas de paisaje a nivel de la clase de bosque natural indican una clara
tendencia hacia la fragmentación (Cuadro 8). El área total (CA) de bosque natural,
38
como se vio anteriormente, disminuye de manera constante entre 1987, 1998 y 2005. El
número de parches (NumP) aumenta de 4,111 a 4,969 a 5,036 en la secuencia
temporal, mientras el tamaño medio de parche (MPS) disminuye de 77.33 ha a 58.99 ha
y 55.26 ha respectivamente. La longitud total de borde (TE) aumenta de 13,172 km a
13,275 km y 13,869 km en la secuencia temporal (Anexo 4).
Cuadro 8: Métricas de paisaje (bosque natural) 1987, 1998, 2005
Métrica
1987
1998
2005
Área de la clase (CA)
317,928.20
293,133.39
278,330.60
Área total del paisaje (TLA)
811,074.43
827,754.84
814,262.63
Número de parches (NumP)
4,111.00
4,969.00
5,036.00
Tamaño medio de parche (MPS)
77.33
58.99
55.26
Coeficiente de varianza del tamaño
2,547.69
2,254.84
2,357.95
de parche (PSCoV)
Longitud total del borde (TE)
13,172,407.21 13,275,536.01
13,869,344.54
Densidad de borde (ED)
16.24
16.03
17.03
Longitud media del borde del
3,204.18
2,671.67
parche (MPE)
2,754.03
Media del índice de forma (MSI)
1.46
1.43
1.45
Media del índice de forma
14.08
9.68
10.92
ponderado por el área (AWMSI)
Relación media perímetro-área
795.15
728.30
810.33
(MPAR)
Patrones de deforestación
A pesar de políticas gubernamentales que favorecen los procesos de conservación de
los ecosistemas naturales (Asamblea Legislativa 1996), el análisis de cambio de paisaje
evidencia un patrón de pérdida de cobertura de bosque natural y de bosque secundario,
tanto entre el año 1987 y 1998, como entre el año 1998 y 2005.
En el periodo 1987-1998, la pérdida total de cobertura de bosque natural es de 9.72%,
con una tasa anual de deforestación de 0.88%. En el periodo 1998-2005, la pérdida
total de cobertura de bosque natural disminuye a 3.48%, con una tasa anual de
deforestación de 0.73%. La pérdida acumulada de bosque natural entre 1987 y 2005 es
de 13.2% (con una pérdida de 0.73% anual). La pérdida de bosque secundario, un tipo
de cobertura importante para garantizar procesos ecológicos dentro de un paisaje
determinado, es más severa que la pérdida de bosque natural, a pesar de que parte de
esta pérdida de bosque secundario constituye una recuperación de hábitat a favor de
bosque natural.
En el periodo 1987-1998, la pérdida total de cobertura de bosque secundario es de
37.33%, con una tasa anual de pérdida de 3.39%. En el periodo 1998-2005, la ganancia
total de cobertura de bosque secundario es de 18.82%, con una tasa anual de
recuperación de 2.69%. Por lo tanto, la pérdida acumulada de bosque secundario entre
1987 y 2005 es de 18.51% (pérdida de 1.03% anual).
Del total de la cobertura forestal presente en 1987 (297,159 ha), el 22.21% (65,996 ha)
se registra como deforestación en 1998, 61.87% (183,860 ha) sin cambio de uso, y
39
15.92% (47,302 ha) corresponde a recuperación de hábitat. Del total de la cobertura
forestal presente en 1998 (308,333 ha), el 18.97% (58,476 ha) corresponde a
deforestación en 2005, 60.31% (185,959 ha) sin cambio de uso, y 20.72% (63,898 ha)
corresponde a recuperación de hábitat (Cuadro 9).
Cuadro 9: Estadísticas de cambios de cobertura de bosque natural, 1987-1998, 1998-2005
Bosque natural
(ha)
Suma
No polígonos
Tamaño
promedio
Tamaño máximo
Tamaño mínimo
Desviación
estándar
1987-1998
Deforestación
Regeneración
58,476.17
1627
35.94
63,897.64
2003
31.90
18,217.15
0.005
497.33
12,066.319
0.005
375.69
1998-2005
Sin cambio
Deforestación
Regeneración
185,959.39
1625
114.44
65,995.99
2004
32.93
47,302.26
1970
24.01
Sin cambio
183,860.34
1932
95.17
78,703.144
0.005
2,121.20
20,987.754
0.001
522.77
8,963.17
0.011
252.34
55,095.67
0.011
1,508.50
En el periodo 1987-1998, los focos de mayor vulnerabilidad a los procesos de pérdida
de cobertura natural se encuentran localizados en el cantón de Sarapiquí, tanto al sur
del Refugio Nacional de Vida Silvestre Barra del Colorado como dentro del mismo, así
como en la zona de Chilamate de Puerto Viejo. En el cantón de Pococi, las amenazas
están localizadas en la zona de amortiguamiento del Refugio Nacional de Vida Silvestre
Barra del Colorado, y del Parque Nacional Tortuguero (Figura 5).
Figura 5: Cambios de cobertura de bosque natural, 1987-1998
Para el periodo 1998-2005, las localizaciones de mayor impacto sobre el hábitat natural
del paisaje se encuentran entre el Refugio Nacional de Vida Silvestre Barra del
Colorado y el Parque Nacional Tortuguero, particularmente en el cantón de Pococi. Otro
frente de alteración de la cobertura boscosa natural se ubica en el Corredor Fronterizo
al norte del Refugio Nacional de Vida Silvestre Mixto Maquenque (Figura 6).
40
Figura 6: Cambios de cobertura de bosque natural, 1998-2005
DISCUSIÓN
Los ecosistemas naturales del planeta sufren de un proceso continuo de alteración
mediante el cual pierden parte de su cobertura original, principalmente por el impacto de
actividades humanas. En los trópicos, las Américas poseen la mayor extensión de
bosque a la vez que las tasas de deforestación más altas (Whitmore 1997). La tasa de
deforestación de 0.73% anual que encontramos para el periodo 1987-2005 en el Caribe
Norte de Costa Rica es similar a la tasa nacional de 0.80% reportada por Calvo et al.
(1999) para el periodo 1986-1997 y por la FAO (2001) entre 1990 y 2000 de acuerdo a
fuentes nacionales (Sistema Nacional de Áreas de Conservación – SINAC). Sin
embargo, para la segunda parte del mismo periodo, entre 2000 y 2005, la FAO (2006b)
reporta una tasa anual de pérdida de 0.10% para Costa Rica, lo cual contrasta con la
tasa sensiblemente más elevada en el Caribe Norte (0.73%). Esta diferencia indica que
los procesos de deforestación que en general disminuyeron en intensidad en Costa
Rica durante la última década, no siguieron la misma tendencia en la Zona Norte del
país, donde según Calvo & Sánchez (2007) se evidencian frentes de deforestación en
las Llanuras de San Carlos y Tortuguero sobre la base de las misma fuentes remotas
que las que analizamos en este estudio (Landsat TM). El frente de cambio de uso en la
zona de amortiguamiento del Parque Nacional Tortuguero puede atribuirse a carencias
en la gobernanza de esta área remota e indica que actividades más seguidas de control
y vigilancia sean necesarias para controlar la deforestación ilegal. En la sección del
territorio del Corredor Biológico San Juan-La Selva incluida en nuestra área de estudio,
Chassot & Monge (2002) reportaron una tasa anual de deforestación de 0.54% entre
1986 y 2000, lo que induce a pensar que la implementación del corredor ha influido de
manera positiva sobre la tasa de deforestación. Estas tasas de deforestación son
inferiores a la tasa anual de deforestación de 3.13% que encontraron Sader & Joyce
(1988) para la década 1970-1980 en Costa Rica, y la tasa anual promedio de 1.5% de
41
deforestación que la FAO (1993) presenta para el periodo 1981-1990. Es importante
recalcar que la tasa anual actual de deforestación en el Caribe Norte es inferior a la que
reporta la FAO (2006a) para otras naciones del istmo centroamericano como Honduras
(3.1%), Guatemala y Nicaragua (1.3%) entre 2000 y 2005.
En el Caribe Norte de Costa Rica, el aumento de la fragmentación que resaltamos es
consistente con un estudio de Schelhas y Sánchez (2006) en la vecindad de la cuenca
baja intermedia del Río Sarapiquí, incluyendo parte del Parque Nacional Braulio Carrillo
y de la Reserva Biológica La Selva.
Al igual que Morse et al. (2009), atribuimos la disminución de la tasa de deforestación
entre 1998 y 2005 comparada al periodo anterior (1987-1998) a la promulgación de la
Ley Forestal 7575 (Zeledón 1999), la cual prohíbe explícitamente el cambio de uso del
suelo.
La mayoría de los bosques en el área de estudio son de carácter natural e intervenido.
También se encuentra una importante superficie de bosques secundarios que han
aparecido por regeneración natural en áreas donde el bosque original fue intervenido
fuertemente o eliminado. Desde que se han abandonado los incentivos para la actividad
ganadera, al final de la década de los años ochenta, grandes superficies de pastizales
se han regenerado. Sin embargo, la deforestación y la explotación maderera no
sostenible han provocado la fragmentación de los hábitats y disminuido la capacidad de
mantener ecosistemas intactos. La extracción de las especies de árboles maduros de
forma selectiva, aún bajo la ejecución más estricta de los planes de manejo forestales,
provoca una perturbación en el ecosistema (Baltodano et al. 1999, Baltodano 2000,
Ernst et al. 2006).
Son urgentes las acciones de conservación de los remanentes de bosques primarios,
los cuales constituyen bancos de germoplasma importantes para el futuro de la
actividad forestal. Además, se recomienda incentivar las acciones de reforestación
natural asistida con especies nativas y de promoción de usos alternativos de los
bosques (Baltodano 1999). En este sentido, se debe dar seguimiento a los esfuerzos
actuales para incorporar a los dueños de bosques en el sistema de pago por servicios
ambientales, con el propósito de integrar elementos y criterios ecológicos en el sistema
de evaluación de permisos de aprovechamiento forestal y castigar severamente a los
agentes de tala ilegal de árboles.
La veracidad de la información que se obtiene de los recursos naturales a partir de las
imágenes de satélite depende de varios parámetros, como la escala de trabajo general
(Wiens 1989), la resolución espacial del material utilizado, la confiabilidad de los
metadatos de las coberturas digitales derivadas de las imágenes por terceros, el área
de referencia, el tipo de estudio, etc. (Kleinn et al. 2002, Lepers et al. 2002). Estos
factores influyen considerablemente en la precisión del análisis que se conduce
(Woodcock & Strahler 1987).
Resultó difícil distinguir las coberturas de uso del suelo “urbano”, por la similitud que su
firma espectral presenta comparado con las categorías de cobertura y uso de suelo
42
“descubierto”, “agropecuario”, y con algunas categorías de humedales como “pantano
herbáceo”, y “bosque secundario o charales”, por lo que tuvo que descartarse del
proceso de clasificación. La categoría de uso “humedal” fue también descartada por ser
muy heterogénea (lagunas, pantanos herbáceos, bosques de yolillal – Rafia taedigera y
bosques anegados en las llanuras de Tortuguero), creando confusión con las demás
categorías de uso, especialmente las de “bosque natural”, “bosque secundario” y
“agropecuario”. Se decidió clasificar por separado las coberturas “banano” y “piña”,
aunque forman parte de la clase “agropecuario” por ser estas coberturas de monocultivo
dinámicas y de fuerte impacto sobre el paisaje. Finalmente, las plantaciones forestales
no se logró distinguir de otras coberturas de uso. Por lo tanto, extensiones de este tipo
de uso puede haberse clasificado tanto en “bosque natural” como en “bosque
secundario o charral”, lo que puede influir en cierta medida en los resultados de la
clasificación de “bosque secundario o charral” y contribuir a los patrones de cambios
contradictorios que se observan entre 1987 y 1998, y entre 1998 y 2005.
El grado de exactitud de nuestra clasificación de coberturas de imágenes satelitales es
congruente con una clasificación exhaustiva realizada por Fallas y Savitsky (1996) con
las imágenes Landsat 1991 y 1993, en las cuales, con 1372 puntos de control obtenidos
de las imágenes satelitales, detectaron una confusión del 18% entre las coberturas de
pasto y de bosque, lo cual resalta al igual que en la presente investigación la dificultad
de lograr una alta precisión en la fase de clasificación de las fuentes satelitales. Otro
estudio similar realizado en la Reserva de Biosfera Selva El Ocote en México, arrojó un
grado de exactitud de clasificación de 79.8% (Flamenco et al. 2007). De todas las
coberturas de uso del suelo clasificadas, la cobertura “píña” es la que generó mayor
confusión (en relación a la clase “bosque secundario” y a la clase “agropecuario”),
contribuyendo a aumentar el porcentaje de incertidumbre de clasificación. Por otra
parte, las clases de “bosque natural” y “bosque secundario” prestan a confusión entre
sí. Es probable que algunas clases han podido cambiar entre la fecha de la imagen de
Landsat (2005) y la fecha de la toma de puntos GPS en el campo (2008), especialmente
en cuanto se trata de coberturas de uso del suelo dinámicas, como es el caso de “piña”
y “bosque secundario”. Sin embargo, la clasificación resultó en general satisfactoria.
Nuestras clasificaciones resultaron muy similares a las que contrastamos a partir de
información oficializada por el Gobierno de Costa Rica en cuanto a varias fuentes de
Sistema de Información Geográfica generadas a partir de las mismas imágenes de
Landsat TM u otras fuentes disponibles (MAG 1986, MAG 1992, CCT et al. 1998,
SINAC 2007). Por otra parte, varios programas computacionales permiten evaluar la
estructura del paisaje por medio del cálculo de una cantidad importante de métricas. Sin
embargo, muchas métricas, dependiendo del enfoque del estudio, presentan
información redundante difícil de interpretar, por lo que el proceso de selección de las
métricas adecuadas, las que mejor permiten responder a las preguntas de la
investigación, debe de ser el fruto de un análisis riguroso. En nuestro caso,
seleccionamos métricas basadas en la clase de cobertura con enfoque en los aspectos
funcionales de las coberturas naturales, específicamente la clase “bosque natural”,
porque permite documentar de manera optima los cambios temporales en el paisaje de
conservación (Iverson 1988, Dunn et al. 1991, Mladenoff et al. 1993). De los tres tipos
de clasificación supervisada evaluados, la clasificación piped se realiza con base en
una serie de valores de reflectancia mínima y máxima determinados para una firma
43
espectral en cada banda. Para poder ser asignado a una clase particular, un píxel debe
de responder a una reflectancia dentro de este rango de reflectancia para cada banda
considerada en el análisis. Este procedimiento de clasificación resultó rápido pero
menos preciso en el caso del tipo de imagen sometido a análisis. En este caso, provocó
un alto grado de confusión entre zonas urbanas y pastizales. La clasificación realizada
por mindist se basa en la reflectancia media de cada banda para una firma espectral.
Los píxeles son asignados a una clase con el medio más cercano al valor de este píxel.
mindist encuentra su mayor dominio de aplicación cuando el número de píxeles
utilizados para definir firmas espectrales es reducido o cuando los sitios de
entrenamiento no están claramente definidos; resultó más lento que piped, pero más
rápido que maxlike. Mindist es mucho más conforme a la realidad que la anterior. Sin
embargo, esta clasificación favoreció las diferentes coberturas forestales en detrimento
de la cobertura agropecuaria. Maxlike es un clasificador de tipo bayesiano basado en la
función de probabilidad de densidad asociada con un sitio particular de entrenamiento
en la imagen. Los píxeles son atribuidos a la clase de mayor probabilidad con base en
la comparación de una anterior probabilidad relacionada con cada una de las firmas
espectrales consideradas. Encontramos, al igual que Tang et al. (2005), que esta
clasificación presenta una buena discriminación de las categorías de usos similar a la
anterior, mientras aparece más conforme a la realidad, con una mejor discriminación de
las coberturas. La clasificación de máxima verosimilitud funciona bien cuando los sitios
de entrenamiento son claramente definidos y presentan una buena homogeneidad
(Eastman 2006).
En la utilización de imágenes de satélite es fundamental no perder de vista los objetivos
del análisis. En este, al igual que con otros tipos de herramientas, las imágenes
satelitales, en la mayoría de los casos, no constituyen un fin en sí, sino un medio por el
cual el investigador intenta obtener una manifestación necesariamente subjetiva de la
realidad geofísica de su entrono. Todo esfuerzo de interpretación de imágenes de
satélite debe obligatoriamente ser complementado con verificación en el campo y sus
resultados ser sometidos a pruebas estadísticas rigurosas en las cuales los márgenes
de error son aceptables y sean reconocidos (Aronoff 1982, Turner et al. 2001). Por
ende, es importante que la información generada por el análisis de cambio de uso del
suelo sirva para delinear soluciones adecuadas para mantener los recursos básicos,
proteger el medioambiente y propiciar un uso eficiente de los recursos no-renovables
(Bouman et al. 2000).
Nuestro análisis de cambio de paisaje permitirá determinar la ubicación de la frontera
agrícola a través del tiempo en el Caribe Norte de Costa Rica, desde la década de los
años 1980 hasta la década de los años 2000. Esta información determinará las
modalidades del subsiguiente muestreo de encuestas que será aplicado a los
pobladores a partir de las diferentes etapas del avance de la frontera agrícola. El
análisis de cambio de paisaje requiere de una metodología fina que esté acorde a los
objetivos de la investigación, debido a que la resolución espacial afecta
significativamente las estimaciones del tamaño de fragmentos de bosque así como el
número de fragmentos, de tal manera que los fragmentos proveen métricas de paisaje
útiles mientras sean suficientemente detalladas en relación a la superficie del área de
estudio (Dale & Pearson 1997).
44
CONCLUSIONES
El efecto de los patrones espaciales sobre los procesos ecológicos ha sido poco
estudiado. El tamaño, forma y distribución de fragmentos en el paisaje constituyen una
medida adecuada de la estructura del paisaje (Turner 1989). La integración de fuentes
de teledetección con un Sistema de Información Geográfica demuestra constituir una
serie de herramientas adecuadas para analizar los patrones y procesos espaciales del
cambio de uso del suelo (Li et al. 2004, Tang et al. 2005) y tomar decisiones de
ordenamiento del territorio (Orlich 1999). Las diferentes secuencias temporales
permiten no solamente detectar cambios en el paisaje a corto plazo, sino también
tendencias y dinámicas de mediano plazo (Griffith et al. 2003). El análisis de la
estructura del paisaje en el Caribe Norte de Costa Rica evidencia vacíos en las metas
de conservación de la biodiversidad y sus ecosistemas en la vertiente atlántica del país.
Por otra parte, evoca un paisaje dinámico y heterogéneo que puede tener impactos
sobre los procesos de sucesión ecológica, adaptación, mantenimiento de la diversidad
de especies, estabilidad de las comunidades, competencia, interacción entre
predadores y presas, parasitismo, epidemias y otros eventos estocásticos (Legendre &
Fortín 1989). Por otra parte, el aumento de la heterogeneidad detectado en el paisaje a
través del tiempo deja sugerir que algunas especies pueden verse beneficiadas (Dauber
et al. 2003). Por lo tanto, recomendamos integrar variables ecológicas, sociales y
económicas en un análisis de conectividad, con el fin de establecer un paisaje de
conservación funcional y viable desde la perspectiva biocéntrica y antropocéntrica. Este
paisaje buscará evitar la extinción local de los organismos que viven en el bosque
tropical siempreverde latifoliado del atlántico costarricense, considerando que estas
áreas topográficas planas pueden ser sujetas a mayores cambios de uso que las áreas
de pendiente (Kemper et al. 2000). Un estudio subsiguiente deberá de desvelar los
factores sociales que podrán ser sometidos a experimentación para poder lograr
condiciones sociales y políticas favorables como contribución a la implementación de
una reserva de biosfera e iniciativas de corredores biológicos en la misma zona
geográfica.
Gracias al enfoque de la ecología de paisaje, el diseño de un paisaje funcional de
conservación para las áreas silvestres protegidas y sus zonas de amortiguamiento
permitirá identificar áreas prioritarias de hábitats naturales y promover la conectividad
ecológica, tomando en cuenta la continuidad de los ecosistemas característicos del
Caribe Norte de Costa Rica y los factores socio-económicos que influyen sobre la
decisión de manejo del suelo por parte de las comunidades locales, plasmándose en la
definición estructural de una propuesta de zonificación preliminar centrada en eslabones
prioritarios.
45
CAPÍTULO IV
FACTORES CAUSALES DE LA TOMA DE DECISIÓN DE USO DE LA TIERRA:
Resumen
Las tierras bajas de la vertiente atlántica de la Zona Norte de Costa Rica han sufrido un proceso
importante de fragmentación y de cambio de uso del suelo que amenaza la conectividad
ecológica del bosque tropical siempreverde latifoliado. Analizamos los factores causales
directos e indirectos que influyen en la toma de decisión de cambio de uso de la tierra y de
cambio de cobertura de la tierra por parte de propietarios de tierra a partir de encuestas en tres
municipalidades rurales. Analizamos la actitud y comportamiento ambiental de los propietarios
de tierra. En la mayoría de los casos, una combinación de tres causas indirectas favorece una
combinación de hasta cuatro factores causales directos que provocan el cambio de uso de la
tierra y de cobertura de la tierra. El patrón general es la colonización interna dirigida combinado
con los aportes demográficos de la inmigración nicaragüense, provocando el avance de la
frontera agrícola por medio de actitudes, valores y creencias donde originalmente prevalece el
uso instrumentalista de los recursos naturales. Este fenómeno produce a su vez la creación de
asentamientos rurales y la extensión de infraestructura vial que favorecen la expansión de la
ganadería extensiva y la extracción de madera para fines comerciales. Esta sinergia desafía las
explicaciones unifactoriales que atribuyen las causas de la deforestación al cambio de patrones
agrícolas y al aumento demográfico. Construimos un modelo predictivo en el cual las variables
relacionadas con los años de posesión de la finca, el hecho de residir en la finca, de ser agente
de cambio de uso del suelo y de presentar una actitud ambiental positiva explica en buena
medida la conservación de los ecosistemas presentes en las fincas. Los resultados permiten
caracterizar el potencial socio-cultural para una estrategia de conservación participativa y
proponer acciones de conservación que contribuyan a la aplicación del enfoque ecosistémico
para lograr un equilibrio satisfactorio entre desarrollo sostenible y conservación para mantener
un paisaje de conservación funcional dentro del marco de la gestión de corredores biológicos y
de reserva de biosfera.
Palabras clave: factores causales, cambio de uso de la tierra, cambio de uso de
cobertura, actitud
46
Causal factors of land-use decision-making
Abstract
The Atlantic lowlands of northern Costa Rica have undergone an important process of
fragmentation and land use change that threatens the ecological connectivity of the evergreen
broadleaved tropical forest. We analyze the direct and indirect causal factors that influence in
the decision making of land use and land cover change of use from landowners through surveys
in three rural municipalities. We analyze the attitude and environmental behavior of the
landowners. In most cases, a combination of three indirect causes favors a combination of three
or four direct causal factors that bring about land use and land cover change. The general
pattern is made up from planned internal colonization combined with the demographic
contributions from Nicaraguan immigration, causing the advance of the agricultural frontier by
means of attitudes, values and beliefs where the instrumentalist use of the natural resources
originally prevails. This phenomenon produces in turn the creation of rural settlements and the
extension of road infrastructure that favors the expansion of extensive cattle ranching and wood
extraction for commercial purpose. This synergy challenges single-factor explanations that
attribute causes of deforestation to changing agricultural trends and to the increase of
demographics. We build a predictive model in which the variables related to the duration of
property ownership, the fact to reside in the property itself, of being an agent of land use change
and to feature a positive environmental attitude explain in good part the conservation of
ecosystems in the property. The results allow to characterize the sociocultural potential for a
participatory conservation strategy and to propose conservation actions that contribute to the
application of the ecosistemic approach to manage a satisfactory balance between sustainable
development and conservation in order to maintain a functional conservation landscape within
the management framework of biological corridors and biosphere reserve.
Keywords: causal factors, land use change, land cover change, atitude
47
INTRODUCCIÓN
Tradicionalmente, las iniciativas de conservación de la biodiversidad se han enfocado
en preservar muestras significativas de ecosistemas en lugares declarados “críticos” por
presenciar altos índices de biodiversidad y de endemismo. Sin embargo, para ser
efectivos en términos de conservación, los sitios, paisajes y redes requieren de la
incorporación de todos los factores disponibles, biológicos, ecológicos, sociales,
económicos, antropológicos y políticos. Estos deben de entenderse de forma sistémica
en los diferentes niveles de escala, local, nacional, regional y continental. También
deben de tomar lugar en los paisajes rurales (Schrith et al. 2004, Ranganathan & Daily
2008). Los modelos de corredores biológicos y reserva de biosfera ofrecen un escenario
en el cual los procesos son los que precisamente construyen la propia iniciativa de
conservación, integrando las necesidades de desarrollo sostenible y la participación de
los pobladores involucrados (Yory 2000). Para lograr esta participación, es
imprescindible incorporar en la fase de planificación y de ordenamiento territorial las
variables ecológicas, sociales, económicas y políticas, con el fin de que las
comunidades locales y los tomadores de decisión puedan expresar sus necesidades
(Davenport & Rao 2002). Debido a que los cambios antropogénicos en el paisaje son
reconocidos cada vez más como factores críticos en el cambio global, el análisis del
cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra (land use and land cover change
en inglés) se ha convertido en un tema central en la investigación del cambio global
(Turner 1994, Vitousek et al. 1997). Los patrones de uso de la tierra alteran los
procesos naturales e interactúan con el ámbito abiótico para crear el medio en el cual
los organismos se desarrollan (Turner et al. 2001).
Aunque estén relacionados, la cobertura de la tierra se refiere a la superficie biofísica de
la tierra, mientras el uso de la tierra es formado por las influencias humanas, socioeconómicas y políticas sobre la tierra (Geist & Lambin 2002). El cambio de uso de la
tierra y de cobertura de la tierra afecta el ciclo del carbono, provoca impactos sobre la
diversidad biológica, acentúa la degradación de los suelos y merma la posibilidad de los
ecosistemas de satisfacer las necesidades del ser humano. Además, el cambio de uso
de la tierra y de cobertura de la tierra aumenta la vulnerabilidad de los ecosistemas
frente a las perturbaciones climáticas, económicas y socio-políticas (Bradshaw et al.
2009). Entender las relaciones entre factores causales del uso de la tierra y del cambio
de cobertura de la tierra es esencial para poder diseñar políticas de intervención
adecuadas (Lambin 1997, Lambin & Geist 2003).
La influencia cultural europea ha condicionado en gran medida la percepción de la
naturaleza por parte de los pobladores latinoamericanos. Esta se caracteriza
principalmente por una visión utilitaria de los recursos naturales como reservorio
inagotable de fuente de riquezas, a la vez que considera la naturaleza como un territorio
“salvaje” ligado a los ecosistemas selváticos como un medio hostil necesario de
subyugar mediante la destrucción y apropiación territorial (Paterson 2006). El
racionalismo se ha apoderado de muchas esferas de nuestra cultura: el sistema
económico trabaja de la mano con una ciencia instrumental y productivista que apunta a
la predicción del beneficio y al dominio sobre el mundo natural, particularmente en un
mundo cada día más globalizado (Singer 2004). Esta visión antropocentrista
48
renacentista es en parte arraigada en la cultura judeo-cristiana y remonta hasta
elementos culturales helénicos (Gudynas 2002). En cada sociedad humana, la
percepción cultural de la naturaleza varía debido a que se encuentra íntimamente
vinculada a la realidad política y socioeconómica (Schelhas 1996), así como a los
valores éticos y estéticos (Halffter 2005). La transformación de los paisajes tiene lugar
en un contexto cultural específico que a su vez determina la percepción de las actitudes
que son valoradas como aceptables o no aceptables (Viana & Tabanez 1996). El
mundo natural constituye un ambiente más amplio en el cual se manifiesta la cultura
(Rozzi 1999). En este aspecto, el espacio de la frontera agrícola desempeña un papel
preponderante (Soto 1999, Soto 2004).
A pesar de que los cambios en la calidad y cantidad de los recursos naturales
disponibles a través del tiempo sean observables y cuantificables, poco se investiga
acerca de los factores que provocan las decisiones de uso sobre estos recursos.
Cuando existen las condiciones adecuadas, es factible contribuir al bienestar social y a
la conservación de la biodiversidad, la cual es percibida por las comunidades locales
como un componente esencial del medio donde viven y del cual dependen (Lyon &
Horwich 1996, Pinedo & Padoch 1996). Generalmente, cuando las poblaciones locales
perciben el beneficio económico del uso racional de los ecosistemas naturales, la
cultura de conservación de la biodiversidad es muy fuerte (Johannes & Hatcher 1986,
Stanley & Gretzinger 1996). De esta manera se logra un equilibrio entre
posicionamiento antropocéntrico y posicionamiento biocéntrico (Rozzi 1997, Rozzi
2004). Hace treinta años se empleó por primera vez el término “desarrollo sostenible”,
un desarrollo en donde se satisfacen las necesidades básicas de la población sin
comprometer la capacidad de las generaciones futuras (Wiesenfeld 2003). Nuestro
comportamiento tiene impactos sobre el ambiente. La actividad humana se ha
incorporado como elemento constitutivo del hábitat, lo que trajo como consecuencia un
cambio en la forma de concebir el comportamiento ambiental desde el punto de vista
del desarrollo sostenible. La naturaleza tiene un valor intrínseco, pero no es posible
proteger el medio ambiente desde el componente social o político sin desarrollar la
sociedad (Corral-Verdugo et al. 2004). En la actualidad existe una preocupación
creciente por el deterioro que ha sufrido el medio ambiente y las repercusiones que esto
ocasiona sobre el ser humano. Se trata, de acuerdo a Lambin (2005) de encontrar la
bifurcación entre el camino que conduce a un colapso de las sociedades debido a la
degradación ambiental, y el camino que lleva a una transición hacia la sostenibilidad. Es
por esto que se ha encaminado una diversidad de actividades con el fin de mejorar y
preservar las interacciones entre ser humano y medio ambiente (Acosta et al. 2001). De
forma general, la actitud ambiental es el determinante más poderoso del
comportamiento ambiental (Kaiser et al. 1999, Gatersleben et al. 2002). Existen varias
formas de medición del comportamiento ambiental, siendo las más comunes y
eficientes la evaluación por medio de encuestas o entrevistas directas.
Analizamos los factores causales directos e indirectos que influyen en la toma de
decisión de uso de la tierra y de cambio de cobertura de la tierra por parte de
propietarios de tierra a partir de encuestas en tres municipalidades rurales del Caribe
Norte de Costa Rica. A partir del entendimiento general de las causas directas e
indirectas del uso de la tierra y de cambio de cobertura de la tierra, abrimos la
49
posibilidad de proponer acciones de conservación que contribuyan a aplicar el enfoque
ecosistémico para lograr un equilibrio satisfactorio entre desarrollo sostenible y
conservación dentro del marco de la gestión de corredores biológicos y de reserva de
biosfera. De esta forma, buscamos contribuir a la toma de decisiones holísticas para
mantener un paisaje de conservación funcional (Poiani et al. 2000) en un punto crítico
del Corredor Biológico Mesoamericano (Vandermeer et al. 2008).
METODOS
Determinación de los factores causales de cambio de uso
El análisis de cambio de paisaje a partir de la clasificación de imágenes Landsat para
los años 1986, 1997 y 2005 permitió determinar la ubicación de la frontera agrícola a
través del tiempo en los cantones de San Carlos, Sarapiquí, Grecia y Pococi, la cual fue
combinada para las tres secuencias temporales. Esta información fue yuxtapuesta con
la capa de información de SIG de los centros poblados del Caribe Norte de Costa Rica,
y se realizó una primera selección de centros poblados ubicados a 500 metros o menos
de parches de ecosistemas naturales extensas (bosque natural, cuerpo de agua,
humedal) y a ≤ 300 m sobre el nivel del mar (N=16, Figura 7), (Anexo 7).
Figura 7: Ubicación de las fincas de los propietarios entrevistados (N=32)
El muestreo de las encuestas se realizó en los espacios territoriales de las tres
secuencias temporales del avance de la frontera agrícola en el Caribe Norte de Costa
Rica; de esta manera, el muestreo fue de carácter estratificado sistemático, buscando
organizar la población en subconjuntos homogéneos, con heterogeneidad entre los
subconjuntos (Marina 2000, Babbie 2000). Utilizamos un mecanismo probabilístico para
50
la selección de los objetos del muestreo (Hernández 2006). En cada una de las
comunidades previamente seleccionadas, solicitamos en los abastecedores rurales o
“pulperías” información de contacto de las dos personas con mayor tiempo de residir en
la comunidad, memoria histórica de los procesos y acontecimientos en el área de
estudio y con propiedades de extensión superior a las 10 hectáreas. Todas las
personas referidas fueron visitadas, y entrevistamos las que se encontraban presentes
durante una sola gira de campo en agosto 2008. Aplicamos las encuestas mediante
conversaciones profesionales o entrevistas de investigación cualitativa largas (90-120
minutos), con el fin de tener las condiciones mínimas de confianza necesarias para
poder aproximarse al entendimiento del mundo desde la perspectiva del sujeto y
conocer su experiencia personal antes de buscar explicaciones científicas (Kvale 1996).
La unidad de muestreo fue la vivienda, la cual constituye el espacio de decisión sobre el
uso de la tierra (Schelhas 1996), y en la cual tuvo que encontrarse al menos un adulto
con condición de mayor de edad durante la fase de avance de la frontera agrícola y que
residía en el lugar en este momento. En total se aplicaron encuestas a 32 personas. La
identificación de las variables socio-económicas, culturales y políticas se realizó
mediante la elaboración de un cuestionario y de entrevistas semi-estructuradas.
Seleccionamos a propietarios de la tierra en comunidades rurales para poder
determinar las variables socio-económicas de mayor relevancia en relación a los
cambios de patrones de uso del suelo y cobertura y en relación a los recursos naturales
(Sheil et al. 2004). La aplicación de los cuestionarios fue regida bajo el código de
conducta de la Asociación Estadounidense para la Investigación de la Opinión Pública
(Babbie 2000). Cuantificamos 79 variables: datos personales (13 variables),
características de la propiedad (15 variables), cambio de uso del suelo (17 variables),
grado de conocimiento de las estrategias e iniciativas de conservación (11 variables),
conservación privada (6 variables), biodiversidad (5 variables), problemática ambiental
(5 variables), y actitud (7 variables), (Anexo 8). Para medir la actitud de los propietarios,
estos fueron sometidos a preguntas de control, las cuales fueron posteriormente
ponderadas en una escala de 1 (muy negativa) a 5 (muy positiva), para ser combinadas
y producir un índice de actitud basado en la misma escala. El conjunto de variables
cualitativas y cuantitativas sometidas a la investigación fueron tratadas mediante el
programa SPSS 13.0 (SPSS 2004a, 2004b, Andraus 2007). El análisis factorial se
refiere a las relaciones internas de un sistema de variables y busca establecer una serie
de factores (variables hipotéticas no observadas) a partir de una serie de variables
observadas. El modelo del análisis factorial especifica que las variables son
determinadas por factores comunes (los factores estimados por el modelo) y factores
únicos (que no se traslapan entre las variables observadas) (Lesschen et al. 2005).
Agrupamos las causas directas de uso de la tierra y del cambio de cobertura de la tierra
en cuatro grupos (extensión de infraestructura, expansión agrícola, extracción de
madera y otros factores) y las causas indirectas en cinco grupos (factores
demográficos, factores económicos, factores tecnológicos, factores políticos e
institucionales, factores culturales) de acuerdo a las categorías propuestas por Geist &
Lambin (2001, 2002) en una sistematización de 152 casos en los trópicos (Cuadro 10).
51
Cuadro 10: Tipificación de las causas directas e indirectas de uso de la tierra y del
cambio de cobertura de la tierra
Causas directas
Extensión de
Transporte (carreteras, ferrocarril, etc.)
infraestructura
Mercados (público y privado, aserraderos, etc.)
Asentamientos (rural y urbano)
Servicios públicos (acueductos, tendido eléctrico)
Compañías públicas o privadas (minería, hidroeléctrica,
petrolera)
Expansión agrícola
Cultivos permanentes (banano, piña, cítricos, palma africana,
otros)
Cultivos de rotación (tala y quema)
Ganadería extensiva
Colonización (inmigración interna o externa, reubicación)
Extracción de madera Comercial
Leña (uso domestico)
Construcción (uso domestico)
Producción de carbón
Otros factores
Predisposición ambiental (características del terreno)
Catalizadores biofísicos (plaga)
Catalizadores sociales esporádicos (guerra)
Predisposición ambiental (características del terreno)
Causas indirectas
Factores
Incremento natural de la población humana (natalidad,
demográficos
mortalidad)
Migración (hacia dentro o hacia fuera)
Densidad de la población
Distribución de la población
Características del ciclo de la vida
Factores económicos
Crecimiento del mercadeo & comercialización
Estructuras económicas
Urbanización e industrialización
Variables especiales (incremento de los costes, ventajas
competitivas)
Factores tecnológicos Cambio agro-tecnológico (intensificación / extensión)
Aplicaciones en el sector maderero
Factores de producción agrícola
Factores políticos e
Políticas formales (desarrollo económico, créditos, incentivos)
institucionales
Clima político (corrupción, mal manejo)
Derecho a la propiedad
Factores culturales
Actitud, valores y creencias
Comportamiento individual y de la célula familial
Los factores causales fueron cuantificados, determinando los factores más frecuentes
de causas directas y de causas indirectas de uso de la tierra y del cambio de cobertura
de la tierra. Las interacciones y los procesos de retroalimentación entre estos factores
también fueron identificados para revelar las dinámicas de sistemas que generalmente
provocan el cambio de cobertura de la tierra y la pérdida de ecosistemas naturales.
52
Distinguimos tres modos de causalidad: causalidad unifactorial (un factor indirecto
revelando uno o más causa directa), encadenamiento causal lógico (varios factores
interrelacionados causando la pérdida de ecosistemas naturales) y ocurrencias
concomitantes (factores independientes y separados causando la pérdida de
ecosistemas). Los resultados fueron separados por unidades administrativas
(municipios).
Modelo explicativo
Realizamos un análisis de trayectorias basado en regresión, con el fin de desarrollar un
modelo causal para comprender las relaciones entre las variables socio-económicas
estudiadas y las variables de uso de la tierra y del cambio de cobertura de la tierra
(Babbie 2000). Construimos un modelo de regresión logística binario que pudiera
explicar la conservación de ecosistemas en fincas privadas de propietarios medianos y
grandes dentro del estudio. Seleccionamos las variables independientes utilizando una
matriz de correlaciones Spearman, con el fin de establecer las mejores relaciones
lineales explicativas. Con nueve variables candidatas previamente identificadas,
realizamos una regresión lineal con análisis de coeficientes con el fin de determinar la
tolerancia y el VIF de las estadísticas de colinearidad y, de esta manera, detectar las
variables que presentan redundancia. Trabajamos con cuatro variables independientes
y una variable dependiente para elaborar el modelo explicativo. Luego corrimos un
análisis de modelo stepwise en base a las cuatro variables con el objetivo de determinar
posibles modelos más finos. En base al resumen de modelos y a los valores arrojados
para el R cuadrado ajustado, confirmamos la decisión de utilizar el modelo que emplea
las cuatro variables previamente integradas.
RESULTADOS
Caracterización de los propietarios de tierra
Entrevistamos a 24 hombres (75%) y 8 mujeres (25%), por un total de 32 personas en
tres cantones: San Carlos (53.1%, N=17), Sarapiquí (25.0%, N=8) y Pococi (21.9%,
N=7). La edad de los propietarios varia entre 40 y 86 años (promedio de 59 años), con
el 78.2% entre 51 y 70 años. El tamaño del hogar, en el momento de la encuesta varió
de 1 a 9 (promedio >4), con 43.8% y 40.6% de hogares con 1 a 3 y 4 a 6 miembros
respectivamente. El 75% de los propietarios se dedica a la actividad agrícola o
ganadera. El 71.9% de las personas entrevistadas culminó los estudios primarios,
mientras un 15.6% no tiene escolaridad. El ingreso mensual reportado por 27 de las 32
personas entrevistadas es de 0 a 600,000 colones (US$1,090), con un promedio
aproximado de 187,000 colones (US$340) por hogar y el 75% de los hogares
percibiendo ingresos mensuales inferiores a 200,000 colones (US$364). El tamaño de
las propiedades (N=30) varia entre 3 y 800 hectáreas, con un promedio de 143 ha, con
un 56.7% de los propietarios dueños de fincas inferiores a 100 ha y 23.3% de los
propietarios con fincas entre 101 y 200 ha. La duración de posesión de la finca varia
entre 3 y 50 años, con un promedio de 30 años y el 46.9% de las fincas perteneciendo
al mismo dueño entre 31 y 40 años. La mayor parte de las fincas (90.6%) están
legalmente inscritas en el Registro Público, mientras el resto (9.4%) beneficia de un
permiso de uso. El 68.8% de los propietarios vive en la propia finca, mientras el 31.3%
53
no vive en la finca; del total de propietarios, un 12.5% pagan una persona para cuidar la
finca. El 50 % de los propietarios (N=7) originarios de otro cantón se instalaron desde
San Carlos, mientras el otro 50% (N=7) vino de otro cantón fuera del área de estudio.
Actualmente, el área de estudio está compuesto por numerosas comunidades rurales
esparcidas. Las familias viven con ingresos bajos; en los lugares más remotos,
dependen de las oportunidades de trabajo temporales de la actividad forestal o agrícola
(MIDEPLAN 1999a, 1999b). La red de carreteras es poco desarrollada, especialmente
en un contexto en el cual las condiciones climáticas no permiten siempre asegurar el
paso del transporte público. En el caso de las comunidades más lejanas, sólo caminos
de madereo permiten el acceso a las comunidades, las que sufren de un nivel de
educación muy bajo (MEP 2001). Muchos estudiantes deben de viajar varias horas para
asistir a la escuela, cuando los caminos lo permiten. En ciertos lugares, el precarismo
se ha convertido en un problema difícil de resolver (Chassot & Monge 2002). Las
oportunidades de empleo son limitadas, los niveles migratorios importantes desde
Nicaragua hacia Costa Rica y las fuentes de ingresos individuales y familiares poco
regulares.
El área se caracteriza por prácticas agriculturales dominadas por plantaciones grandes
y haciendas ganaderas, a la par de una gran cantidad de pequeños propietarios. La
distribución de tierras entre pequeños y grandes propietarios es inegual (Nieuwenhuyse
et al. 2000). Esta situación es la que favorece en gran medida la tala ilegal, el avance
de la frontera agrícola y el comercio de especies silvestres para el tráfico ilegal,
consecuencias que amenazan la biodiversidad de la zona (OEA 1997).
Causas del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
En el ámbito de las causas directas, el cambio de uso de la tierra y de cobertura de la
tierra se explica mejor desde la influencia de varios factores que desde la influencia de
causas unifactoriales. Los grupos generales dominantes de causas directas incluyen
una combinación de extensión de infraestructura, expansión agrícola y extracción de
madera, con poca variación cantonal (Cuadro 11).
54
Cuadro 11: Frecuencia de grupos generales de causas directas del cambio de cobertura
de la tierra
Todos
(N=32)
abs
rel %
Causalidad unifactorial
Infraestructura
Agricultura
Causalidad de 2 factores
Infraestructura- Agricultura
Infraestructura-Madera
Agricultura-Madera
Madera-Otros
Causalidad de 3 factores
Infraestructura-Agricultura-Madera
Infraestructura-Agricultura-Otros
Agricultura-Madera-Otros
Causalidad de 4 factores
Infraestructura-Agricultura-Madera-Otros
Total
San Carlos
(N=17)
abs
rel %
Sarapiquí
(N=8)
abs
rel %
Pococi
(N=7)
abs
rel %
1
1
3
3
1
1
6
6
0
0
0
0
0
0
0
0
7
2
2
1
22
6
6
3
3
1
0
0
18
6
0
0
1
1
2
1
13
13
25
13
3
0
0
0
43
0
0
0
9
1
1
28
3
3
4
1
0
24
6
0
3
0
0
38
0
0
2
0
1
29
0
14
7
32
22
99
6
17
35
101
0
8
0
99
1
7
14
100
En el área de estudio, la expansión agrícola y la extensión de infraestructura son las
dos causas directas principales del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
(88 y 84% respectivamente), seguidas por la extracción de madera (69%). Estas
incluyen, con frecuencias similares, la creación de asentamientos rurales (66%), la
ganadería extensiva (66%), los fenómenos de colonización de la frontera agrícola (53%)
y la extracción de madera para fines comerciales (47%), (Cuadro 12). En San Carlos, la
creación de asentamientos rurales (76%), la colonización de la frontera agrícola (65%),
la ganadería extensiva (59%) y la extensión de infraestructura vial (41%) son factores
dominantes del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra. En cambio, la
extracción de madera para fines comerciales es la causa dominante en el cantón de
Sarapiquí (75%), seguido por la creación de asentamientos campesinos (63%).
Finalmente, en Pococí, la expansión agrícola es el grupo de causas directas
dominantes, principalmente la ganadería extensiva (100%) seguido por la colonización
de la frontera agrícola (57%) y la extensión de cultivos permanentes (57%). Las causas
directas específicas principales del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra
en el área de estudio son la colonización de la frontera agrícola seguida por el
desarrollo de la ganadería extensiva y la extracción de madera para fines comerciales
favorecidas por el mejoramiento en la infraestructura vial.
55
Cuadro 12: Frecuencia de causas directas específicas del cambio de cobertura de la
tierra
Extensión de infraestructura
Transporte
Mercados
Asentamientos
Servicios públicos
Compañías públicas o privadas
Expansión agrícola
Cultivos permanentes
Cultivos de rotación
Ganadería extensiva
Colonización
Extracción de madera
Comercial
Leña
Construcción
Otros factores
Predisposición ambiental
Catalizadores biofísicos
Catalizadores sociales esporádicos
Todos
(N=32)
abs
rel %
27
84
9
28
7
22
21
66
6
19
1
3
28
88
10
31
5
16
21
66
17
53
22
69
15
47
1
3
14
44
10
31
3
9
1
3
6
19
San Carlos
(N=17)
Abs
rel %
16
94
7
41
4
24
13
76
4
24
1
6
15
88
4
24
4
24
10
59
11
65
11
65
6
35
1
6
6
35
7
41
0
0
1
6
6
35
Sarapiquí
(N=8)
abs
rel %
5
63
1
13
0
0
5
63
2
25
0
0
6
75
2
25
1
13
4
50
2
25
7
88
6
75
0
0
5
63
1
11
1
13
0
0
0
0
Pococi
(N=7)
abs
rel %
6
86
1
14
3
43
3
43
0
0
0
0
7
100
4
57
0
0
7
100
4
57
4
57
3
43
0
0
3
43
2
29
2
29
0
0
0
0
En el ámbito de las causas indirectas, el cambio de uso de la tierra y de cobertura de la
tierra también se explica mejor desde la influencia de varios factores sinergéticos que
desde la influencia de causas unifactoriales, con el 59% de los casos atribuidos a una
combinación de 3 o 4 factores, principalmente factores demográficos, políticos,
culturales y tecnológicos (Cuadro 13). La variación cantonal es poca, a excepción del
cantón de Sarapiquí, para el cual existe una mayor frecuencia de causalidad
unifactorial, siendo el factor cultural dominante.
56
Cuadro 13: Frecuencia de grupos generales de causas indirectas del cambio de
cobertura de la tierra
Todos
(N=32)
abs
rel %
Causalidad unifactorial
Demográfico
Tecnológico
Político
Cultural
Causalidad de 2 factores
Demográfico- Político
Demográfico- Cultural
Tecnológico- Cultural
Político-Cultural
Causalidad de 3 factores
Demográfico-Económico-Cultural
Demográfico-Tecnológico-Cultural
Demográfico-Político-Cultural
Económico-Tecnológico-Político
Causalidad de 4 factores
Demográfico-Económico-Político-Cultural
Demográfico- Económico-Tecnol-Político
Demográfico- Tecnol-Político- Cultural
Causalidad de 5 factores
Demo- Eco-Tecno-Político-Cultural
Total
San Carlos
(N=17)
abs
rel %
Sarapiquí
(N=8)
abs
rel %
Pococi
(N=7)
abs
rel %
1
2
1
2
3
6
3
6
0
1
1
0
0
6
6
0
1
1
0
2
13
13
0
25
0
0
0
0
0
0
0
0
1
1
1
1
3
3
3
3
1
0
0
0
6
0
0
0
0
0
1
1
0
0
13
13
0
1
0
0
0
14
0
0
1
2
7
1
3
6
22
3
0
1
5
1
0
6
29
6
1
0
1
0
13
0
13
0
0
1
1
0
0
14
14
0
2
1
5
6
3
16
2
0
3
12
0
18
0
0
0
0
0
0
0
1
2
0
14
29
3
32
9
98
2
17
12
101
0
8
0
103
1
7
14
99
Los factores culturales (78%) y los factores demográficos (75%) son los más
importantes en el área de estudio, seguido por los factores políticos e institucionales
(69%). Estos factores incluyen con frecuencias iguales (69%) los fenómenos migratorios
tanto internos como externos, la aplicación de políticas formales, y una combinación de
actitud, valores y creencias (Cuadro 14). Existe relativamente poca variación cantonal, a
excepción nuevamente del cantón de Sarapiquí, donde los factores culturales (75%)
dominan. En el cantón de San Carlos, la implementación de políticas formales (88%),
los fenómenos migratorios (76%) y la combinación de actitudes, valores y creencias
(65%) son las causas indirectas dominantes. En Sarapiquí, la combinación de actitudes,
valores y creencias (63%) es la causa dominante. En Pococí, los fenómenos migratorios
(100%) dominan totalmente, seguido por la combinación de actitudes, valores y
creencias (86%) y la aplicación d epolíticas estatales formales (71%). Los fenómenos
migratorios incluyen tanto la migración interna producto de la apertura de la
colonización hacia la frontera agrícola en las décadas de los años sesenta y setenta,
como el aporte demográfico desde Nicaragua por efecto de la guerra civil y de la
búsqueda de tierras y mejores oportunidades económicas de poblaciones marginadas
en el Sureste de Nicaragua y la provincia de Chontales (Castillo 1999, Morales 1999,
Morales & Castro 2002, Heckadon 2003). Las políticas formales incluyen los programas
de desarrollo económico, la disponibilidad y acceso a créditos y varias formas de
incentivos tales como la disponibilidad de tierras derivada de las políticas de
colonización de los años sesenta y setenta, la exoneración de impuestos sobre los
bienes inmuebles y el acceso al sistema de pago por servicios ambientales (Hidalgo
57
2003). La combinación de actitud, valores y creencias forma un tejido complejo de
factores culturales que influyen directamente sobre las prácticas campesinas y la
relación entre el ser humano y la naturaleza (Bonilla & Meza 1994).
Cuadro 14: Frecuencia de causas indirectas específicas del cambio de cobertura de la
tierra
Factores demográficos
Incremento natural de la población
Migración
Distribución de la población
Factores económicos
Crecimiento del mercado
Urbanización e industrialización
Variables especiales
Factores tecnológicos
Cambio agro-tecnológico
Aplicaciones en el sector maderero
Factores de producción agrícola
Factores políticos e institucionales
Políticas formales
Clima político
Derecho de la propiedad
Factores culturales
Actitud, valores y creencias
Comportamiento individual y de la familia
Todos
(N=32)
abs
rel %
24
75
4
13
22
69
2
6
8
25
5
16
3
9
1
3
15
47
4
13
12
38
2
6
22
69
22
69
1
3
11
34
25
78
22
69
4
13
San Carlos
(N=17)
abs
rel %
14
82
2
12
13
76
2
12
5
29
3
18
2
18
0
0
8
47
1
6
8
47
1
6
15
88
15
88
1
6
7
41
13
76
11
65
3
18
Sarapiquí
(N=8)
abs
rel %
3
38
1
13
2
25
0
0
1
13
0
0
0
0
1
13
2
25
0
0
2
25
0
0
2
25
2
25
0
0
1
13
6
75
5
63
1
13
Pococi
(N=7)
abs
rel %
7
100
1
14
7
100
0
0
2
29
2
29
1
14
0
0
5
71
3
43
2
29
1
14
5
71
5
71
0
0
3
43
6
86
6
86
0
0
En la mayoría de los casos, una combinación de tres causas indirectas favorece una
combinación de tres o cuatro factores causales directos que provocan el cambio de uso
de la tierra y de cobertura de la tierra. Un patrón general frecuente válido en todo el
área de estudio es un encadenamiento causal lógico en el cual la colonización interna
dirigida se combina con los aportes demográficos de la inmigración nicaragüense,
provocando el avance de la frontera agrícola por medio de actitudes, valores y
creencias donde originalmente prevalece el uso instrumentalista de los recursos
naturales, especialmente el recurso forestal considerado como componente salvaje y
estorbo a los procesos de civilización (Mora 1998). Este fenómeno produce a su vez la
creación de asentamientos rurales y la extensión de infraestructura vial que favorecen la
expansión de la ganadería extensiva y la extracción de madera para fines comerciales.
El aumento de la cobertura vial a su vez afecta la estructura del paisaje y la
supervivencia de la fauna en varios aspectos (Carr et al. 2002). El crecimiento de
centros urbanos y de asentamientos en el área de estudio son algunos de los
causantes del proceso de aislamiento de las áreas protegidas. Esto causa presión
sobre los ecosistemas y las especies que mantienen. Los asentamientos ejercen una
presión puntual sobre las áreas protegidas (cacería y avance de la frontera agrícola) y
son a veces causantes de contaminación hídrica y de degradación de ecosistemas
acuáticos y terrestres (OEA 1997). Por otra parte, la falta de titulación de la tierra
provoca reubicaciones y movilidad de los grupos humanos, y situaciones de precarismo
complejas, tanto desde el punto de vista social como económico. Esto adquiere mayor
58
relevancia en sitios aledaños a las áreas protegidas que se convierten en fuente de
recursos para consumo de carne y de leña, principalmente.
Modelo de predicción
De las 27 variables disponibles como resultado del procesamiento de las encuestas
realizadas con los propietarios de fincas, seleccionamos las variables “años de
posesión” (numérica), “vive en la propiedad” (categórica), “actitud” (categórica) y
“agente de cambio” (categórica) como independientes y la variable “conservación de
ecosistemas” (categórica binaria) como dependiente. Al tratar la multicolinearidad con
las variables, ninguna presentó colinearidad, por lo tanto se mantuvieron dentro del
análisis. El calculo de los coeficientes de regresión de las cuatro variables
independientes indica que la variable “años de posesión” fue significativa (T=2.299;
P=0.029), mientras las otras tres variables independientes no resultaron significativas
(P>0.05). Sin embargo, estas variables no resultaron ser autocorrelacionadas (VIF
inferior a 5).
En base al resumen de modelos y a los valores arrojados para el R cuadrado ajustado,
tomamos la decisión de utilizar el modelo que emplea las cuatro variables
independientes, las cuales tienen una capacidad de clasificar correctamente el 75% de
los casos analizados.
El modelo que mejor se ajusta a la ecuación de la regresión logística binaria fue dado
por:
P (Conservación de Ecosistemas=1) =
La ecuación para proponer un modelo de predicción está dada por:
Logit (p) = -3.497+ 0.06 * (años de posesión) + 1.172 * (vive en la
propiedad) -1.70 * (agente de cambio) -0.733*(actitud)
Este modelo resultó ser explicativo de forma significativa (Wald=7.242; gl=1; P=0.007).
Al analizar los resultados para la variable “años de posesión”, se puede observar que el
valor de β (exp(β)=1.062) fue 6% mayor en la conservación de ecosistemas para las
personas con mas años de posesión de la propiedad, de manera no significativa
(P>0.05). Respecto a la variable “vive en la propiedad”, se determina que existe una
probabilidad 3 veces mayor (exp(β)=3.23) de conservar los ecosistemas en relación a
las personas que no viven en su propiedad, pero de manera no significativa (P>0.05).
En cuanto a la variable “agente de cambio”, existe una probabilidad de conservar
ecosistemas del 81.7% de las personas que no han sido agente de cambio
(exp(β)=1.183), aún así de manera no significativa (P>0.05). Finalmente, la variable
“actitud”, presenta una probabilidad de conservar ecosistemas 52% para los que tienen
actitud positiva (exp(β)=0.48), aun así de manera no significativa.
59
Por otra parte, detectamos correlaciones significativas entre la variable “edad” y las
variables “agente de cambio” (P=0.000), “hectáreas de cambio” (P=0.038) y “extracción
de madera” (P=0.020). El “tamaño de la propiedad” tiene una correlación fuerte con la
“presencia de ecosistemas” (P=0.027) y la “conservación de ecosistemas” (P=0.001). La
“extracción de madera” tiene correlaciones significativas con “cantón” (P=0.043) y
“tenencia de la tierra” (P=0.009).
Las decisiones de cambio de uso de la tierra y de cambio de cobertura de la tierra en el
sector agropecuario depende de los recursos disponibles en la unidad de producción,
es decir la disponibilidad de tierra, de fuerza laboral incluyendo la gestión de la finca y el
conocimiento, así como el capital (Schipper et al. 2000). Los propietarios de tierra son
entonces los tomadores de decisión final sobre el uso de la tierra. Sin embargo, su
comportamiento es influido por el ambiente biofísico y socio-económico en el cual se
desenvuelven.
DISCUSIÓN
De 106 estudios brindando información sobre causas principales de la deforestación en
Centroamérica, FAO (2000) reporta en orden de importancia: ganadería extensiva
(17%), agricultura de pequeña escala (17%), colonización (13%), políticas públicas
(12%), extracción de madera (9%), carreteras (8%), expansión del mercado (8%),
plantaciones (7%), aumento demográfico (6%) y leña (3%). A grandes rasgos, los
factores principales corresponden a los que encontramos para el área de estudio, a
excepción de la expansión del mercado, y de la extracción de leña.
Aunque el proceso de colonización moderna de la Zona Norte fue algo relativamente
espontáneo, el gobierno central incentivó el establecimiento en las tierras bajas de la
vertiente atlántica, especialmente en San Carlos y Sarapiquí. Es hasta la segunda mitad
del Siglo XX que se integra el bosque tropical húmedo en los procesos de desarrollo
nacional. La creación de asentamientos rurales es un fenómeno generalizado en el área
de estudio entre 1962 cuando se crea el Instituto de Tierras y Colonización (ITCO,
actual Instituto de Desarrollo Agrario - IDA) y 1974, año en el cual concluye la fase
principal del programa de colonización dirigida (Vasco 1999). Asimismo, antes del año
1962, varios proyectos de colonización fueron iniciados como parte de un intento de
desarrollar la región. El proyecto más ambicioso distribuyó más de 20.000 ha a un
grupo conocido como Acción Nacional de Trabajo en 1942; esta área incluía lo que hoy
es la Estación Biológica La Selva y el sector conocido como Magsasay. Se repartieron
parcelas de 100 ha para ser deforestadas y convertidas a la ganadería. Entre 1962 y
1966, el ITCO formó colonias de finqueros en tierras boscosas no explotadas. El auge
de la ganadería extensiva se produce en el mismo periodo, siendo un factor provocado
directamente por la colonización de las regiones forestales (Kaimowitz 1996).
El control de la colonización escapó de las manos del gobierno central y finqueros
deforestaron porciones considerables de bosque primario para instalarse. Muchos de
ellos eran de Guanacaste, San Carlos o de la parte occidental del Valle Central. Otros
eran especuladores que compraron las tierras una vez tituladas de sus propietarios
originales o contrataron cuidadores (Butterfield 1994). El avance de la frontera agrícola
60
en la Zona Norte de Costa Rica se conjuga con la deforestación. “Limpiar el monte” era
un método tradicional no solamente para poder reclamar tierras sin dueños, sino
también para demostrar el uso que se hacía de éstas. Para iniciar un reclamo de tierras,
se debía de deforestar parcelas de bosque y empezar actividades productivas. Además
del uso tradicional de la ganadería para mantener pretensiones de propiedad de la
tierra, el auge de la exportación de carne vacuna en Centroamérica aumentó los precios
en el mercado local. Los créditos disponibles incentivaron el establecimiento de grandes
propiedades ganaderas en todo el país, las cuales, en la Zona Norte, casi se duplicaron
entre 1973 y 1983. Una proporción importante de finqueros adoptó técnicas de
producción menos intensivas, invirtiendo menos capital y menos fuerza laboral como
consecuencia de la política de liberalización del mercado de los ochenta y la abolición
de los subsidios para la producción de granos básicos (Pomareda 1998), a la vez que el
Gobierno facilitó los mecanismos para favorecer la agricultura de exportación en
detrimento de la agricultura de subsistencia (González 1999, Roebeling et al. 2000,
Hidalgo 2003). La década de los años 1970 corresponde al nacimiento y al auge de la
creación de áreas silvestres protegidas en Costa Rica (Evans 1999). Sin embargo, en el
área de estudio, el Parque Nacional Tortuguero, creado en 1975, es la única área
protegida con categoría de protección absoluta. Desde la década de los años 1980, el
enfoque del IDA pasó de los proyectos de colonización a programas de redistribución
de tierras, en muchos casos, comprando tierras invadidas y redistribuyéndolas en
parcelas de 10 ha. De todo el cantón de Sarapiquí, 38% de las tierras pertenecen al
IDA, con un 50% de la población del cantón viviendo en asentamientos del IDA
(Butterfield, 1994, Molina 1998). En esta época, muchos pequeños y medianos
propietarios vendieron o abandonaron sus tierras, lo que provocó la concentración de
tierras en grandes propietarios o la formación de una frontera “vacía” permitiendo la
culminación del avance de la frontera agrícola y la subsiguiente regeneración o
crecimiento de bosque secundario en algunos pastizales. En algunos casos, el
abandono de la actividad agropecuaria favorecido por nuevas oportunidades laborales
en los centros urbanos cercanos o en plantaciones de monocultivo contribuye a
acentuar la frontera vacía (Rudel et al. 2005). Por otra parte, el fenómeno migratorio en
la región transfronteriza influye sobre el tipo de uso de los recursos naturales. De estos,
Cordero (2006) ha caracterizado: ganadería extensiva, minifundio de subsistencia,
pequeña y mediana propiedad agrícola autosuficiente, economía de pequeños y
medianos centros urbanos, extracción maderera. La extracción de madera para fines
comerciales es un factor importante a partir de la década de los años ochenta y hasta
finales de los años noventa. Durante las dos últimas décadas, una combinación de
factores demográficos y económicos ha permitido el desarrollo de relaciones
comerciales que se establecen entre los propietarios de bosque, industriales madereros
y ganaderos comerciantes, y giran en torno a la explotación maderera y en algunos
casos son legitimados por la legislación forestal vigente (Porras & Villareal 1993).
Las principales actividades productivas actuales en el área de estudio son la ganadería
y la piña que se desarrollan en forma extensiva. Esta última, debido al método de
producción, ocasiona serios problemas de erosión (García 2003). Los monocultivos de
banano y piña principalmente se extienden hasta la orilla misma de los ríos causando
problemas de erosión y contaminación. Las aspersiones aéreas de agroquímicos
impactan directamente los cuerpos de agua con pesticidas y fertilizantes (Bonilla &
61
Meza 1994, Chassot et al. 2006, Chassot et al. 2008). Otras actividades que se
desarrollan son la siembra de granos básicos, tubérculos, plantaciones de palmito y de
cítricos. Durante la ultima década, grandes fincas ganaderas han empezado a
orientarse hacia extensas plantaciones de monocultivo de especies exóticas (melina,
eucalipto, teca y terminalia). Estas plantaciones se establecieron cuando los incentivos
para la ganadería se convirtieron en incentivos relacionados con la actividad forestal.
Algunos otros sistemas productivos rústicos presentes (sensu Halffter 2005) son
actividades agrícolas de subsistencia, explotación de madera, pesca y turismo. Además
la ruta del Sarapiquí-San Juan-Barra del Colorado, constituye una ruta de acceso a la
región de Tortuguero, que pese a una mayor distancia, es más atractiva desde el punto
de vista de belleza escénica que las del sector de Matina y Siquirres (Chassot et al.
2006). Esto ha permitido que muchos empresarios locales inicien el servicio de
transporte y excursiones en esta región, convirtiendo a estos boteros en generadores
de recursos económicos. En la Zona Norte, la actividad forestal resulta ser una
alternativa a las prácticas tradicionales de cultivo de granos básicos y pastos naturales
para el desarrollo de las unidades de producción. El aprovechamiento del recurso
forestal de manera sostenible como una actividad complementaria y no alternativa a las
otras (Gustafson & Diaz 2002), el establecimiento de cultivos perennes y la producción
de productos certificados siguen siendo opciones viables. Sin embargo, estas opciones
resultan controversiales en razón de prácticas inadecuadas (CCT 2001). La
sobreexplotación forestal que se realiza en la mayoría de los casos con prácticas
inapropiadas, de tala selectiva, atascamiento de ríos, destrucción de caminos y hábitat
de muchas especies, fragmentan la cobertura forestal del paisaje y disminuyen la
capacidad de mantener ecosistemas completos y complejos (Chassot & Monge 2002,
Lindenmayer & Fischer 2006).
El análisis estadístico de las variables generadas durante las encuestas aplicadas a los
propietarios de tierra en el área de estudio arroja información valiosa. La edad y la
cantidad de años de posesión de la finca es un factor importante, relacionado
positivamente con los procesos de cambio de cobertura de la tierra, lo que indica por un
lado que entre mayor la edad de los propietarios de finca, más fuertes fueron los
impactos que causaron en los ecosistemas naturales, y por otro lado que las prácticas
de modificación de cobertura de la tierra disminuyeron con el paso del tiempo. El
tamaño de las propiedades influye de manera positiva sobre el grado de conservación
de los ecosistemas naturales, lo que sugiere la necesidad de ofrecer componentes de
educación y alternativas de conservación privada con propietarios de fincas extensas.
La extracción de madera depende del tipo de tenencia de la tierra, ocurre en las fincas
legalmente inscritas, y del cantón donde vive el propietario, en este caso San Carlos y
Sarapiquí.
La participación de los actores comunitarios en la investigación (Sheil & Lawrence
2004), toma de decisiones y valoración de sus recursos naturales, tales como especies,
hábitats y sitios específicos permite clarificar prioridades y amenazas, sugiere
refinamiento en las iniciativas de conservación y limitaciones en las opciones de manejo
(Sheil et al. 2006).
62
CONCLUSIONES
La integración de las diferentes ciencias sociales, económicas y geográficas en
diferentes escalas constituye un desafío (Lambin 1997, Batistella & Moran 2005,
Verburg et al. 2006). Los antropólogos y sociólogos no dominan los modelos
matemáticos y espaciales de cambio temporal, mientras los profesionales en
modelación espacial encuentran dificultades en integrar la información generada por los
especialistas de las ramas sociales. En este sentido, la combinación de herramientas y
metodologías generadas desde disciplinas complementarias dentro de un marco
conceptual establecido provee una oportunidad de fortalecer el entendimiento de
problemas complejos (Nagendra et al. 2004).
Los resultados de nuestra investigación sugieren que no existe un vínculo claramente
definido entre causas y efectos. Ninguna de las teorías dominantes sobre deforestación
(neoclásica, pobreza, ecología política) parece prevalecer. Al contrario, nuestra
investigación demuestra que en el caso del Caribe Norte de Costa Rica, los patrones de
cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra revelados durante las ultimas dos
décadas se deben a una combinación de factores directos e indirectos. Esta sinergia
desafía las explicaciones unifactoriales que atribuyen las causas de la deforestación al
cambio de patrones agrícolas y al aumento de las poblaciones humanas. Nuestro
análisis revela que las decisiones individuales y públicas dependen en fuerte medida a
oportunidades económicas y/o políticas de escala nacional o global favorecidas por
factores institucionales locales y nacionales, así como que la expansión agrícola, la
extracción de madera y la extensión de infraestructura prevalecen en las tendencias de
cambio de cobertura del suelo. Además, los factores culturales ligados con la actitud y
el comportamiento son fundamentales en la explicación del cambio de uso del suelo y
de cobertura del suelo (Schelhas 1996). Esto sugiere que no existe una solución
unilateral para controlar el cambio de cobertura natural en el Caribe Norte de Costa
Rica, sino que es fundamental entender los diferentes factores y sus relaciones, para
poder proponer soluciones integrales que aborden todos los componentes (Sayer &
Campbell 2004, McShane & Wells 2004). Nuestra investigación contribuye al
entendimiento del fenómeno de cambio de cobertura de la tierra.
Se requieren más análisis comparativos así como el establecimiento de bases de datos
dinámicas en Sistemas de Información Geográfica a diferentes escalas (Verburg &
Veldkamp 2005) para entender los factores causales del cambio global en diferentes
regiones del mundo (Nagendra et al. 2004).
Es imprescindible investigar la percepción biocultural por parte de los habitantes de la
zona de estudio (Rozzi 2004). La descripción y el entendimiento de los procesos
ecológicos permanecen incompletos sin un trabajo constructivo sobre el diseño del
paisaje en el cual el ser humano interactúa (Rozzi et al. 1996, Schelhas 1996, Viana &
Tabanez 1996).
De acuerdo con las investigaciones de Grob (1995), los efectos más fuertes sobre el
comportamiento ambiental derivan de las emociones y de los valores personales
filosóficos, en donde no encontró ninguna relación entre conocimiento factual y
63
comportamiento ambiental. Para poder modificar el comportamiento ambiental de los
individuos, un sistema de incentivos y desincentivos combinado con recompensas y
castigos puede resultar eficiente (Nickerson 2003), utilizando mecanismos tan variados
como legislación, regulaciones, deducción de impuestos, tasación y persuasión.
Abordamos el concepto de comportamiento ambiental principalmente en sus facetas
psicológicas, culturales, sociales, educativas y éticas, aunque este tema está vinculado
con todas las manifestaciones sociales. En este sentido, los aportes de la psicología
ambiental son determinantes y abren la vía a una serie de investigaciones (Valera 2002)
que, con el tiempo, lograrán proponer modelos eficientes y aptos a incidir en el cambio
deseado de comportamiento hacia el ambiente, el cual contribuirá a preservar la
biosfera, incluyendo al mismo ser humano. De acuerdo con Kaiser et al. (1999), los dos
tipos de actitud ambiental que determinan más estrechamente el comportamiento
ambiental son: actitudes hacia el medio ambiente, y actitudes hacia el comportamiento
ecológico. La intención de actuar de forma ambientalmente responsable puede
depender del conocimiento, del locus de control, de la responsabilidad personal y de la
actitud. Más que todo, el grado de responsabilidad es predicción del comportamiento
ambiental (Kaiser & Shimoda 1999), aunque en el caso que nos ocupa, una dificultad
consiste en que la responsabilidad del sujeto puede ser de orden tanto moral (factor
interno) como convencional (factores externos).
Es muy alentador darse cuenta que existen muchos programas de educación ambiental
y de concientización que están llegando a las escuelas y a las comunidades, por lo que
la sensibilización ambiental es imprescindible, pero no es suficiente (Pol & Castrechini
2002). En este sentido, en la última década se ha dedicado mucho tiempo a llevar a
cabo programas de educación ambiental en la zona de estudio, sin embargo nos damos
cuenta que sabemos pero no siempre actuamos. En este sentido, Pooley y O´Connor
(2000) resaltan que las acciones de educación ambiental deben de llamar a las
emociones y creencias de las personas, más que limitarse a inculcar conocimientos,
para poder de forma efectiva cambiar las actitudes y comportamientos ambientales.
Además, estas deben de actuar sobre la orientación a futuro de las consecuencias de
las decisiones del ser humano sobre el manejo y uso sostenible de los recursos
naturales, tal como lo ilustra la investigación de Joireman et al. (2004) sobre los
estímulos de las preferencias del consumidor.
Los ecosistemas naturales del área de estudio siguen siendo sujetos de varias
amenazas provocadas por la búsqueda de nuevas oportunidades económicas
favorecidas, como lo hemos demostrado, por factores políticos, económicos,
tecnológicos y culturales influenciado por cambios demográficos. Las políticas de
intervención orientadas hacia la reducción de los efectos negativos sobre la alteración
de los ecosistemas deberían de enfocarse en las causas más fácilmente manipulables,
tales como los subsidios perversos que favorecen la deforestación (Baltodano et al.
1999), la poca gobernabilidad y las políticas forestales nefastas que brindan pocas
ganancias económicas para la zona de extracción (Baltodano 1999), esto sin afectar las
posibilidades de los pobladores locales de satisfacer sus necesidades de bienestar
humano (Lambin & Geist 2003). En materia de políticas relacionadas con el medio
ambiente y el desarrollo sostenible, los procesos de descentralización deben de ser
64
fortalecidos (González 1999). En este sentido, se debe aprovechar las capacidades
técnicas, humanas y financieras de aquellas instituciones tanto del sector privado como
público a cargo de las políticas vinculadas con el uso de los recursos naturales (Lambin
2005), especialmente en el ámbito municipal. Es vital apoyar y fortalecer el proceso de
estabilización de las fronteras agrícolas, estableciendo áreas específicas para el
desarrollo de nuevos asentamientos campesinos cuando se justifique esta necesidad,
así como acelerar la resolución de los problemas de precarismo y apoyar a los
pobladores en la búsqueda de alternativas económicas, especialmente alrededor de las
áreas protegidas (Southworth et al. 2004, Nagendra et al. 2005, Nagendra et al. 2006).
Es importante cuantificar el valor de los servicios que proveen los ecosistemas
naturales a los diferentes beneficiarios en el ámbito local, regional, nacional y global
(Farber et al. 2006). Por otra parte, es necesario reconocer el valor de los paisajes
rurales, los cuales constituyen importantes reservorios de biodiversidad y proveen
nexos de conectividad entre parches de ecosistemas naturales (Schroth et al. 2004,
Vandermeer et al. 2008) y los cuales son los espacios en los cuales la mayor cantidad
de acciones de conservación ocurren (Sarukhán 2006). Por lo tanto, es necesario
enfocar esfuerzos de conservación en el paisaje rural y apoyar iniciativas de sistemas
agropecuarios alternativos o sistemas agropastoriles diversificados como los que
existen en la matriz de la Zona Norte de Costa Rica (Fisher & Bunch 1996, Perrings et
al. 2006, Ranganathan & Daily 2008), especialmente en las zonas de amortiguamiento
de las áreas silvestres protegidas y en las áreas de conectividad ecológica donde se
desplazan especies de fauna (Sánchez et al. 2003, Naughton & Salafsky 2004).
65
CAPÍTULO V
DISEÑO DE UN PAISAJE FUNCIONAL DE CONSERVACIÓN PARA EL CARIBE
NORTE DE COSTA RICA
Resumen
El paisaje heterogéneo del Caribe Norte de Costa Rica contiene varios ecosistemas
fragmentados que han sido objetos de estrategias de conservación y de desarrollo sostenible.
Sin embargo, el análisis de la conectividad de fragmentos de ecosistemas en el Caribe Norte de
Costa Rica evidencia vacíos en las metas de conservación de los ecosistemas. Identificamos 30
unidades de ecosistema, las cuales fueron generadas por medio de la combinación de la
información geoespacial de zonas de vida, tipo de suelo y elevación. En total, el 44.5% (305,200
ha, con 5927 fragmentos) de las 30 unidades de ecosistema corresponden a cobertura natural.
Quince de ellas están representadas en el sistema de áreas silvestres protegidas, mientras 15
otras no benefician de ninguna categoría de protección. El 19% (140,960 ha) de la distribución
potencial de las 30 unidades de ecosistema se encuentra incorporado dentro de una de las
áreas silvestres protegidas mencionadas, mientras el 26% de la extensión natural actual total de
estas unidades se encuentra dentro de las áreas silvestres protegidas. La representatividad
sistemáticamente más elevada de la distribución real en comparación con la distribución
potencial de las unidades de ecosistema indica que las áreas silvestres protegidas cumplen con
su función de protección de los ecosistemas. Sin embargo, es notable que la mitad de las
unidades de ecosistema carezcan de inclusión en alguna área silvestre protegida pública.
Adicionalmente, analizamos el grado de conectividad estructural entre 2454 nodos de unidades
de ecosistema natural de tamaño equivalente o superior a 5 ha. El índice de conectividad
integral (IIC) del paisaje es 0.03, y el índice de probabilidad de conectividad (PC) es 0.14 para
una probabilidad de dispersión de 88% con un umbral de 500 m. Ambos índices indican un
porcentaje de conectividad bajo en el paisaje del área de estudio. Los nodos más importantes
están ubicados en la zona fronteriza con Nicaragua y en la zona costera del Caribe. Resaltamos
la importancia fundamental del Refugio Nacional de Vida Silvestre Maquenque en relación a
todas las demás áreas silvestres protegidas del área de estudio, ya que provee nodos de
conectividad esenciales tanto hacia el sur como hacia el noroeste y el este. Para implementar
un paisaje funcional de conservación, proponemos una estrategia integral basada en el Enfoque
por Ecosistemas.
Palabras clave: conectividad, vacíos de conservación, áreas protegidas, enfoque
ecosistémico
66
Design of a functional conservation landscape in Costa Rica’s Northern
Caribbean
Abstract
The heterogeneous landscape of the northern Carribean slope of Costa Rica contains several
fragmented ecosystems that have been objects of conservation and sustainable development
strategies. Nevertheless, the connectivity analysis of ecosystem fragments shows ecosystem
conservation gaps. We identified 30 ecosystem units, which were generated by means of the
combination of the geospatial information of life zones, type of soil and elevation. Altogether,
44,5% (305.200 ha, with 5927 fragments) of the 30 ecosystem units correspond to natural cover.
Fifteen of them are represented in the system of protected areas, while 15 others do not benefit
from any category of protection. Generally, 19% (140.960 ha) of the potential distribution of the
30 ecosystem units are included in one of the mentioned protected areas, while 26% of the total
natural current extension of these units lie within protected areas. The systematically more
elevated representativeness of the current distribution in comparison with the potential
distribution of the ecosystem units indicates that protected areas fulfill their function of
ecosystem protection. Nevertheless, it is remarkable that half of the ecosystem units lack
inclusion in some protection category. Additionally, we analyzed the degree of structural
connectivity between 2454 nodes of units of natural ecosystem equivalent or superior to 5 ha.
The index of integral connectivity (IIC) of the landscape is 0,03, and the index of connectivity
probability (PC) is 0,14 for a dispersion probability of 88% with a 500 m threshold. Both indices
indicate a low percentage of connectivity in the landscape of the study area. The most important
nodes are located in the border zone with Nicaragua and on the coastal zone of the Caribbean.
We emphasize the fundamental importance of the Maquenque National Wildlife Refuge in
relation to the other protected areas within the study area, since it provides essential nodes of
connectivity towards the south as much towards the northwest and the east. In order to
implement a functional conservation landscape, we propose an integral strategy based on the
Ecosystem Approach.
Keywords: connectivity, conservation gap analysis, protected areas, ecosystem
approach
67
INTRODUCCIÓN
Las tierras bajas del Caribe Norte de Costa Rica, en la cuenca del Río San Juan,
constituyen uno de los sitios de Mesoamérica que ha recibido una significativa inversión
financiera en proyectos y programas de conservación durante las dos últimas décadas,
algunas veces sin haberse desarrollado procesos participativos que permitan armonizar
las necesidades de desarrollo sostenible con las imperantes necesidades de
preservación de la diversidad biológica (Müller & Barborak 2010). El bosque tropical
húmedo en el Caribe Norte ha sufrido un fuerte proceso de fragmentación, y la
conectividad ecológica en el Caribe Norte de Costa Rica ha sido seriamente reducida
(Chassot et al. 2002, Sesnie et al. 2003, Ramos & Finegan 2007, Morse et al. 2009).
Por lo tanto, conviene analizar los parámetros claves que permitan proponer un
ordenamiento territorial viable y consensuado que funcione como un paisaje de
conservación dentro del marco de la gestión de corredores biológicos y de reserva de
biosfera, para garantizar la conectividad ecológica de los ecosistemas. Por otra parte,
existen vacíos de información en términos de conectividad a escala de paisaje que
dificultan la toma de decisión sobre la necesidad de conservar los ecosistemas
boscosos, de ordenar los territorios de acuerdo a su capacidad de uso, y de canalizar la
inversión de recursos financieros y humanos hacia sitios prioritarios claramente
identificados. El análisis de la conectividad de fragmentos de ecosistemas naturales
permite detectar vacíos en las metas de conservación. La integración de variables
ecológicas, sociales y económicas en el análisis de conectividad constituye una
herramienta valiosa para establecer un paisaje de conservación funcional y viable
desde la perspectiva biocéntrica y antropocéntrica dentro del marco de la
implementación de una reserva de biosfera (Dyer & Holland 1991). Gracias al enfoque
de la ecología de paisaje, el diseño de un paisaje funcional de conservación para las
áreas silvestres protegidas y sus zonas de amortiguamiento permite identificar áreas
prioritarias de hábitats naturales y promover la conectividad ecológica, tomando en
cuenta la continuidad de los ecosistemas característicos del Caribe Norte de Costa Rica
y los factores socio-económicos que influyen sobre la decisión de manejo de la tierra
por parte de las comunidades locales.
METODOS
Definición de unidades de ecosistema
Determinamos las unidades de análisis mediante una combinación de factores
biofísicos basada en el sistema de clasificación de zona de vida (Holdridge 1967), tipo
de suelo y topografía (Smith 1997, Ortiz & Montoya 2008), a partir de la clasificación de
imágenes Landsat para el año 2005 (Cuadro 15).
68
Cuadro 15: Factores de combinación para la definición de unidades de ecosistema
Factores biofísicos
Zona de vida
Tipo de suelo
Topografía (msnm)
Categorización
Bosque húmedo Tropical
Bosque muy húmedo Tropical
Bosque muy húmedo premontano
Incenptisoles
Entisoles
Histosoles
Ultisoles
Incenptisoles-Entisoles
Incenptisoles-Ultisoles
Ultisoles-Histosoles
< 100
101-200
201-300
> 300
Código
bh-T
bmh-T
bmh-P
Inc
Ent
Hist
Ulti
Inc-Ent
Inc-Ulti
Ulti-Hist
0
100
200
300
Hectáreas
77,517
430,080
181,838
256,172
81,940
5,910
263,654
9,924
60,494
7,653
50,070
534,759
71,044
34,681
Descartamos la información correspondiente a elevaciones superiores a 300 m sobre el
nivel del mar. De esta forma, determinamos 30 diferentes unidades de ecosistema para
el paisaje del área de estudio.
Indices de conectividad
Calculamos el índice de conectividad integral (IIC) y el índice de probabilidad de
conectividad (PC) por medio del programa Conefor Sensinode 2.2 (Saura & Pascual
2007b). Este programa permite cuantificar la importancia de los fragmentos de hábitat
para mantener la conectividad paisajística mediante estructuras gráficas e índices de
disponibilidad de hábitat. Las entradas y salidas del programa se expresan por medio
de archivos ASCII y son manipulables desde ArcView (ESRI 2004). El IIC es descriptivo
y representa el grado de conectividad del paisaje, mientras el PC es basado en el
concepto de la disponibilidad de hábitat y las probabilidades de dispersión genérica
entre fragmentos. El PC expresa una estimación de la fortaleza, frecuencia y factibilidad
de dispersión entre dos o más fragmentos, e indica la probabilidad de que dos
organismos ubicados en cualquier fragmento de hábitat dentro del paisaje, puedan
dispersarse. Estos índices permiten a su vez identificar los fragmentos o nodos de
mayor importancia estructural para la conectividad. Estos índices reaccionan a los
cambios en la estructura del paisaje, lo cual constituye una herramienta útil para efectos
de planificación de la conservación de hábitat (Opdam 2002, Pascual & Saura 2006,
Saura & Pascual 2007a). Calculamos la distancia euclidiana (Urban & Keitt 2001) entre
los bordes de todos los fragmentos iguales o superiores a 5 hectáreas (N=2454),
aplicando un umbral de dispersión arbitrario de 500 metros (Villard et al. 1999).
Análisis de vacíos de conservación
El análisis de vacíos de conservación, o GAP (“Gap Analysis Program”, por sus siglas
en inglés), es un método científico sistemático desarrollado por Scott y colegas (Scott et
al. 1993) en la década de los años 1980; permite identificar el grado de
representatividad de fauna o flora o ecosistemas en las redes de áreas silvestres
protegidas (Caicco et al. 1995, Karl et al. 2005) y en paisajes de gran extensión (Scott &
69
Jennings 1998, Goble et al. 1999). Aquellas especies, hábitats o ecosistemas que no se
encuentran adecuadamente representados constituyen vacíos de conservación. La
presunción principal del análisis es que al proteger una representación adecuada de
hábitats o de ecosistemas, las especies que en ellos habitan serán conservadas de la
misma manera. Un análisis de esta índole es especialmente relevante en ecosistemas
compartidos entre entes administrativos (Scott et al. 1991, Grumbine 1994), donde los
procesos y las necesidades particulares de conservación pueden diferir
significativamente y no haber sido construidos a partir de la información local más
relevante (Thomasina et al. 2004). La estructura vegetal del paisaje constituye un
componente biótico relevante para el análisis de vacíos de conservación debido a su
susceptibilidad a los cambios temporales y la facilidad de manipulación de sus
características en grandes escalas (Wright et al. 2001). Una comparación de la
distribución ideal de las 30 unidades de ecosistema que creamos con la cobertura
natural del año 2005 (bosque primario e intervenido, bosque secundario, cuerpos de
agua) nos permitió apreciar la representatividad de cada una de ellas en el paisaje, así
como en el sistema de áreas silvestres protegidas. Integramos estos parámetros en un
Sistema de Información Geográfica (SIG) de la plataforma ArcView 3.x. Contrastamos la
capa de información de unidades de ecosistema con la cobertura de áreas silvestres
protegidas, para generar parámetros que contribuyen a la toma de decisión para la
priorización de esfuerzos de conservación (Smith 1997, Dietz & Czech 2005).
Red de conectividad estructural
Las redes de hábitat ofrecen una solución a la fragmentación (Opdam 2002). En
primera instancia, identificamos los nodos o enlaces de mayor importancia estructural
dentro del área de estudio de acuerdo a los resultados de los cálculos de los índices IIC
y PC (con el programa Conefor Sensinode 2.2), los cuales corresponden a métricas
básicas de paisaje tales como tamaño del fragmento, distancia con el fragmento más
vecino (Kramer 1997, Corra do Carmo et al. 2001). Los nodos fueron clasificados en
una escala de prioridad entre “muy alto”, “alto”, “mediano”, “bajo” y “muy bajo”.
Adaptamos la metodología de Hoctor et al. (2000), aplicada en diferentes análisis de
conectividad estructural en corredores biológicos de Costa Rica (Ramos 2004, Murrieta
et al. 2007, Ramos & Finegan 2006, Baltodano & Zamora 2009). Las unidades de
planificación del análisis son las unidades de ecosistema, incluyendo las coberturas de
bosque natural, bosque secundario y cuerpos de agua. Por otra parte, establecemos las
rutas de conectividad mediante un análisis de conexión de menor costo transversal,
donde el costo es una función de la fricción definida mediante las funciones Cost
Distance y Cost Path en un tema raster en la extensión Spatial Analyst de ArcGIS 9.x
(Walker & Craighead 1997, Hoctor et al. 2000, Rouget et al. 2004, Kautz et al. 2006). El
cálculo del costo de desplazamiento se realiza sobre la base de un mapa de fricción, el
cual indica cuales elementos del paisaje ofrecen mayor resistencia al desplazamiento
de los organismos (Grado de fricción: bosque = 1; bosque secundario = 2; cuerpo de
agua = 3; agropecuario = 4; suelo descubierto = 5; banano = 6; piña = 7). Spatial
Analyst permite producir aportes fundamentales a la definición de una red de unidades
de conservación dentro del paisaje funcional de conservación, tomando los vacíos de
conservación evidenciados durante el análisis de vacíos. Tomamos los cinco nodos de
conectividad de mayor importancia estructural en los extremos este, oeste, norte y sur
70
del paisaje para generar las diferentes rutas de conectividad, seleccionar las rutas
principales e identificar las áreas críticas de conectividad.
Diseño de un paisaje funcional de conservación
Integramos la información recopilada y generada durante las etapas previas del proceso
metodológico con el fin de brindar la base técnica para el diseño de un paisaje funcional
de conservación, en el cual los ecosistemas estén adecuadamente representados en
las diferentes categorías de manejo. En este sentido, el diseño del paisaje funcional de
conservación responde a la necesidad de promover el mantenimiento de los procesos
ecológicos a largo plazo mediante la integración del factor humano y eventuales
propuestas de ampliación, reducción o rediseño de algunas áreas silvestres protegidas
o categorías de manejo del territorio dentro de una perspectiva global integral
(Saunders et al. 1991, Poiani et al. 2000, Lambeck & Hobbs 2002). Este paso deberá
de ser desarrollado por medio de un proceso amplio de consulta pública y mediante
análisis de criterios múltiples, el cual resultará en un conjunto de acciones con el fin de
mejorar la conectividad del hábitat en el paisaje, por medio de un modelo espacialmente
explícito. Sin embargo, proponemos una estrategia integral basada en el Enfoque por
Ecosistemas (UNESCO, 2000) a partir de indicadores generales desarrollados por la
Alianza Centroamericana para el Desarrollo Sostenible (ALIDES 1994).
RESULTADOS
Unidades de ecosistema
Determinamos 30 unidades de ecosistema (ver Cuadro 15 para los códigos de las
unidades de ecosistema), las cuales fueron generadas por medio de la combinación de
la información geoespacial de las zonas de vida, tipo de suelo y elevación (Figura 8).
Figura 8: Distribución de las unidades de ecosistema
71
De las 30 unidades de ecosistema cuatro tienen un grado de representatividad de
cobertura natural (porcentaje de bosque, bosque secundario o charral, cuerpo de agua
dentro de la distribución potencial de la unidad) muy bueno (superior al 80%), cuatro
tienen un grado de representatividad bueno (entre 60 y 80%), cuatro tienen un grado de
representatividad mediano (entre 40 y 60%), diez tienen un grado de representatividad
poco adecuado (entre 20 y 40%), y ocho tienen un grado de representatividad
inadecuado (menos de 20%). En total, el 44.5% (305,200 ha, con 5927 fragmentos) de
las 30 unidades de ecosistema presenta cobertura natural. En general, las unidades
asociadas al bosque muy húmedo tropical suelen beneficiar de un mayor grado de
representatividad en relación a su distribución potencial (Cuadro 16).
Cuadro 16: Representación de las unidades de ecosistema (UE) en el paisaje
Unidad
Ecosistema (UE)
Hist/bmhT/0
Hist/bmhT/100
Ent/bmhT/0
Ulti/bmhT/200
Inc/bmhT/0
Ulti/bmhT/300
Ent/bmhT/100
Ulti/bmhT/100
Ulti-Hist/bmhT/100
Inc-Ent/bmhT/100
Ulti/bmhP/100
Inc/bmhT/100
Ent/bmhP/300
Inc/bmhT/300
Inc/bmhT/200
Inc-Ulti/bmhT/100
Ent/bmhT/300
Ent/bmhT/200
Ent/bmhP/100
Inc/bmhP/100
Ulti/bmhP/300
Ulti/bhT/100
Inc/bmhP/200
Ulti/bmhP/200
Inc-Ulti/bmhP/100
Inc/bmhP/300
Ulti/bhT/200
Inc/bhT/100
Ent/bhT/100
Ent/bmhP/200
Total
Distribución
potencial (ha)
2,588
3,322
39,490
16,363
5,498
5,884
35,315
107,550
7,653
9,924
74,286
106,825
392
13,848
13,824
55,704
524
2,138
1,516
47,852
3,986
40,416
23,609
15,028
4,789
10,048
40
34,654
2,382
43
685,490
Distribución
real (ha)
2,486
3,173
35,347
13,766
3,906
4,111
24,022
73,151
4,412
5,682
32,783
42,965
144
4,878
4,561
17,664
155
511
342
10,073
823
8,185
4,276
2,323
730
1,122
4
3,500
103
1
305,200
o
N
fragmentos
10
20
203
53
38
32
277
378
47
56
607
1,083
8
134
169
585
7
40
43
587
68
428
280
222
74
130
3
307
37
1
5,927
Representatividad
UE (%)
96.1
95.5
89.5
84.1
71.0
69.9
68.0
68.0
57.7
57.3
44.1
40.2
36.8
35.2
33.0
31.7
29.5
23.9
22.5
21.1
20.6
20.3
18.1
15.5
15.2
11.2
10.1
10.1
4.3
1.8
44.5
Indices de conectividad
Integramos 2454 nodos de unidades de ecosistema natural de tamaño equivalente o
superior a 5 ha. Estos nodos generaron 3827 conexiones. El índice de conectividad
integral (IIC) del paisaje es 0.03, y el índice de probabilidad de conectividad (PC) es
0.14 para una probabilidad de dispersión de 88% con un umbral de 500 m. Ambos
72
índices indican un porcentaje de conectividad bajo en el paisaje del área de estudio
(Moilanen & Hanski 2001). En nuestro caso, el PC indica que existe una probabilidad
del 14% que dos animales ubicados en cualquier fragmento de hábitat dentro del
paisaje, con la capacidad de dispersarse en distancias iguales o inferiores a 500
metros, puedan encontrarse. Por otra parte, el cálculo del valor de Delta (dI) de cada
fragmento - derivado del análisis de conectividad - permite priorizar los fragmentos más
importantes en términos de conectividad global (Keitt et al. 1997, Rae et al. 2007). Estos
son los elementos más relevantes del paisaje en el mantenimiento de la conectividad,
es decir los elementos cuya ausencia tiene impactos sobre la conectividad entre
fragmentos grandes de cobertura natural y sobre la calidad global del conjunto de
fragmentos de hábitat; por lo tanto, ofrecen una representación espacial para la
priorización de acciones de manejo orientadas al mejoramiento de la calidad del hábitat
en el paisaje (Figura 9).
Figura 9: Priorización de los nodos para el mantenimiento de la conectividad estructural
del paisaje (dIIC – valores más altos indican mayor priorización)
La importancia de un nodo específico refleja en general las características intrínsecas
del hábitat (en nuestro caso el área), y la posición topológica dentro de la red
paisajística (por ejemplo, un nodo cumpliendo la función de eslabón). Los nodos con los
valores de Delta (dIIC) más altos son los que revisten la mayor importancia para la
conectividad entre fragmentos y dentro de los mismos fragmentos (Pascual & Saura
2006). Además, los nodos de mayor extensión podrían mantener las fuentes internas de
recolonización (Fahrig & Merriam 1994), y mantener poblaciones grandes (Pickett &
Thompson 1978).
Los nodos de conectividad más importantes del paisaje corresponden a las áreas de
mayor cobertura boscosa y están ubicados en la porción oriental del RNVS Maquenque,
73
así como en el sector occidental del mismo refugio y en la zona costera del PN
Tortuguero y del RNVS Barra del Colorado. En general, los nodos de conectividad de
mayor importancia (mediana, alta y muy alta) están adecuadamente representados en
el sistema de áreas protegidas (50.2%), a excepción de algunos sectores al noroeste
del RNVS Maquenque en la zona de Tiricias-Crucitas (distritos de Pocosol e Infiernito),
al suroeste del RNVS Maquenque en la zona de San Marcos-Almendros-Castelmare
(distrito de Cutris), al sur del RNVS Maquenque entre las comunidades de Sahino y
Quebrada Grande (distrito de Tres Amigos), en otro sector un poco más al sur del
RNVS Maquenque, en la ribera sur del Río Toro, en un sector que se extiende entre las
comunidades de Pangola y Sardinal (distrito de Río Cuarto), y al sur del PN Tortuguero.
El RNVS Corredor Fronterizo juega un papel preponderante en el mantenimiento de la
conectividad estructural. Se observa como los nodos más importantes están ubicados
en la zona fronteriza con Nicaragua y en toda la zona costera del Caribe. Por su
orientación latitudinal, estos ofrecen la capacidad de interceptar los corredores
migratorios de fauna norte-sur y de mantener los procesos de recolonización de los
fragmentos de ecosistemas naturales (Gutzwiller & Anderson 1992, Freemark et al.
2002). Se nota la importancia relativamente menor de la ZP La Selva y del PN Braulio
Carillo (debido a su ubicación periférica al área de estudio en elevaciones superiores),
así como del sector occidental del RNVS Barra del Colorado en el mantenimiento de la
conectividad estructural de las unidades de ecosistema de las planicies del Caribe
Norte. Finalmente, resaltamos la importancia fundamental del RNVS Maquenque en
relación a todas las demás áreas silvestres protegidas, ya que provee nodos de
conectividad esenciales tanto hacia el sur como hacia el noroeste y el este.
Análisis de vacíos de conservación
De las 30 unidades de ecosistema, 15 están representadas en el sistema de áreas
silvestres protegidas, mientras 15 otras no benefician de ninguna categoría de
protección dentro del sistema. Globalmente, el 19% (140,960 ha) de la distribución
potencial de las 30 unidades de ecosistema se encuentra incorporado dentro de una de
las áreas silvestres protegidas mencionadas, mientras el 26% de la extensión natural - o
real - total de estas unidades se encuentra dentro de las áreas silvestres protegidas.
Una unidad de ecosistema está muy bien protegida (representatividad dentro del
sistema de áreas protegidas), mientras tres unidades están bien protegidas, cuatro
unidades medianamente protegidas, tres unidades poco protegidas, y 20 unidades se
encuentran muy poco o nada protegidas (Figura 10).
74
Figura 10: Representatividad de las unidades de ecosistema en las áreas silvestres
protegidas
De las 15 unidades de ecosistema representadas, Hist/bmhT/0 es la única que beneficia
de un grado de protección adecuado en el sistema de áreas protegidas del paisaje, con
el 90% de su distribución potencial (2333 ha, 94% de su distribución real) dentro de la
red de áreas silvestres protegidas. Otra unidad asociada, Hist/bmhT/100 tiene una
protección de 79% respecto a su distribución potencial (2617, ha, 82% distribución real).
Sin embargo, estas dos unidades son de extensión reducida. La unidad Ent/bmhT/0
beneficia de una protección de 77% (30,351 ha, 86% de su distribución real). La unidad
asociada Ent/bmhT/100 beneficia de un 58% de protección (20,399 ha, 85% de su
distribución real). La unidad de ecosistema con mayor extensión de terreno incluido en
el sistema de áreas silvestres protegidas es Ulti/bmhT/100, con 44,199 ha (41% de su
distribución potencial, 60% de su distribución real). Las unidades de ecosistema IncEnt/bmhT/100 (3790 ha, 38% potencial, 67% real), Ulti/bmhT/300 (1950 ha, 33%
potencial, 47% real) e Inc/bmhT/0 (1570 ha, 29% potencial, 40% real) son unidades
relativamente pequeñas poco representadas. Las 12,479 ha de la unidad Inc/bmhT/100
corresponden a un 12% de su distribución potencial protegida (29% distribución real
protegida). Las unidades Inc-Ulti/bmhT/100, Ulti/bmhP/100, Inc/bmhT/200 e
Inc/bmhP/100 son las que benefician de la protección más baja en relación a la
extensión de su distribución potencial (9%, 5%, 1% y 1%, respectivamente) y de su
distribución real (28%, 12%, 4% y 4% respectivamente), (Figura 11).
75
Representatividad de las unidades de ecosistema en las ASP
80
60
% distribución potencial en ASP
40
% distribución real en ASP
Ulti / bhT / 200
Ulti / bmhP / 300
Inc-Ulti / bmhP / 100
Inc / bmhT / 300
Inc / bmhP / 200
Inc / bmhP / 300
Ent / bmhT / 300
Ent / bmhP / 300
Ent / bmhP / 200
Ent / bhT / 100
Ent / bmhP / 100
Inc / bhT / 100
Ulti / bhT / 100
Ent / bmhT / 200
Ulti / bmhP / 200
Inc / bmhP / 100
Inc / bmhT / 200
Ulti / bmhP / 100
Inc / bmhT / 100
Inc-Ulti / bmhT / 100
Inc / bmhT / 0
Ulti / bmhT / 300
Inc-Ent / bmhT / 100
Ulti / bmhT / 100
Ulti / bmhT / 200
Ulti-Hist / bmhT / 100
Ent / bmhT / 0
Ent / bmhT / 100
0
Hist / bmhT / 0
20
Hist / bmhT / 100
Grado de representatividad
100
Unidades de ecosistema
Figura 11: Representación de las unidades de ecosistema en relación al sistema de áreas
silvestres protegidas
La representatividad sistemáticamente más elevada de la distribución real en
comparación con la distribución potencial de las unidades de ecosistema indica que las
áreas silvestres protegidas cumplen en buena medida con su función de protección de
los ecosistemas. Sin embargo, es notable que la mitad de las unidades de ecosistema
carezcan de inclusión en alguna área silvestre protegida estatal. El Parque Nacional
Braulio Carrillo es el área protegida más integra, con la totalidad de su superficie
(porción inferior a los 300 msnm) con 5 unidades de ecosistema en cobertura natural. El
Parque Nacional Tortuguero, en razón de su diversidad de tipos de suelo en la zona
costera, y el Refugio Nacional de Vida Silvestre Corredor Fronterizo en razón de su
orientación latitudinal de aproximadamente 130 km (en el área de estudio) son las áreas
protegidas más diversas, con 11 unidades de ecosistema cada una. El Refugio Nacional
de Vida Silvestre Barra del Colorado contiene 9 unidades de ecosistema de las cuales
destaca Ent/bmhT/0 con el 90% de su extensión potencial incluida. El Refugio Nacional
de Vida Silvestre cuenta con 8 unidades, de las cuales Ulti/bmhT/100 es la más
representativa, con 30,328 ha (75% de su distribución potencial), (Figura 12).
76
Tortuguero
Braulio Carillo
PN Braulio Carrillo (4,015 ha)
Ulti/bmhT/200
2%
sin cobertura
Ulti/bmhT/100
13%
13%
Inc/bmhT/100
2%
Inc/bmhT/200
1%
Ulti/bmhT/300
27%
PN Tortuguero (30,937 ha)
Ulti/bmhT/100
28%
Inc/bmhT/100
14%
Ent/bmhT/0
28%
Inc/bmhT/0
5%
Inc-Ulti/bmhT/100
1%
Hist/bmhT/100
6%
Ulti/bmhT/200
Corredor Fronterizo
42%
RNVS Corredor Fronterizo (21,546 ha)
Ulti/bmhT/200
1%
Ulti/bmhT/100
28%
sin cobertura
32%
Ent/bmhT/100
10%
Hist/bmhT/0
8%del Colorado
Barra
RNVS Barra del Colorado (78,714 ha)
Ulti/bmhT/100
2%
Ulti-Hist/bmhT/100
Inc/bmhT/100 5%
7%
sin cobertura
33%
Inc-Ulti/bmhT/100
6%
Inc-Ent/bmhT/100
5%
Hist/bmhT/100
1%
Ulti/bmhP/100
8%
Inc/bmhT/100
2%
Ent/bmhT/0
12%
Ent/bmhT/100
17%
Ent/bmhT/100
17%
Maquenque
RNVS Maquenque (52,648 ha)
Ulti/bmhT/200
10%
Ulti/bmhT/300
1%
La Selva
ZP La Selva (2,083 ha)
Ulti/bmhT/300
5%
sin cobertura
23%
Ent/bmhT/0
24%
Ulti/bmhT/200
5%
sin cobertura
10%
Inc/bmhP/100
17%
Ent/bmhT/100
1%
Inc/bmhT/100
4%
Ulti/bmhP/100
4%
Ulti/bmhT/100
57%
Ulti/bmhT/100
49%
Ulti/bmhP/100
14%
Figura 12: Composición de unidades de ecosistemas en las áreas silvestres protegidas
Red de conectividad estructural
El análisis de las diferentes rutas de conectividad originadas en los puntos geográficos
extremos de los cinco nodos prioritarios para el mantenimiento de la conectividad
estructural del paisaje indica que la mayor parte de las propuestas de conectividad se
encuentran entre las áreas silvestres protegidas colindantes con el Río San Juan y en la
costa caribeña (Figura 13).
77
Figura 13: Rutas prioritarias de conectividad de paisaje
El RNVSM Maquenque provee rutas de conectividad hacia el noroeste, hacia el este y
hacia el sur. En este sentido, la ubicación de Maquenque es estratégica en el contexto
del paisaje. Identificamos 18 áreas críticas para la conectividad estructural sobre la
base de los nodos o enlaces de mayor importancia estructural dentro del área de
estudio (Anexo 5).
De las 18 áreas críticas de conectividad, 10 tienen el potencial de mantener y fortalecer
las rutas de conectividad entre el RNVSM Maquenque y el RNVS Barra del Colorado,
en zonas de uso agropecuario con muy baja densidad demográfica y suelos
pantanosos poco aptos para actividades productivas. Entre el RNVSM Maquenque y el
Parque Nacional Braulio Carrillo, 4 áreas críticas están ubicadas en el eje norte-sur, en
zonas de uso agropecuario y sujetas al avance de monocultivos intensivos (piña
principalmente) en las riberas de los ríos Toro, Sardinal y Sarapiquí que atraviesan el
eje hacia el rumbo noreste. Finalmente, 3 áreas críticas están ubicadas en el curso del
Río San Carlos, entre los dos bloques de conservación del RNVSM Maquenque.
Finalmente, un área crítica permite extender la conectividad entre el bloque occidental
de Maquenque y la zona de Coopevega al oeste.
La identificación de las rutas de conectividad y de las áreas críticas de conectividad en
el paisaje del área de estudio es congruente con 6 de las 7 áreas críticas que identificó
Ramos (2004) en el territorio del Corredor Biológico San Juan-La Selva. De las 18 áreas
críticas de conectividad, 13 se encuentran en el trayecto de cursos de agua importantes
tales como los ríos San Carlos, Toro Amarillo, Sarapiquí y Sardinal, lo que indica un alto
potencial para implementar proyectos de restauración ecológica y de protección de la
vegetación ribereña. La zona entre los refugios nacionales Maquenque y Barra del
78
Colorado constituye un lugar de importancia estratégica para el mantenimiento y
restablecimiento de la conectividad estructural del paisaje.
DISCUSIÓN
Unidades de ecosistema
Debido a la carencia de un sistema de clasificación de ecosistemas de escala local
basado en las características de los tipos de vegetación que permita relacionar las
coberturas de uso dentro de una perspectiva ecológica que no se limite a su
funcionalidad estructural, tomamos en cuenta el sistema de clasificación de ecosistema
más adecuado según las características biofísicas del área de estudio. Tanto la
clasificación de vegetación propuesta para Mesoamérica (CCAD et al. 2000), como la
definición de las ecorregiones para la región centroamericana (Bermúdez & Sánchez
2000) son muy gruesas e incluyen a toda la zona de estudio dentro de la categoría
“bosques húmedos del Atlántico de América Central”. Los suelos presentan una
influencia notable sobre la composición vegetal (Herrera & Finegan 1997). La
vegetación es el indicador de biodiversidad indirecto más utilizado (Scott et al. 1997). A
la luz de evidencias paleoecológicas, un enfoque de conservación basado en
comunidades dependientes de factores biofísicos aparece más adecuada que un
enfoque basado exclusivamente en la distribución de especies, incluso de flora, debido
a que los procesos ecológicos actualmente observables todavía son el fruto de
procesos recientes de evolución de cambios climáticos en fase de estabilización (Hunter
et al. 1988, Rich & Rich 1996, Webb 2003). Nuestra propuesta de definición de
unidades de ecosistema sobre la base de factores asociados a zona de vida, suelos y
topografía fue adecuada en relación a la escala de trabajo y en vista de la carencia de
unidades más finas que el nivel de las ecoregiones o de las zonas de vida.
Análisis de vacíos de conservación
Nuestro análisis de vacíos de conservación en el paisaje del Caribe Norte es
congruente con los resultados de GRUAS II (SINAC 2007), donde resalta la importancia
del RNVSM Maquenque y del RNVS Barra del Colorado en cuanto a las metas de
conservación de ecosistemas en el paisaje. Sin embargo, las rutas de conectividad que
proponemos son más precisas que las que el estudio de GRUAS II determinó, debido a
la escala más fina que empleamos dentro de esta investigación.
Enfoque de gestión
Proponemos un modelo de aplicabilidad de los principios de sostenibilidad y desarrollo
sobre la base de nuestra experiencia en la gestión del Corredor Biológico San Juan-La
Selva (Chassot & Monge 2008) y el modelo de implementación del Programa sobre el
Hombre y la Biosfera (Dyer & Holland 1991, Daniele et al. 1999, Jaeger 2005). En este
caso, adoptamos los principios de desarrollo sostenible enunciados por la Alianza
Centroamericana para el Desarrollo Sostenible (ALIDES), específicamente en el tercer
principio “El Respeto y Aprovechamiento de la Vitalidad y Diversidad de la Tierra de
Manera Sostenible” (ALIDES 1994). El desarrollo local, nacional y regional se basa en
el aprovechamiento y manejo sostenible de los recursos de la Tierra, y en la protección
de la estructura, funciones y diversidad de los sistemas naturales, de los cuales
79
depende la especie humana y otras especies. Con esta finalidad, se busca encaminar
las acciones correspondientes para:
1. Conservar los sistemas que sustentan la vida y los procesos ecológicos que
modelan el clima y la calidad del aire y el agua, regulan el caudal de aguas,
reciclan elementos esenciales, crean y generan suelos y permiten a los
ecosistemas renovarse a sí mismos.
2. Proteger y conservar la biodiversidad de todas las especies de plantas,
animales y otros organismos, de las poblaciones genéticas dentro de cada
especie y de la variedad de ecosistemas.
3. Velar por la utilización sostenible de los recursos naturales, en particular el
suelo, las especies silvestres y domesticadas, los bosques, las áreas
cultivadas y los ecosistemas terrestres y acuáticos, siendo de estos últimos los
marinos y los de agua dulce.
Se considera al medio ambiente como la base conceptual sobre la cual los factores
económicos y sociales pueden lograr construir una visión equilibrada del desarrollo
sostenible (Dawe & Ryan 2003, Lamm 2006).
El Enfoque por Ecosistema es un acercamiento a la filosofía de la conservación
adoptada por la Conferencia de las Partes en el Convenio sobre la Diversidad Biológica
(CBD) y es regido por doce principios (Anexo 9), los cuales promueven la
implementación holística de una estrategia de conservación donde el ser humano
constituye el eje central. Este concepto se basa en el cambio de concepción desde una
realidad parcializada hasta un continuo de interacciones como lo propone la teoría de
sistemas (Galindo-Leal & Bunnell 1995) y constituye una herramienta distinta e
innovadora que encuentra su mejor desempeño dentro del marco de las Reservas de
Biosfera, logrando idealmente un equilibrio entre conservación, uso sostenible y
distribución justa y equitativa de los beneficios derivados de la utilización de los
recursos genéticos. Tiene aplicabilidad tanto dentro como fuera de las áreas silvestres
protegidas, gracias al abordaje del manejo adaptativo (Smith & Maltby 2003). El marco
conceptual del Enfoque por Ecosistema representa un acercamiento holístico de
conservación de paisaje (Sayer & Campbell 2004) coherente con el paradigma
emergente.
El desarrollo de indicadores representa un momento clave en el proceso de
planificación estratégica (Brenes 2003). El uso de indicadores permite desglosar el
conocimiento físico y social en unidades de información manejables para agilizar los
procesos de toma de decisiones. Su utilización facilita la medición del progreso hacia
las metas de sustentabilidad y pueden proveer señales de advertencia ante problemas
de índole económica, social y ambiental. También constituyen herramientas útiles para
comunicar ideas, pensamientos y valores. En 1992, la Cumbre Mundial reconoció el
papel determinante de los indicadores en la toma de decisiones relacionadas con el
desarrollo sostenible y llamó a los países a identificar y determinar indicadores de
desarrollo sostenible (Naciones Unidas, 1992: Capítulo 40 de la Agenda 21). Como
respuesta a este llamado, la Comisión de Desarrollo Sostenible de las Naciones Unidas
80
aprobó un Programa de Trabajo sobre Indicadores de Desarrollo Sostenible en 1995.
Asimismo, utilizamos los indicadores generales relacionados con el tema de “Tierra” y
de “Biodiversidad” (United Nations 2007), refinándose el análisis con los indicadores
específicos derivados desde los doce principios del Enfoque por Ecosistemas
(UNESCO, 2000), (Cuadro 17):
Cuadro 17: Indicadores específicos del Enfoque por Ecosistema
Principio
1. La elección de los
objetivos de la gestión de los
recursos de tierras, hídricos y
vivos debe quedar en manos
de la sociedad
2. La gestión debe estar
descentralizada al nivel mas
bajo apropiado
3. Los administradores de los
ecosistemas deben tener en
cuenta los efectos (reales o
posibles) de sus actividades
sobre los ecosistemas
adyacentes y en otros
ecosistemas
4. Dados los posibles
beneficios derivados de su
gestión, es necesario
comprender y gestionar el
ecosistema en un contexto
económico
5. La conservación de la
estructura y funcionamiento
de los ecosistemas debe ser
un objetivo prioritario del
Enfoque por Ecosistemas
6. Los ecosistemas se deben
gestionar dentro de los
Indicador
Nivel y poder de decisión de la sociedad civil
en la formulación y priorización de los objetivos
de gestión, de acuerdo con el tipo de
ecosistema que usa directa o indirectamente
Existencia de prácticas o amenazas no
compatibles con los objetivos de gestión de los
ecosistemas, de acuerdo con el tipo de actor
Nivel de poder de decisión en la estructura de
gestión sobre aspectos críticos del
funcionamiento de los ecosistemas
Representatividad de la autoridad ambiental,
de los gobiernos locales y sociedad civil en los
grupos gestores tomadores de decisiones
Número y tipo de organizaciones e
instituciones que influyen en la gestión del
ecosistema
Número de proyectos ejecutados por los
actores locales
Porcentaje de la población representada en los
grupos de gestión
Monitoreo de una especie bandera o sombrilla
que se traslada del ecosistema a los
ecosistemas adyacentes
Existencia de políticas, leyes, programas y
proyectos locales, nacionales e internacionales
que favorecen o limitan la gestión del
ecosistema en la producción de bienes y
servicios sustentables, y la generación de
empleos e ingresos dignos
Existencia de una zonificación, un plan de
ordenamiento territorial y uso de la tierra actual
y potencial concertado e implementándose a
diferentes escalas
Acceso y uso al capital natural, físico,
financiero e ingresos derivados del manejo de
ecosistema según género, etnia y edad,
asegurando la sostenibilidad a largo plazo
Atributo
Socio-político
Socio-político
Socio-político
Socio-político
Socio-político
Biológicoecológico
Socio-político
Biológicoecológico
Socio-político
Biológicoecológico
Socio-político
Atribución del Pago por Servicios Ambientales
(PSA)
Biológicoecológico
Cantidad de agroinsumos utilizados
Biológicoecológico
81
límites de su funcionamiento
7. El Enfoque por
Ecosistemas debe aplicarse
en las escalas espaciales y
temporales apropiadas
Presencia de al menos un representante por
cada nivel de organización (social, económica,
política y/o administrativa) dentro de la
estructura o de la iniciativa para la gestión.
Grado de correspondencia entre zonificación
del territorio de la iniciativa y el mapa de
ecosistemas
Proporción de acciones propuestas en el plan
de gestión para cada zona del territorio de la
iniciativa
Niveles de alteración de los ecosistemas
8. Habida cuenta de las
diversas escalas temporales
y los efectos retardados que
caracterizan los procesos de
los ecosistemas, se deberían
establecer objetivos a largo
plazo en la gestión de los
ecosistemas
9. En la gestión debe
reconocerse que el cambio
es inevitable
10. En el Enfoque por
Ecosistemas se debe
procurar el equilibrio
apropiado entre la
conservación y la utilización
de la diversidad biológica y
su integración
11. En el Enfoque por
Ecosistemas deberían
tenerse en cuenta todas las
formas de información
pertinentes, incluidos los
conocimientos, las
innovaciones y las prácticas
de las comunidades
indígenas, científicas y
locales
12. En el Enfoque por
Ecosistemas deben intervenir
todos los sectores de la
sociedad y las disciplinas
pertinentes
Políticas, estrategias y medidas favorables al
manejo y protección de los ecosistemas
formulados e implementándose
participativamente con visión de largo plazo,
asegurando su articulación con la planificación
sectorial y político-territorial (objetivos,
estrategias y acciones ejecutándose para
reducir amenazas y sus fuentes por cada
ecosistema)
Cambio en la cobertura forestal en un período
de cinco años
Cambio en el índice de desarrollo de
infraestructura comunitaria
Grado de correspondencia entre la aptitud de
uso de la tierra y los usos asignados en la
propuesta de ordenamiento territorial
Cambio en las poblaciones de especies de
interés para la conservación
Número y tipo de acciones implementadas por
individuos, organizaciones locales o
instituciones con base en el conocimiento y
prácticas tradicionales
Número de acciones reflejadas en planes de
gestión para el ecosistema basados en
información científica o local consistente
Número de programas de educación ambiental
formales e informales que incorporan
conocimiento local y/o científico
Existencia de estructuras de coordinación
multisectorial
Socio-político
Biológicoecológico
Biológicoecológico
Biológicoecológico
Socio-político
Biológicoecológico
Socio-político
Socio-político
Biológicoecológico
Biológicoecológico
Biológicoecológico
Biológicoecológico
Socio-político
De los indicadores específicos anteriormente descritos, la mitad (13) son de atributos
socio-político, y la otra mitad (13) de atributo biológico-ecológico, lo que permite
mantener un equilibrio deseado en la medición de los impactos del trabajo de
investigación, tanto en el ámbito social como en el ámbito ecológico.
82
Con el fin de lograr la gestión adecuada de los ecosistemas, proponemos que se realice
el monitoreo de los indicadores de acuerdo con las pautas del manejo adaptativo, con
base en la información disponible, recopilada y asimilada, incluyendo toda la
información previa a las acciones y al monitoreo con el fin de enfrentar la incertidumbre.
De esta manera, se reconoce que el manejo de los recursos naturales es experimental
y que puede ser manejado con base en las lecciones aprendidas mediante el mismo
proceso de aprendizaje. Proponemos el siguiente modelo para la implementación de
una estrategia de desarrollo sostenible (Figura 14):
Figura 14: Propuesta de modelo para la implementación de una estrategia de desarrollo
sostenible
83
El marco conceptual es elaborado a partir del enfoque de gestión de corredores
biológicos y de reserva de biosfera. Un proceso de planificación estratégica basado en
los principios orientadores de desarrollo sostenible permite establecer indicadores con
atributos biológico-ecológicos y socio-políticos. El monitoreo de estos indicadores
implica un proceso de manejo adaptativo iterativo (Grumbine 1994). Este enfoque
permite lograr una gestión centrada no solamente en el manejo del sistema natural o las
dinámicas internas de las áreas naturales paisajes fragmentados, sino también en el
manejo de las influencias externas sobre el sistema natural (Saunders et al. 1991).
RECOMENDACIONES
La propuesta de manejo deberá de ser validada mediante la realización de talleres
participativos con expertos y especialistas locales y nacionales representantes de los
sectores interesados. En estos, los resultados de la investigación deberán de ser
sometidos al análisis de toma de decisión por criterios múltiples (Wolfslehner et al.
2004), y a la priorización de objetivos de conservación, con el fin de realizar las
modificaciones debidamente fundamentadas por los interesados con base a decisiones
consensuadas, según la metodología desarrollada por el Center for International
Forestry Research (CIFOR), (Mendoza et al. 1999, Mendoza & Prabhu 2000). La toma
de decisión por criterios múltiples favorece la selección rigurosa de las elecciones
dentro de un contexto en el cual varios criterios aplican en forma simultánea (Mora
1999). Esta metodología se caracteriza por ser participativa y transparente, por poder
acomodar criterios múltiples, por poder desarrollarse con información mínima, así como
por poder integrar información cuantitativa y cualitativa, especialmente la que se refiere
a los factores culturales (Fuller et al. 2006).
La aplicación de los resultados en el corto y mediano plazo consistirá en afinar los
diseños de las diversas estrategias de conservación de la biodiversidad en fase de
implementación dentro del área de estudio, proponiendo ajustes de las mismas con
base en los conceptos de la ecología de paisaje y enlaces de conectividad favoreciendo
el sistema existente de áreas silvestres protegidas dentro del marco de los corredores
biológicos y de la reserva de biosfera. Específicamente en el caso del Corredor
Biológico San Juan-La Selva, los resultados de la investigación podrían ser
implementados por la alianza del Comité Ejecutivo del Corredor Biológico San Juan-La
Selva y otros interesados en las iniciativas de conservación y desarrollo sostenible de
ámbito local, nacional y binacional (Lockwood 2010). En la porción costera del área de
estudio (Area de Conservación Tortuguero-ACTo) es oportuno establecer una iniciativa
de corredor biológico con una comisión local interinstitucional con representación de los
diferentes sectores de la sociedad civil y del Estado.
La gestión de la conservación deberá de tomar en cuenta los parámetros inherentes al
tema de la conectividad estructural (Bennett 2004), así como los elementos propios de
las características binacionales del área de estudio, especialmente en relación al
fortalecimiento del Corredor Biológico Binacional El Castillo-San Juan-La Selva
(Chassot et al. 2002, Chassot et al. 2003, Chassot et al. 2006b) y al establecimiento
potencial de una reserva de biosfera transfronteriza (Moreno & Müller 2007, MARENA
84
2003). A pesar de los numerosos desafíos que implica esta visión es esencial pensar en
el largo plazo, pensar en grande (Scott et al. 1999, Soulé & Terborgh 1999, Rouget et
al.2004) y reconocer que no es posible restablecer ecosistemas originales, sino que
debe de enfocarse esfuerzos al manejo adecuado de los ecosistemas fragmentados y
alterados en el contexto actual (Hobbs et al. 2006).
Debido a la importancia de conectividad del RNVS Maquenque, es fundamental
consolidar esta nueva área silvestre protegida por medio de la elevación de la categoría
de manejo a parque nacional de algunos sectores importantes para la conservación.
Las áreas protegidas de gran extensión con categoría de protección absoluta son
necesarias para garantizar la conservación de procesos ecológicos a largo plazo y de
especies de fauna con rangos hogareños extensos (Thiollay 1989, Noss et al. 1999). A
la misma vez, debe de realizarse un trabajo consistente para lograr un mayor
involucramiento de las comunidades aledañas de acuerdo a las lecciones aprendidas
resumidas por Davenport & Rao (2002). En este sentido, es deseable apoyar la
iniciativa de organización de las comunidades para promover un esquema de comanejo
comanejo consensuado (Borrini-Feyerabend 1997), especialmente en las comunidades
de Boca San Carlos, Boca Tapada, Golfito y Quebrada Grande. Deberá de iniciarse una
búsqueda agresiva de recursos financieros en conjunto con el Sistema Nacional de
Áreas de Conservación y socios con imagen internacional (Terborgh & Boza 2002),
gestionando recursos para el funcionamiento de una estructura mínima de operación de
Maquenque, y desarrollando las capacidades requeridas para la gestión de fondos
internacionales para la compra selectiva de tierras y el desarrollo de otros proyectos
afines (Boza 1993, Spergel 2002). Para lograr la elevación de categoría y un mayor
apoyo del Ministerio del Ambiente, será necesaria la voluntad política en el más alto
nivel (Dourojeanni 2002). En todas las áreas silvestres protegidas, deben de
implementarse proyectos de conservación y de desarrollo integrales (van Schaik &
Rijksen 2002), programas de control y vigilancia (Brockelman et al. 2002) así como
programas de monitoreo (Grumbine 1994, Terborgh & Davenport 2002) dentro del
marco de la implementación de planes de manejo realistas y sostenibles en el largo
plazo (Scott & Csuti 1996). El aumento de categoría de protección de Maquenque
permitirá mejorar la conservación de unidades de ecosistema críticas dentro de una red
consolidada de áreas silvestres protegidas (Terborgh & Soulé 1999). Esta red, a su vez,
permitirá mantener el rango histórico de variabilidad de las condiciones físicas y
biológicas causadas por las fluctuaciones climáticas naturales y los regimenes de
disturbio (Noon & Dale 2002), incluir la mayor cantidad posible de unidades de
ecosistema (Vos et al. 2002) y mejorar la conectividad entre áreas silvestres protegidas
existentes (Powell et al. 2000).
El papel de las municipalidades en la gestión del ordenamiento territorial es
fundamental, por lo que debe de lograrse el desarrollo de las capacidades e
involucramiento de las municipalidades en la aplicación del ordenamiento territorial y el
manejo de recursos naturales. En este sentido, es primordial sensibilizar a las
autoridades municipales sobre la importancia de los ecosistemas naturales y de las
áreas silvestres protegidas de sus municipios como factor para mejorar la calidad de
vida de las comunidades. Por otro lado, se deberá de promover que las municipalidades
asuman sus competencias en los temas de contaminación, precarismo, control de la
85
pesca y de la cacería; así como de manejo hídrico y cobro de cánones sobre uso del
agua.
Los ecosistemas naturales ofrecen servicios esenciales para el ser humano, tales como
madera, leña, agua potable y agua de riego, productos maderables, alimentos, recursos
genéticos, secuestro de carbono, retención del suelo, reciclaje de nutrientes,
conservación y preservación de la biodiversidad, mantenimiento de las rutas migratorias
de fauna, y moderación de los extremos e impactos climáticos (Miller et al. 2001,
Schroth et al. 2004). Para mejorar la conectividad ecológica y garantizar la conservación
de los remanentes de ecosistemas naturales dentro del paisaje funcional, podrán
aplicarse los mecanismos financieros disponibles, tales como el pago por servicios
ambientales (PSA) y las servidumbres ecológicas en beneficio de los propietarios de
tierra y como mecanismos para fomentar la conservación privada (Kramer et al. 2002,
Langholz 2002), reconociendo el valor económico de la conservación (Leslie 1987, Orr
1991).
Como parte de los compromisos adquiridos por Costa Rica en las diferentes cumbres
de presidentes centroamericanos, se ha privilegiado el pago de servicios ambientales
en los corredores biológicos, especialmente en los corredores biológicos. La Ley
Forestal N° 7575 (Zeledón 1999) establece como una función esencial del Estado velar
por la conservación, aprovechamiento, protección, administración y fomento de los
recursos forestales del país, de acuerdo con el principio de uso racional de los recursos
naturales renovables. De conformidad con dicho principio, se promueve la protección y
el mejoramiento del medio ambiente en el territorio nacional, a través del pago de
servicios ambientales. El ente responsable del pago de servicios ambientales es el
Fondo Nacional de Financiamiento Forestal (FONAFIFO), (Zeledón 1999). Se
consideran beneficiarios todas aquellas personas físicas o jurídicas, propietarios y
poseedores de bosques que deseen gozar del pago por servicios ambientales,
prestados de común acuerdo con la Ley Forestal vigente, a cambio del respectivo
derecho en favor del Estado, para que este pueda comercializar por cualquier de los
mecanismos de mercado locales o internacionales, los títulos correspondientes a dicha
inversión. Los beneficiarios que gocen del pago de servicios ambientales, en forma
individual o global estarán sujetos, en lo que respecta al área objeto de la
compensación, a las siguientes obligaciones (MINAE et al. 2002): prevenir y controlar
los incendios forestales, prevenir y apoyar las labores de control de la cacería ilegal, no
efectuar acciones de corta y extracción de productos del bosque en áreas que se
beneficien con el pago de servicios ambientales bajo la modalidad de protección.
Un programa de servidumbres ecológicas podrá ser establecido como suplemento del
programa de incentivos de PSA. Las servidumbres serán legalmente establecidas de
manera voluntaria entre dos partes que establezcan claras restricciones sobre el uso de
tierra y desarrollo para las porciones de tierra indicadas. Las servidumbres ecológicas
mutuamente voluntarias y económicamente motivadas han producido resultados
concretos de conservación de bosque privado en Costa Rica (Chacón et al. 2004).
Estas servidumbres proveen la ventaja de ser menos costosas para los intereses de
conservación y más atractivas para los propietarios que la compra abierta de tierra, y
éstas permiten la protección de una parte de la propiedad, para los dueños que desean
86
incluir sólo una parte de su propiedad bajo este programa. Estas servidumbres se
explotarían como herramienta de conservación en áreas de uso turístico en donde el
valor escénico es económicamente beneficioso para el negocio turístico (Chassot et al.
2005).
En las áreas críticas de conectividad, se podrá buscar la implementación de proyectos
de restauración ecológica de tal manera que se pueda aumentar la conectividad entre
fragmentos importantes de unidades de ecosistema (Simberloff et al. 1999, Harris et al.
2005) con una visión basada en la ecología de paisaje (Naveh 2005). La restauración
ecológica trata de recuperar ambientes degradados y reiniciar sus procesos en
condiciones similares a las iniciales, de tal forma que se compensen los daños
causados por actividades humanas o procesos naturales (Lamb et al. 1997). Es una
importante disciplina que incluye el estudio y las técnicas de revegetación,
reforestación, rehabilitación, reconstrucción y mantenimiento de las áreas naturales,
tanto en ecosistemas urbanos como rurales. La restauración es una oportunidad para
poner a prueba los procesos de sucesión ecológica, aunque se reconozca vacíos
importantes de información en el manejo del paisaje en relación a los procesos y
patrones ecológicos (Knight & Landres 2002). La restauración ecológica desempeña un
papel importante no solamente como una técnica de recuperación de comunidades
naturales sino como un método de investigación básica en ecología. La práctica de la
restauración ecológica es un elemento clave de la conservación de la biodiversidad y
las culturas, puede ser el motor de desarrollo de una política socio-económica
respetuosa con el medio ambiente y contribuir a crear una cultura de colaboración entre
comunidades, organizaciones y países. Existe una oportunidad de contribuir a la
restauración ecológica del paisaje mediante la siembra de especies forestales nativas
en los espacios de terreno desprovistos de cobertura forestal (Hobbs 1993),
especialmente en las zonas de conexión crítica como es el caso en el Corredor
Biológico Fronterizo, en la orilla sur del Río San Juan (Guindon & Palminteri 1996). Un
proyecto de restauración ecológica de mediana escala podría contribuir al desarrollo
sostenible del área, mientras se restauran porciones de fincas que sus dueños no
explotan en este momento y la implementación del proyecto se realice en conjunto con
los propietarios y las comunidades aledañas (Harvey et al. 2008b). Áreas de potrero y
potreros arbolados en la matriz (Duna 2000, Manning et al. 2006), con cercas vivas y
barreras rompevientos (Harvey et al. 2004, Harvey & Chacón 2008, Harvey et al. 2008)
son sitios ideales para implementar proyectos de restauración ecológica combinados
con la aplicación de PSA en la modalidad de reforestación o sistemas
agrosilvopastoriles.
De la misma manera, especial atención podrá darse a la rehabilitación de los corredores
ribereños o corredores fluviales. Los sistemas fluvio-ribereños están íntima y
directamente relacionados con el ambiente terrestre (Peterjohn & Correll 1984, Talley et
al. 2006). El área ribereña goza de la interfase líquido-sólido, característica de las zonas
más productivas de los ecosistemas (Doppelt et al. 1993, Pringle 2006). La vegetación
de la ribera es un componente crítico de una cuenca porque provee más del 95% de los
nutrimentos que llegan a la red alimentaria de un río (Pringle & Scatena 1999, Riley
1998) y a la carga de agua epirreica (epicontinental) e hiporreica (corriente subterránea
litoral). Aún bajo condiciones extremas, de períodos extensos de clima seco, estos
87
corredores siempre mantienen una vegetación próspera. Se presentan como sistemas
de gran valor para el resto del ambiente circundante (Laurance 2004, Mata & Quevedo
2005). Es fundamental regular estrictamente cualquier variación que se quiera efectuar
sobre el flujo normal de los caños y arroyos o quebradas en el área de estudio (Chassot
et al. 2006a).
En general, las labores de apoyo financiero y técnico a los productores y propietarios de
áreas agrosilvopastoriles será fundamental para lograr el establecimiento de un paisaje
funcional de conservación (Fisher & Bunch 1996), en el cual tanto los ecosistemas
naturales como la matriz circundante mantienen funciones ecológicas complejas e
importantes (Cullen et al. 2004, Rice & Greenberg 2004, Hilty et al. 2006, Vandermeer
et al. 2008). El ecoturismo (Davenport et al. 2002) junto con mejores prácticas
productivas, sin duda traerá beneficios económicos, sociales y ambientales.
CONCLUSIONES
La meta transcendental del análisis de uso de la tierra en el ámbito regional o nacional
consiste en favorecer la toma de decisiones políticas lo más acertadas posible.
Idealmente, tanto el personal técnico como los tomadores de decisiones y demás
actores con interés en la zona de estudio deberían de formar parte de los análisis de
cambio de uso de la tierra (Bouman et al. 2000, Noss & Daly 2006). Es indispensable
conocer la respuesta de las medidas de conectividad a la fragmentación del paisaje
antes de proponer pautas de manejo (Tischendorf & Fahrig 2000, Morrison & Reynolds
2006). El índice de conectividad integral y el índice de probabilidad de conectividad
constituyen medidas poderosas de la integridad del hábitat del paisaje. Las
herramientas de planificación sistemática de la conservación como el análisis de vacíos
de conservación y el establecimiento de rutas de conectividad presentan muchas
ventajas que en la práctica no siempre son adoptadas por los gestores de la
conservación (Pendergast et al. 1999). Por lo tanto, se requiere de una interacción
mayor entre el mundo académico científico y el mundo de la gestión del territorio.
Nuestros análisis resaltan la necesidad de contar con un sistema de áreas silvestres
protegidas representativo de las diferentes unidades de ecosistema presentes en el
paisaje, con elementos de conservación absoluta suficientemente extensos para
garantizar procesos ecológicos a largo plazo.
La crisis de la implementación se debe muchas veces a la falta de modelos
operacionales para la conservación efectiva (Knight et al. 2006). El modelo que
proponemos busca superar esta situación y ofrecer el marco conceptual adecuado para
lograr une mejor gestión de los recursos naturales en el área de estudio. El conjunto de
indicadores que se usen para medir el grado de aplicación del Enfoque por Ecosistemas
de la iniciativa de un territorio específico depende en gran medida de los recursos
disponibles. En el caso de las iniciativas de corredores biológicos y reserva de biosfera,
se requiere de un sistema de monitoreo sencillo cuyos indicadores sean fácilmente
medibles, flexibles, potencialmente intercambiables y más que todo, adaptativos. El
marco conceptual del Enfoque por Ecosistema representa un acercamiento holístico de
conservación a nivel de paisaje, tal y como lo indican Sayer y Campbell (2004), siendo
88
su aplicación a través del modelo de reserva de la biosfera especialmente eficaz
cuando se reúnen ciertos criterios esenciales para lograr su implementación de manera
exitosa.
A nivel de ecosistema, el contar con una base de datos suficientemente completa para
orientar el diseño, el plan estratégico y la toma de decisiones, es primordial.
Subsecuentemente, la participación de la mayor cantidad de actores locales posibles y
de la sociedad civil en general aparece importante, siempre y cuando se refiere a un
esquema ordenado, representativo y funcional donde exista un equilibrio entre los
representantes de los sectores integrados (Estado, ONGs, sector académico, sector
privado, gobiernos locales, campesinos e indígenas) con un nivel de poder de decisión
común que evite que las decisiones se tomen dentro del seno de un grupo tan amplio
que impida llegar al consenso (Friedlander et al. 2003, Bawa et al. 2004). Esta alianza
debe mantenerse continuamente abierta para aceptar nuevos actores o aliados en su
seno durante todas las etapas de gestión de la iniciativa, de acuerdo con las pautas del
manejo adaptativo.
Cuando los deseos y las necesidades de iniciar un programa de conservación basado
en la mayoría de los principios del Enfoque por Ecosistema se exprimen a través de
organizaciones de base local, es imperativo que se vean beneficiados en la etapa de
planificación estratégica y de diseño con el acompañamiento financiero, logístico y
técnico mínimo, para permitir así el desarrollo de la iniciativa (Perings et al. 2006).
Finalmente, se debe de asegurar que los beneficios de los servicios ofrecidos por los
ecosistemas estén distribuidos de manera justa y equitativa entre los diversos actores
(Dasmann 1988). Se trata de una tarea difícil y delicada, en la cual, las legislaciones
vigentes, el tipo de tenencia de la tierra, así como la categoría de incentivos que el
Estado pueda ofrecer a los usuarios de los recursos naturales juega un papel
preponderante (Pearce 2001).
89
CAPÍTULO VI
CONCLUSIONES GENERALES
El análisis de la estructura del paisaje en el Caribe Norte de Costa Rica evidencia
vacíos en las metas de conservación de la biodiversidad y sus ecosistemas. Se
recomienda establecer un paisaje de conservación funcional y viable desde la
perspectiva biocéntrica y antropocéntrica como contribución a la implementación de una
reserva de biosfera e iniciativas de corredores biológicos en la misma zona geográfica.
Gracias al enfoque de la ecología de paisaje, el diseño de un paisaje funcional de
conservación para las áreas silvestres protegidas y sus zonas de amortiguamiento
permite identificar áreas prioritarias de hábitats naturales y promover la conectividad
ecológica, tomando en cuenta la continuidad de los ecosistemas característicos del
Caribe Norte de Costa Rica y los factores socio-económicos que influyen sobre la
decisión de manejo del suelo por parte de las comunidades locales, plasmándose en la
definición estructural de una propuesta de zonificación preliminar centrada en eslabones
prioritarios.
Los patrones de cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra en el Caribe Norte
de Costa Rica revelados durante las últimas dos décadas se deben a una combinación
de factores directos e indirectos. Las decisiones individuales y públicas dependen en
fuerte medida a oportunidades económicas y/o políticas de escala nacional o global
favorecidas por factores institucionales locales y nacionales, así como que la expansión
agrícola, la extracción de madera y la extensión de infraestructura prevalecen en las
tendencias de cambio de cobertura del suelo. Además, los factores culturales ligados
con la actitud y el comportamiento son fundamentales en la explicación del cambio de
uso del suelo y de cobertura del suelo. Esto sugiere que no existe una solución
unilateral para controlar el cambio de cobertura natural en el Caribe Norte de Costa
Rica, sino que es fundamental entender los diferentes factores y sus relaciones, para
poder proponer soluciones integrales que aborden todos los componentes. Las políticas
de intervención orientadas hacia la reducción de los efectos negativos sobre la
alteración de los ecosistemas deberían de enfocarse en las causas más fácilmente
manipulables, tales como los subsidios perversos que favorecen la deforestación, esto
sin afectar las posibilidades de los pobladores locales de satisfacer sus necesidades de
bienestar humano. En materia de políticas relacionadas con el medio ambiente y el
desarrollo sostenible, los procesos de descentralización deben de ser fortalecidos. En
este sentido, se debe aprovechar las capacidades técnicas, humanas y financieras de
aquellas instituciones tanto del sector privado como público a cargo de las políticas
vinculadas con el uso de los recursos naturales, especialmente en el ámbito municipal.
Es vital apoyar y fortalecer el proceso de estabilización de las fronteras agrícolas,
estableciendo áreas específicas para el desarrollo de nuevos asentamientos
campesinos cuando se justifique esta necesidad, así como acelerar la resolución de los
problemas de precarismo y apoyar a los pobladores en la búsqueda de alternativas
económicas, especialmente alrededor de las áreas protegidas. Es importante cuantificar
el valor de los servicios que proveen los ecosistemas naturales a los diferentes
90
beneficiarios en el ámbito local, regional, nacional y global. Por otra parte, es necesario
reconocer el valor de los paisajes rurales, los cuales constituyen importantes
reservorios de biodiversidad y proveen nexos de conectividad entre fragmentos de
ecosistemas naturales y los cuales son los espacios en los cuales la mayor cantidad de
acciones de conservación ocurren. Por lo tanto, es necesario enfocar esfuerzos de
conservación en el paisaje rural y apoyar iniciativas de sistemas agropecuarios
alternativos o sistemas agropastoriles diversificados como los que existen en la matriz
del Caribe Norte, especialmente en las zonas de amortiguamiento de las áreas
silvestres protegidas y en las áreas de conectividad ecológica donde se desplazan
especies de fauna.
Las herramientas de planificación sistemática de la conservación como el análisis de
vacíos de conservación y el establecimiento de rutas de conectividad presentan muchas
ventajas que en la práctica no siempre son adoptadas por los gestores de la
conservación. Por lo tanto, se requiere de una interacción mayor entre el mundo
académico científico y el mundo de la gestión del territorio. Nuestros análisis resaltan la
necesidad de contar con un sistema de áreas silvestres protegidas representativo de las
diferentes unidades de ecosistema presentes en el paisaje, con elementos de
conservación absoluta suficientemente extensos para garantizar procesos ecológicos a
largo plazo. La crisis de la implementación se debe muchas veces a la falta de modelos
operacionales para la conservación efectiva. El modelo que proponemos busca superar
esta situación y ofrecer el marco conceptual adecuado para lograr una mejor gestión de
los recursos naturales en el área de estudio. El conjunto de indicadores que se usen
para medir el grado de aplicación del Enfoque por Ecosistemas de la iniciativa de un
territorio específico depende en gran medida de los recursos disponibles. El marco
conceptual del Enfoque por Ecosistema representa un acercamiento holístico de
conservación a nivel de paisaje, siendo su aplicación a través del modelo de reserva de
la biosfera especialmente eficaz cuando se reúnen ciertos criterios esenciales para
lograr su implementación de manera exitosa. A nivel de ecosistema, el contar con una
base de datos suficientemente completa para orientar el diseño, el plan estratégico y la
toma de decisiones, es primordial. Subsecuentemente, la participación de la mayor
cantidad de actores locales posibles y de la sociedad civil en general aparece
importante, siempre y cuando se refiere a un esquema ordenado, representativo y
funcional donde exista un equilibrio entre los representantes de los sectores integrados
(Estado, ONGs, sector académico, sector privado, gobiernos locales, campesinos e
indígenas) con un nivel de poder de decisión común que evite que las decisiones se
tomen dentro del seno de un grupo tan amplio que impida llegar al consenso. Esta
alianza debe mantenerse continuamente abierta para aceptar nuevos actores o aliados
en su seno durante todas las etapas de gestión de la iniciativa, de acuerdo con las
pautas del manejo adaptativo.
Finalmente, se debe de asegurar que los beneficios de los servicios ofrecidos por los
ecosistemas estén distribuidos de manera justa y equitativa entre los diversos actores.
Se trata de una tarea difícil y delicada, en la cual, las legislaciones vigentes, el tipo de
tenencia de la tierra, así como la categoría de incentivos que el Estado pueda ofrecer a
los usuarios de los recursos naturales juega un papel preponderante.
91
CAPÍTULO VII
RECOMENDACIONES GENERALES
Sobre la base de los resultados de esta investigación, formulamos las siguientes
recomendaciones, para el seguimiento y la implementación de un paisaje funcional de
conservación:
1. Realizar talleres participativos de análisis multi-criterio para establecer diferentes
escenarios de conservación y desarrollo sostenible para el Caribe Norte sobre la
base del modelo causal de uso de la tierra, conservación de la conectividad y red
de áreas protegidas para el establecimiento de un paisaje funcional.
2. Establecer un Sistema de Información Geográfica integral y de acceso libre para
el paisaje, incluyendo una clasificación de fotografías aéreas con resolución de
1m / pixel para los años 2010 y 2012, con el fin de medir cambios en el uso de la
tierra y eventuales patrones de deforestación.
3. Evaluar la redefinición de los límites y de las categorías de manejo de las áreas
protegidas del paisaje de acuerdo a su importancia dentro de la red de
conectividad.
4. Fomentar la creación de un incentivo de conectividad basado en algún
mecanismo alternativo a REDD++ y canalizar la aplicación de Pagos por
Servicios Ambientales para la conservación de ecosistemas naturales en nodos y
rutas críticas de conectividad.
5. Iniciar esfuerzos de gestión local de conservación de la conectividad entre el
Refugio Nacional de Vida Silvestre Mixto Maquenque y el Refugio Nacional de
Vida Silvestre Barra del Colorado.
6. Iniciar proyectos de restauración ecológica en los nodos de conectividad del
paisaje.
7. Evaluar la posibilidad de establecer una moratoria de la extensión de
monocultivos en el Caribe Norte de Costa Rica hasta la presentación de estudios
integrales sobre los impactos ambientales, sociales y culturales.
8. Incluir variables relacionadas con modelos de predicción de cambio climático en
futuros estudios conducidos sobre la base de esta investigación.
92
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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componentes psicológicos en estudiantes mexicanos. Revista Medio Ambiente y
Comportamiento Humano 2(1): 45-58.
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el Desarrollo Sostenible. Managua, Nicaragua, Cumbre de Presidentes
Centroamericanos, 16 p.
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ANEXOS
Anexo 1: División política-administrativa
Desde la perspectiva política-administrativa, la zona de estudio incluye parte de las
provincias de Alajuela, Heredia y Limón, y de los cantones de San Carlos, Sarapiquí,
Pococi y Grecia. La extensión total del área de estudio es de 8.138 km 2 (813.813,708
ha).
Figura 15: División política-administrativa (cantones) del área de estudio
133
Anexo 2: Imágenes Landsat 1987, 1998 y 2005, área de estudio
Figura 16: Imagen Landsat TM 1987, área de estudio (falso color compuesto)
Figura 17: Imagen Landsat TM 1998, área de estudio (falso color compuesto)
134
Figura 18: Imagen Landsat TM 2005, área de estudio (falso color compuesto)
135
Anexo 3: Coberturas de uso del suelo por cantones
Cuadro 18: Coberturas de uso del suelo por cantones, 1987, 1998, 2005
San Carlos
agropecuario
banano
bosque natural
bosque secundario
cuerpo de agua
piña
sin datos
suelo descubierto
Grecia
agropecuario
banano
bosque natural
bosque secundario
cuerpo de agua
piña
sin datos
suelo descubierto
TOTAL
Sarapiqui
agropecuario
banano
bosque natural
bosque secundario
cuerpo de agua
piña
sin datos
suelo descubierto
TOTAL
Pococi
agropecuario
banano
bosque natural
bosque secundario
cuerpo de agua
piña
sin datos
suelo descubierto
TOTAL
NumP
782
131
1896
2853
28
1258
166
7114
NumP
56
32
174
317
3
7
16
605
NumP
1053
98
906
2166
93
115
96
4527
NumP
1187
413
958
2253
53
395
168
5427
1986
ha
%
209,727
62.8
496
0.15
82,673 24.76
18,993
5.69
1,256
0.38
ICP
10.99
1.84
26.65
40.1
0.39
19,089
5.72
1,730
0.52
333,968
100
1986
ha
%
16,156 63.45
106
0.42
5,164 20.28
3,861 15.17
73
0.29
17.68
2.33
100
27
0.11
73
0.29
25,463
100
1986
ha
%
54,264 25.33
2,188
1.02
107,962
50.4
48,175 22.49
361
0.17
1.16
2.64
100
788
0.37
486
0.23
214,228
100
1986
ha
%
60,182 25.42
10,017
4.23
122,127 51.58
38,114
16.1
478
0.2
4,694
1,167
236,782
1.98
0.49
100
ICP
9.26
5.29
28.76
52.40
0.50
ICP
23.26
2.16
20.01
47.85
2.05
2.54
2.12
100
ICP
21.87
7.61
17.65
41.51
0.98
7.28
3.1
100
NumP
985
190
2196
3347
75
1629
876
338
9636
NumP
126
36
238
287
3
185
102
29
1006
NumP
1027
179
1219
2124
98
1406
852
190
7095
NumP
870
371
1316
1745
210
1239
849
298
6898
1998
ha
%
185,534 10.22
834
1.97
77,190 22.79
35,466 34.73
371
0.78
7,186 16.91
26,389
9.09
2,576
3.51
335,549
100
1998
ha
%
17,056 66.64
84
0.33
3,503 13.69
2,363
9.23
75
0.29
1,270
4.96
1,115
4.36
127
0.50
25,597
100
1998
ha
%
74,466 34.82
5,658
2.65
96,166 44.96
18,853
8.81
422
0.2
6,134
2.87
11,407
5.33
778
0.36
213,889
100
1998
ha
%
74,164 29.35
14,753
5.84
116,272 46.01
13,178
5.21
532
0.21
4,639
1.84
27,829 11.01
1,347
0.53
252,719
100
ICP
55.29
0.25
23.00
10.57
0.11
2.14
7.86
0.77
100
NumP
815
403
2104
3247
81
347
591
519
8107
ICP
12.52
3.58
23.66
28.53
0.30
18.39
10.14
2.88
100
NumP
101
20
214
373
3
54
22
17
804
ICP
14.47
2.52
17.18
29.94
1.38
19.82
12.01
2.68
100
NumP
1358
137
1195
2566
162
163
406
276
6263
ICP
12.61
5.38
19.08
25.3
3.04
17.96
12.31
4.32
100
NumP
641
212
1523
1746
55
96
524
131
4928
2005
ha
%
165,335 49.51
1,592
0.48
72,583 21.73
35,845 10.73
615
0.18
6,131
1.84
44,802 13.42
7,061
2.11
333,968
100
2005
ha
%
14,838 58.27
50
0.20
3,866 15.18
4,153 16.31
94
0.37
2,239
8.79
131
0.52
89
0.35
25,463
100
2005
ha
%
86,363 39.84
7,878
3.63
88,797 40.96
25,314 11.68
761
0.35
2,849
1.31
2,571
1.19
2,229
1.03
216,765
100
2005
ha
%
90,565 38.04
10,712
4.5
113,083
47.5
16,348
6.87
68
0.03
1,630
0.68
4,654
1.96
1,002
0.42
238,067
100
136
ICP
10.05
4.97
25.95
40.05
1.00
4.28
7.29
6.40
100
ICP
12.56
2.49
26.62
46.39
0.37
6.72
2.74
2.11
100
ICP
21.68
2.19
19.08
40.97
2.59
2.6
6.48
4.41
100
ICP
13.01
4.3
30.91
35.43
1.12
1.95
10.63
2.66
100
Uso del suelo, San Carlos (1986, 1998, 2005)
100%
sin datos
80%
suelo descubierto
piña
60%
banano
agropecuario
40%
cuerpo de agua
bosque secundario
20%
bosque natural
0%
1986
1998
2005
Uso del suelo, Grecia (1986, 1998, 2005)
Figura 19: Uso del suelo, Cantón de San Carlos (1986, 1998, 2005)
100%
sin datos
80%
suelo descubierto
piña
60%
banano
agropecuario
40%
cuerpo de agua
bosque secundario
20%
bosque natural
0%
1986
1998
2005
FiguraUso
20: Uso
del suelo,
Cantón
de Grecia
del suelo,
Sarapiquí
(1986,
1998,(1986,
2005) 1998, 2005)
100%
sin datos
80%
suelo descubierto
piña
60%
banano
agropecuario
40%
cuerpo de agua
bosque secundario
20%
bosque natural
0%
1986
1998
2005
Figura 21: Uso del suelo, Cantón de Sarapiquí (1986, 1998, 2005)
137
Uso del suelo, Pococi (1986, 1998, 2005)
100%
sin datos
80%
suelo descubierto
piña
60%
banano
agropecuario
40%
cuerpo de agua
bosque secundario
20%
bosque natural
0%
1986
1998
2005
Figura 22: Uso del suelo, Cantón de Pococi (1986, 1998, 2005)
Cuadro 19: Índice de Certidumbre de Kappa, análisis de cambio de uso de la tierra (19871998 / 1998-2005)
Categoría
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Sin datos
Suelo descubierto
Agropecuario
Overall K
KIA 1987-1998
1987 ref
1998 ref
0.5823
0.3484
0.6108
0.7142
0.1332
0.2138
0.1164
0.1834
0.0012
0.0009
0.0062
0.1247
0.4186
0.0046
0
0.5163
KIA 1998-2005
1998 ref
2005 ref
0.6213
0.6554
0.6623
0.6654
0.2719
0.2306
0.2571
0.2299
0.0940
0.1414
0.2013
0.2594
0.1287
0.0597
0.6561
0.6436
0.7268
138
Anexo 4: Clasificación de imágenes de satélite
Cuadro 20: Caracterización de los sitios de entrenamiento de imágenes Landsat 1987,
1998 y 2005 (número de polígonos, hectáreas y píxeles)
1987
1998
o
Sitio de
entrenamiento
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Agropecuario
Banano
Piña
Suelo descubierto
Nubes
Sombras
Total
o
N
Pol.
49
7
14
33
18
8
31
32
192
N
píxeles
50,180
80
2,563
13,127
14,077
937
1,273
1,337
83,573
Ha
15,054
24
769
3,938
4,223
281
382
401
25,072
2005
o
o
N
Pol.
58
32
37
37
35
14
4
33
28
278
N
píxeles
45,997
720
1,950
13,200
10,477
600
453
1,563
1,173
76,133
Ha
13,799
216
585
3,960
3,143
180
136
469
352
22,840
o
o
N
Pol.
109
68
41
106
68
81
5
19
25
522
N
píxeles
48,150
3,120
593
13,630
26,240
5,870
33
63,250
410
161,297
Ha
14,445
936
178
4,089
7,872
1,761
10
18,975
123
48,389
Cuadro 21: Cambio de cobertura y uso del suelo por clase (1987-1998),
valor porcentual
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo de
agua
Sin datos
Suelo
descubierto
Agropecuario
Total
1998
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Sin datos
Suelo descubierto
Agropecuario
Total
Banano
1986
0.0044
0.0001
0.0003
0
0.0001
0.0001
0.0001
0.0025
0.0075
0.0015
0.1248
0.0114
0.0001
0.0039
0.0228
0.0002
0.0204
0.1851
0.0019
0.0161
0.0107
0.0001
0.0019
0.0032
0.0003
0.0294
0.0636
0
0
0
0.0001
0
0.0008
0.0001
0.0002
0.0013
0.0001
0.0054
0.0015
0
0.0002
0.0016
0
0.0055
0.0143
0
0.0001
0.0001
0.0001
0.0001
0.0003
0.0006
0.0006
0.0020
0.0046
0.0161
0.0165
0.0003
0.0051
0.0100
0.0015
0.1495
0.2036
0.0124
0.1626
0.0406
0.0008
0.0112
0.0388
0.0028
0.2081
1
Cuadro 22: Cambio de cobertura y uso del suelo por clase (1998-2005), valor porcentual
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo de
agua
Piña
Sin datos
Suelo
descubierto
Agropecuario
Total
2005
Banano
Bosque natural
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Sin datos
Suelo descubierto
Agropecuario
Total
Banano
1998
0.0078
0.0006
0.0011
0
0.0006
0.0001
0.0001
0.0022
0.0124
0.0007
0.1166
0.0105
0.0001
0.0008
0.0058
0.0011
0.0270
0.1626
0.0007
0.0093
0.0125
0
0.0006
0.0011
0.0003
0.0162
0.0406
0
0.0003
0
0.0002
0
0.0001
0
0.0002
0.0008
0.0003
0.0029
0.0007
0
0.0011
0.0010
0.0002
0.0048
0.0112
0.0006
0.0179
0.0020
0.0003
0.0003
0.0087
0.0009
0.0081
0.0388
0
0.0003
0.0001
0.0001
0.0002
0.0005
0.0004
0.0012
0.0028
0.0017
0.0141
0.0206
0.0001
0.0038
0.0131
0.0030
0.1516
0.2081
0.0118
0.1620
0.0476
0.0009
0.0075
0.0304
0.0060
0.2112
1
139
Cuadro 23: Métricas de paisaje (a nivel de clase) 1987
Métrica
CA
TLA
NumP
MPS
PSCoV
PSSD
TE
ED
MPE
MSI
AWMSI
MPAR
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo
de agua
317,928.20
811,074.43
4,111.00
77.33
2,547.69
1,970.28
13,172,407.21
16.24
3,204.18
1.46
14.08
795.15
109,145.44
811,074.43
7,462.00
14.62
731.92
107.05
13,148,637.86
16.21
1,762.07
1.40
3.99
271.58
2169.83
811,074.43
149.00
14.56
654.45
95.30
187,221.23
0.23
1,256.51
1.31
2.15
348.81
Agropecuario
340,331.68
811,074.43
2,917.00
116.67
3,592.36
4,191.28
14,555,178.87
17.94
4,989.77
1.43
29.55
274.17
Banano
12,808.73
811,074.43
669.00
19.14
930.08
178.07
807,969.07
0.99
1,207.72
1.25
3.00
334.21
Piña
Suelo
descubierto
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
3,456.55
811,074.43
411.00
8.41
609.99
51.30
442,663.41
0.54
1,077.03
1.28
2.07
328.80
Sin datos
24,600.22
811,074.43
1,447.00
17.00
266.47
45.30
2,581,376.63
3.18
1,783.95
1.37
2.00
221.49
Cuadro 24: Métricas de paisaje (a nivel de clase) 1998
Métrica
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo
de agua
Agropecuario
Banano
Piña
Suelo
descubierto
Sin datos
CA
TLA
NumP
MPS
PSCoV
PSSD
TE
ED
MPE
MSI
AWMSI
MPAR
293,133.39
827,754.84
4,969.00
58.99
2,254.84
1,330.19
13,275,536.01
16.03
2,671.67
1.43
9.68
728.30
69,862.21
827,754.84
7,503.00
9.31
336.29
31.31
9,685,142.89
11.70
1,290.83
1.35
2.11
418.31
1,401.44
827,754.84
386.00
3.63
162.84
5.91
359,724.53
0.43
931.92
1.63
1.92
1,091.64
351,222.24
827,754.84
3,008.00
116.76
2,836.98
3,312.53
15,310,547.25
18.49
5,089.94
1.50
23.65
897.92
21,331.27
827,754.84
776.00
27.48
740.60
203.58
1,299,482.48
1.56
1,674.59
1.35
3.48
570.07
19,232.50
827,754.84
4,459.00
4.31
271.67
11.71
3,744,668.16
4.52
839.80
1.28
1.62
445.39
4,829.86
827,754.84
855.00
5.64
357.35
20.18
786,397.52
0.95
919.76
1.32
1.72
571.28
66,741.89
827,754.84
2,679.00
24.91
1,697.40
422.87
3,923,484.73
4.73
1,464.53
1.54
3.73
1,469.09
Métrica
Bosque
natural
Bosque
secundario
Cuerpo
de agua
Agropecuario
Banano
Piña
Suelo
descubierto
Sin datos
CA
TLA
NumP
MPS
PSCoV
PSSD
TE
ED
MPE
MSI
AWMSI
MPAR
278,330.60
814,262.63
5,036.00
55.26
2,357.95
1,303.20
13,869,344.54
17.03
2,754.03
1.45
10.92
810.33
81,660.77
814,262.63
7,932.00
10.29
304.07
31.30
11,198,403.64
13.75
1,411.80
1.38
2.22
403.12
1,540.58
814,262.63
301.00
5.11
364.08
18.63
253,239.45
0.31
841.32
1.32
1.56
3,082.67
357,102.89
814,262.63
2,915.00
122.50
2,514.95
3,080.94
16,205,357.56
19.90
5,559.29
1.57
23.70
1,246.88
20,233.78
814,262.63
772.00
26.20
770.92
202.05
1,203,832.37
1.47
1,559.36
1.31
2.95
507.53
12,850.11
814,262.63
660.00
19.46
404.31
78.71
1,094,644.39
1.34
1,658.55
1.41
2.43
922.38
10,383.87
814,262.63
943.00
11.01
296.89
32.69
1,292,401.24
1.58
1,370.52
1.43
2.05
1,147.56
52,159.99
814,262.63
1,543.00
33.80
1,993.09
673.75
2,648,313.58
3.25
1,716.34
1.80
4.16
7,936.67
Cuadro 25: Métricas de paisaje (a nivel de clase) 2005
140
Cuadro 26: Perdida de bosque natural 1987-1998, 1998-2005 (ha)
Cobertura
Banano
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Suelo descubierto
Agropecuario
Total perdida (ha)
Total bosque natural
Tasa de perdida (%)
Tasa anual de perdida (%)
1987-1998
Perdida
2,497
19,557
254
6,682
397
35,007
64,394
1998-2005
Perdida
1,244
18,038
241
1,391
1,874
46,354
69,142
1986-2005
Perdida
3,741
37,595
495
8,073
2,271
81,361
133,536
317,833
20.26
1.84
279,293
24.76
3.54
42.01
2.33
Cuadro 27: Perdida de bosque secundario 1987-1998, 1998-2005 (ha)
Cobertura
Banano
Bosque secundario
Cuerpo de agua
Piña
Suelo descubierto
Agropecuario
Total perdida (ha)
Total bosque secundario
Tasa de perdida total (%)
Tasa anual de perdida (%)
1987-1998
Perdida
3,217
-27,730
146
3,282
479
50,555
29,949
1998-2005
Perdida
1,215
-15,956
63
1,036
493
27,781
14,632
1986-2005
Perdida
4,432
-43,686
209
4,318
972
78,336
44,581
109,230
27.42
2.49
69,754
20.98
3.00
40.81
2.27
141
Anexo 5: Areas críticas para la conectividad estructural
Cuadro 28: Caracterización de las áreas críticas de conectividad
No
Nombre
Cantón
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
Río Tico-Moravia
Recreo-San Carlos
Santa Rita
Boca Tapada
Mollejón
Sardinal
Chilamate
Golfito
Arbolitos
Unión del Toro
Trinidad 1
Trinidad 2
Ruta Este Superior
Ruta Este Mediana 1
Ruta Este Mediana 2
Ruta Este Inferior 1
Ruta Este Inferior 2
Ruta Este Inferior 3
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Coordenadas
Lambert Norte
497500/305500
515800/302800
515100/296 300
509300/293200
524800/285300
527000/276900
529800/267600
531900/290300
535500/292200
536400/293700
539100/297600
541900/296800
562200/298800
543600/293400
547400/293000
539400/289500
547400/283900
549700/281500
Nodo de conectividad
Jardín - Coopevega
Maquenque – Río San Carlos
Maquenque – Río San Carlos
Maquenque – Río San Carlos
Maquenque – Braulio Carrillo
Maquenque – Braulio Carrillo
Maquenque – Braulio Carrillo
Maquenque – Braulio Carrillo
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
Maquenque – Barra Colorado
142
Anexo 6: Métricas de paisaje utilizadas
Los estadísticos de área cuantifican la composición del paisaje. El área de cada
fragmento que forma parte del mosaico de paisaje no solamente sirve de base para el
cálculo de índices de fragmento, de clase y de paisaje, sino que tiene una importancia
fundamental en términos ecológicos:

CA: el área de clase (ha > 0, sin límite) es la medida de la composición del
paisaje; expresa específicamente la extensión total de un tipo de fragmento
dentro del paisaje (Turner et al. 2001). Esta métrica permite calcular la pérdida o
el incremento de una clase de cobertura.

TLA: el área total del paisaje (ha > 0, sin límite) no tiene significancia
interpretativa, pero define la extensión total del paisaje.
Las métricas de densidad, tamaño y variabilidad representan la configuración del
paisaje, aunque no constituyan medidas espaciales explicitas:

NumP: el número de fragmentos (ha ≥ 1, sin límite) de un hábitat particular puede
influir sobre una serie de procesos ecológicos, dependiendo del contexto
ecológico particular, tal como la relación entre el número de fragmentos y el
número de subpoblaciones de un organismo específico (Gilpin & Hanski 1991), o
la subdivisión de hábitat en relación a los procesos de propagación dentro del
paisaje (Franklin & Forman 1987).

MPS: las variaciones del tamaño medio de fragmento (ha > 0, sin límite) permiten
detectar procesos de fragmentación. El área comprendida por cada clase de
fragmento es importante, debido a que la reducción progresiva en el tamaño de
fragmentos de hábitat es un componente clave de la fragmentación del hábitat.
Así mismo, un paisaje con un menor tamaño medio de fragmento para una clase
determinada, podría indicar una fragmentación mayor. De la misma manera, una
clase de fragmento con un tamaño medio de fragmento menor al de otra clase de
fragmento dentro del mismo paisaje, podría considerarse más fragmentado
La variabilidad es difícil de sintetizar con una sola métrica. Patch Analyst calcula dos de
las medidas más sencillas de variabilidad: desviación estándar y coeficiente de
variación.

PSCoV: se prefiere el coeficiente de variación del tamaño de fragmento (% ≥ 0,
sin límite) a la desviación estándar del tamaño de fragmento (PSSD) para
comparar la variabilidad entre paisajes, ya que evita el sesgo que provoca el
análisis de píxeles cuadrados. El coeficiente de variación del tamaño de
fragmento mide la variabilidad relativa acerca de la media, no la variabilidad
absoluta.
Las métricas de borde representan la configuración del paisaje, aunque no de forma
espacial explicita. Estas proveen información útil para el análisis de varios procesos
ecológicos, tales como la interacción entre fauna y bordes, así como la influencia del
paisaje sobre la estructura y composición de la vegetación de ecosistemas naturales:
143

TE: el total de borde (m ≥ 0, sin límite) es una medida absoluta de la longitud
total de borde de una tipo particular de clase de fragmento (nivel de clase) o de
todo el paisaje (nivel de paisaje). Esta métrica pierde utilidad cuando se
comparan paisajes de tamaños distintos.

ED: la densidad de borde (m/ha ≥ 0, sin límite) estandariza el borde sobre la
base de una unidad que facilita la comparación entre paisajes de distintos
tamaños. El total de borde y la densidad de borde son redundantes cuando se
utilizan para comparar paisajes de mismo tamaño.

MPE: la longitud media del borde del fragmento (m/fragmento ≥ 0, sin límite) es
el promedio de borde por fragmento.
Patch Analyst calcula varios estadísticos que cuantifican la configuración del paisaje por
la complejidad de la forma de fragmento en los niveles del fragmento, de la clase de
fragmento y a nivel del paisaje. La interacción entre forma y tamaño del fragmento
puede influir sobre los procesos ecológicos. La forma es difícil de cuantificar de manera
concisa con un estadístico, y se basa sobre la relación entre perímetro y área del
fragmento:

MSI: la media del índice de forma (≥ 1, sin límite) mide el promedio de la forma
de fragmento, o el promedio de la relación perímetro-área para un tipo particular
de fragmento (clase) o para todos los fragmentos en un paisaje.

AWMSI: la media del índice de forma ponderado por el área (≥ 1, sin límite) de
los fragmentos es calculada a nivel de clase y a nivel de paisaje, por medio de la
ponderación de fragmentos según su tamaño. Así mismo, los fragmentos de
mayor extensión son ponderados de manera más importante en el cálculo de la
forma media de fragmento. Este estadístico puede ser más útil que la media del
índice de forma cuando fragmentos extensos dominan en la función del paisaje
relativa al fenómeno estudiado (Turner et al. 2001).

MPAR: la relación media perímetro-área es un índice de la complejidad de la
forma de los fragmentos.
Patch Analyst calcula estadísticos que cuantifican la diversidad a nivel de paisaje.
diversidad es influenciada por dos componentes, la riqueza (número de clase
parches presentes) y la equidad (distribución de área entre diferentes clases
parche). Se refiere a riqueza y equidad como a los componentes de composición y
estructura de la diversidad:
La
de
de
de

SDI: el índice de diversidad de Shannon (≥ 0, sin límite) es una medida relativa
útil para comparar diferentes paisajes o el mismo paisaje en escalas temporales
diferentes.

SEI: el índice de equidad de Shannon (0 ≤ SEI ≤ 1, sin límite) se expresa como el
nivel de diversidad dividido por la máxima diversidad posible para la riqueza de
un parche; es menos sensible a la presencia de tipos raros de fragmentos y su
valor representa la probabilidad que cualquier tipo de fragmento seleccionado en
forma aleatoria sea de un tipo diferente.
144
Anexo 7: Poblados cercanos a ecosistemas naturales
Cuadro 29: Poblados (n = 42) cercanos a ecosistemas naturales en las llanuras de la
vertiente atlántica norte de Costa Rica
Poblado
Almendros
Boca San Carlos
Boca Tapada
Canacas
Carmen
Cascada
Crucitas
El Jardín
El Recreo
Jardín
Jocote
Ojochito
San Antonio
Santa Rita
Tiricias
Vuelta Ruedas
Arbolitos
Boca Ceiba
Boca Sardinal
Bun
Caño Tambor
Hacienda Tierra Buena
Isla Mendoza (Copalchi)
Jormo
La Tigra
Magsasay (Colonia Penal)
Palo Seco
Remolinito
Tambor
Tigra
Tirimbina
Trinidad (Boca De Sarapiquí)
Unión Del Toro
Aragón
Barra Del Colorado
Buenavista
Canta Gallo
La Encina (Tapezco)
Lomas Azules
San Gerardo
Tortuguero
Zacatales
Cantón
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
San Carlos
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Sarapiquí
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Pococi
Hoja topográfica IGN
Tres Amigos
Cutris
Cutris
Cutris
Infiernito
Infiernito
Pocosol
Cutris
Cutris
Infiernito
Pocosol
Tres Amigos
Cutris
Cutris
Pocosol
Tres Amigos
Chaparron
Trinidad
Chaparron
Trinidad
Trinidad
Chaparron
Trinidad
Chaparron
Río Cuarto
Río Cuarto
Cutris
Cutris
Cutris
Trinidad
Río Cuarto
Trinidad
Cutris
Punta Castilla
Colorado
Colorado
Agua Fría
Río Sucio
Agua Fría
Guacimo
Tortuguero
Agua Fría
145
Anexo 8: Encuesta a los propietarios de tierra
DATOS DE LA ENCUESTA
Lugar de la encuesta:
1 Comunidad:
2 Cantón:




3
4 Fecha
 San Carlos
 Sarapiquí
 Pococi
 Otro:
Coordenadas:
de la encuesta:
5 Duración
de la encuesta:
Encuestador:
DATOS PERSONALES (persona sometida a la encuesta)
Nombre:
6 Edad:
Contacto (tel / fax / correo):
  Masculino
  Femenino
7 Sexo:
8 Grado
de escolaridad:
9 Ocupación
profesional:
Tamaño del hogar:
13 Ingreso
  Primaria
  Secundaria
  Universidad
o
10 N
o
11 N
mayores de edad:
menores de edad:
12 Total:
mensual del hogar (¢):
INFORMACIÓN SOBRE LA PROPIEDAD
14 Tamaño de la propiedad (ha):
Ubicación de la propiedad:
15 Comunidad:
16 Cantón:  
San Carlos
  Sarapiquí
146
  Pococi
17 Coordenadas:
18 Centro
19 Año
poblado más cercano a la propiedad:
de fundación del centro poblado:
20 Cercanía
de la propiedad con ecosistemas naturales (bosque, humedal, yolillal):
  < 100 m
  100-300 m
  300-500 m
  > 500 m
21 ¿Contiene
22 Año
la propiedad ecosistemas naturales?
  Si
  No
  No sabe
de adquisición de la propiedad:
23 Modalidad
de adquisición de la propiedad: 




 Compra
 Herencia
 Donación del Estado:
 Arrendamiento
 Otro:
24 Categoría






25 ¿Vive
de tenencia de la tierra:
 Finca inscrita
 Permiso de uso
 Poseedor del IDA
 Finca inscrita a nombre del IDA
 Información posesora en trámite
 Finca sin inscribir con plano para información posesora
Usted en esta propiedad?
26 ¿Tiene
Usted un cuidador?
¿Donde vivía Usted antes?:
  Si, todo el tiempo
  Solo vengo a cuidarla
  No
  Si
  No
27 Comunidad:
28 Cantón:  
San Carlos
  Sarapiquí
  Pococi
  Otro:
147
CAMBIO DE USO DEL SUELO
29 ¿Ha sido Usted testigo de cambio de uso del suelo en la zona?   Si
  No
  No sabe
30 ¿Cómo





ha cambiado la cobertura del suelo durante los últimos 10 años?
 No ha cambiado
 Ha cambiado poco
 Ha cambiado bastante
 Ha cambiado mucho
 No sabe
31 ¿En
cual década se dieron los cambios más importantes?
  En la década de los 40´
  En la década de los 50´
  En la década de los 60´
  En la década de los 70´
  En la década de los 80´
  En la década de los 90´
  En la década de los 2000´
32 ¿Cuál(es)





















tipo(s) de cambio se dio?
 Bosque - potrero
 Bosque - potrero arbolado
 Bosque - bosque secundario
 Bosque - agricultura subsistencia
 Bosque - monocultivo
 Bosque - plantación forestal
 Potrero - bosque secundario / charral
 Potrero - agricultura subsistencia
 Potrero - monocultivo
 Potrero - potrero arbolado
 Potrero - plantación forestal
 Agricultura - bosque secundario / charral
 Agricultura - monocultivo
 Agricultura - potrero
 Agricultura - potrero arbolado
 Agricultura - plantación forestal
 Monocultivo - potrero
 Monocultivo - bosque secundario / charral
 Monocultivo - potrero arbolado
 Monocultivo - plantación forestal
 Potrero arbolado - potrero
148




 Potrero arbolado - charral
 Potrero arbolado - agricultura
 Potrero arbolado - monocultivo
 Otro
33 ¿Ha
sido Usted agente de cambio de uso del suelo en la zona?
  Si
¿De cuántas hectáreas?:
  No
  No sabe
34 ¿Ha
Usted extraído madera de su finca?
  Si
¿Cuántos árboles?:
  No
35 ¿Para






cuáles fines ha Usted extraído madera de su finca?
 Para hacer capital
 Por presión del sector maderero
 Para obtener leña
 Para construcción o reparación de infraestructura en la finca
 Para hacer pasto
 Para sembrar
36 ¿De
cuál manera ha Usted extraído madera de su finca?
  Por medio de plan de manejo
  De forma ilegal
¿A qué se debe, según Usted, los procesos de cambio de uso? (leer las categorías
principales de causas directas y solicitar detalles)
37 Extensión de infraestructura:
  Transporte (carreteras, ferrocarril, etc.)
  Mercados (público y privado, aserraderos, etc.)
  Asentamientos (rural y urbano)
  Servicios públicos (acueductos, tendido eléctrico)
  Compañías públicas o privadas (minería, hidroeléctrica, petrolera)
38 Expansión




agrícola:
 Cultivos permanentes (banano, piña, cítricos, palma africana, otros)
 Cultivos de rotación (tala y quema)
 Ganadería extensiva
 Colonización (inmigración interna o externa, reubicación)
39 Extracción
de madera:
  Comercial
  Leña (uso domestico)
  Construcción (uso domestico)
149
  Producción de carbón
40 Otros
factores:
  Predisposición ambiental (características del terreno, topografía, calidad del
suelo, fragmentación del bosque, etc.)
  Catalizadores biofísicos (plaga, fuego, sequía, inundaciones, etc.)
  Catalizadores sociales esporádicos (guerra, revolución, choques económicos,
cambios políticos drásticos)
¿A cuáles causas indirectas se deben, según Usted, el cambio de uso del suelo?
(causas indirectas, procesos sociales fundamentales)
41 Factores demográficos:
  Incremento natural de la población humana (natalidad, mortalidad)
  Migración (hacia dentro o hacia fuera)
  Densidad de la población
  Distribución de la población
  Características del ciclo de la vida
42 Factores




económicos:
 Crecimiento del mercadeo & comercialización
 Estructuras económicas
 Urbanización & industrialización
 Variables especiales (incremento de los costes, ventajas competitivas)
43 Factores
tecnológicos:
  Cambio agro-tecnológico (intensificación / extensión)
  Aplicaciones en el sector maderero
  Factores de producción agrícola
44 Factores
políticos e institucionales:
  Políticas formales (desarrollo económico, créditos, incentivos)
  Clima político (corrupción, mal manejo)
  Derecho a la propiedad
45 Factores
culturales:
  Actitud, valores y creencias
  Comportamiento individual y de la célula familial
ESTRATEGIAS DE CONSERVACIÓN
46 ¿Sabe Usted qué es un área silvestre protegida?
  Si
  No
47 ¿Son
importantes las áreas silvestres protegidas?
  Si
150
  No
¿Porqué?
48 Mencione
las áreas silvestres protegidas cercanas a su comunidad (sin
enumerarlas):
  Parque Nacional Tortuguero
  Refugio Nacional de Vida Silvestre Corredor Fronterizo
  Refugio Nacional de Vida Silvestre Barra del Colorado
  Refugio Nacional de Vida Silvestre Mixto Maquenque
  Refugio Nacional de Vida Silvestre Dr. Archie Carr
  Zona Protectora Tortuguero
  Zona Protectora Guacimo y Pococí
49 ¿Sabe
Usted qué es un corredor biológico?
  Si
  No
50 ¿Son
importantes los corredores biológicos?
  Si
  No
¿Porqué?
51 ¿Ha
escuchado Usted hablar sobre la iniciativa del Corredor Biológico
Mesoamericano?
  Si
  No
¿Dónde?
52 ¿Ha
escuchado Usted hablar sobre la iniciativa del Corredor Biológico San Juan-La
Selva?
  Si
  No
¿Dónde?
53 ¿Ha
escuchado Usted hablar sobre la iniciativa de SI-A-PAZ (Sistema Internacional
de Áreas Protegidas para la Paz)?
  Si
  No
¿Dónde?
54 ¿Ha
escuchado Usted hablar sobre la iniciativa de la Reserva de Biosfera Agua y
Paz?
  Si
  No
¿Dónde?
151
55 ¿Conoce
Usted el trabajo que realiza el Proyecto de Investigación y Conservación de
la Lapa Verde
  Si
  No
56 ¿Traen
las iniciativas de conservación de los recursos naturales algunos beneficios
para la sociedad?
  Si
  No
  No sabe
CONSERVACIÓN PRIVADA
57 ¿Conserva Usted los ecosistemas naturales en alguna parte de su finca?
  No
  Un cuarto de la finca
  La mitad de la finca
  Tres cuartos de la finca
  Toda la finca
58 ¿Por
cuál(es) motivo(s) conserva Usted parte de su finca?
59 ¿Ha
escuchado Usted sobre el sistema de Pago por Servicios Ambientales?
  Si
  No
60 ¿Sabe
Usted cómo funciona el sistema de Pago por Servicios Ambientales? (evaluar
respuestas)
  Si
  No
61 ¿Sabe
Usted cuáles son los requisitos necesarios para presentar una solicitud de
Pago por Servicios Ambientales? (evaluar respuestas)
  Si
  No
62 ¿Sabe
Usted cuánto paga el gobierno por hectárea en la categoría de protección de
bosque? (evaluar respuestas)
  Si
  No
BIODIVERSIDAD
63 ¿Ha recibido Usted (antes de hoy) información sobre la lapa verde?
  Si
  No
152
¿Cuando?
64 ¿Sabe
Usted cuál es el árbol principal del cuál se alimenta la lapa verde?
  Si
  No
65 ¿Sabe
Usted cuál es el árbol principal donde anida la lapa verde?
  Si
  No
66 ¿Conoce
Usted el significado del término “especie en peligro de extinción”?
  Si
  No
67 Dé
por favor algunos ejemplos de especies en peligro de extinción que viven en los
ecosistemas naturales cercanos a su comunidad:
 
 
 
 
 
PROBLEMÁTICA AMBIENTAL
68 ¿Cual es (son) el (los) problema(s) ambiental(es) que enfrenta el área donde vive
Usted?
  Contaminación de ríos / mantos acuíferos con desechos
  Problema con la recolección de la basura / desechos sólidos
  Contaminación del aire
  Deforestación, tala de árboles
  Escasez de agua potable
  Falta de protección de la fauna silvestre; cacería de fauna
  Otros
  No sabe
69 ¿Es
importante proteger nuestros bosques?
  Si
  No
70 ¿Qué
podemos hacer, según Usted, para proteger la flora y la fauna de nuestros
ecosistemas naturales?
 
 
 
 
 
153
71 ¿Ha
escuchado Usted hablar sobre el calentamiento global y el cambio climático?
  Si
  No
  No sabe
  ¿Dónde?
72 ¿Se
siente Usted preocupado(a) por los efectos del cambio climático?
  Si
  No
  No sabe
ACTITUD
Indique por favor sus sentimientos para cada una de las siguientes afirmaciones:
(escala de apreciación, de 1 a 5, desde “muy de acuerdo” a “no de acuerdo”)
73 Estoy
a favor de la conservación de las áreas silvestres naturales, aún cuando poca
gente tiene la posibilidad de visitarlas:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
74 Las
serpientes venenosas que presentan una amenaza a las personas deben de ser
matadas:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
75 No
hay necesidad de gastar tiempo y recursos para proteger una planta o un animal
que no tiene ninguna utilidad para el ser humano:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
76 Si
tendría que escoger entre proteger un área silvestre o crear hogares para seres
humanos, escogería proteger un área silvestre:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
154
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
77 El
Gobierno debería de pasar una ley que obligue a reciclar, para que todos
tengamos la obligación de reciclar los desechos domésticos:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
78 La
industria debería de pagar por la contaminación que provoca, aunque esto
signifique un mayor costo de los bienes para los consumidores:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
79 No
tiene sentido involucrarse en asuntos ambientales, debido a que el Gobierno y la
industria tienen el poder de hacer lo que les dan las ganas:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
80 Tengo
interés en trabajar para contribuir a mejorar las condiciones del
medioambiente, aún si esto significa que tendré que dedicar de mi tiempo:
  Muy de acuerdo
  De acuerdo
  Neutral
  No muy de acuerdo
  No de acuerdo
¿Desea agregar un comentario adicional?
155
Anexo 9: Principios del Enfoque por Ecosistemas
Cuadro 30: Enunciado de los 12 principios del Enfoque por Ecosistemas
Principio
Principio 1
Principio 2
Principio 3
Principio 4
Principio 5
Principio 6
Principio 7
Principio 8
Principio 9
Principio 10
Principio 11
Principio 12
Enunciado
La elección de los objetivos de la gestión de los recursos de tierras,
hídricos y vivos debe quedar en manos de la sociedad.
La gestión debe estar descentralizada al nivel mas bajo apropiado.
Los administradores de los ecosistemas deben tener en cuenta los
efectos (reales o posibles) de sus actividades en los ecosistemas
adyacentes y en otros ecosistemas.
Dados los posibles beneficios derivados de su gestión, es necesario
comprender y gestionar el ecosistema en un contexto económico.
La conservación de la estructura y funcionamiento de los
ecosistemas debe ser un objetivo prioritario del Enfoque por
Ecosistemas.
Los ecosistemas se deben gestionar dentro de los limites de su
funcionamiento
El Enfoque por Ecosistemas debe aplicarse en las escalas
espaciales y temporales apropiadas.
Habida cuenta de las diversas escalas temporales y los efectos
retardados que caracterizan los procesos de los ecosistemas, se
debería establecer objetivos a largo plazo en la gestión de los
ecosistemas.
En la gestión debe reconocerse que el cambio es inevitable.
En el Enfoque por Ecosistemas se debe procurar el equilibrio
apropiado entre la conservaron y la utilización de la diversidad
biológica y su integración.
En el Enfoque por Ecosistemas deberían tenerse en cuenta todas
las formas de información pertinentes, incluidos los conocimientos,
las innovaciones y las practicas de las comunidades indígenas,
científicas y locales.
En el Enfoque por Ecosistemas deben intervenir todos los sectores
de la sociedad y las disciplinas pertinentes.
156