Instituto Tecnológico de Costa Rica

Universidad Nacional de Costa Rica

Universidad Nacional Estatal a Distancia

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

UNED

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A Daniela, por creer que lo que hago es importante.

A Guisselle, por Daniela.

A Bryan, por creer en mí.

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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.

IV

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 7

Paisaje funcional de conservación 7

Conectividad 8

Fragmentación 10

Cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra 13

Cultura ambiental 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

V

CAPITULO III: DINÁMICA DE PAISAJE EN EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA 25

Resumen 25

Abstract 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 50

Determinación de los factores causales de cambio de uso 50

Modelo explicativo 53

Resultados 53

Caracterización de los propietarios de la tierra 53

Causas del cambio de uso de la tierra y de cobertura de la tierra 54

Modelo de predicción 59

Discusión 60

Conclusiones 63

CAPITULO V: DISEÑO DE UN PAISAJE FUNCIONAL DE CONSERVACIÓN PARA EL CARIBE NORTE DE COSTA RICA 66

Resumen 66

Abstract 67

Introducción 68

Métodos 68

VI

Definición de las unidades de ecosistema 68

Indices de conectividad 69

Análisis de vacíos de conservación 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 134

3. Coberturas de uso del suelo por cantones 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

VII

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: Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1987 (Landsat TM) 35

Figura 4b: Clasificación de cobertura y uso de la tierra, 1998 (Landsat TM) 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: Cambios de cobertura de bosque natural, 1998-2005 41

Figura 7: Ubicación de las fincas de los propietarios entrevistados 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

Figura 10: Representatividad de las unidades de ecosistema en las áreas silvestres protegidas 75

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

VIII

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: Coberturas de uso de la tierra simplificado, 1987, 1998, 2005 36

Cuadro 5: Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1987-1998), extensión (ha) 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: Métricas de paisaje (bosque natural) 1987, 1998, 2005 39

Cuadro 9: 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 72

Cuadro 17: Indicadores específicos del Enfoque por Ecosistema 81

1

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

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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.

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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

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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.

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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.

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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

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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

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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 administrativa-políticas 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

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(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

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(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

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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).

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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).

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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

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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

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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

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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

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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 km2. 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

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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

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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

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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).

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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

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Figura 1: Diagrama de flujo del proceso metodológico general de investigación

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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 km2 (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

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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

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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

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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

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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.

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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.

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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

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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.

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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):

32

Cuadro 1: Métricas de paisaje calculadas por Patch Analyst

Abreviación Nombre en inglés Nombre en español Unidad

Métricas de área

CA Class Area área de la clase ha

TLA Total Landscape Area área total del paisaje ha

Densidad de parches y métricas de tamaño

NumP Number of Patches número de parches NA

MPS Mean Patch Size tamaño medio de parche ha

PSCoV Patch Size Coeficient of Variance

coeficiente de varianza del tamaño de parche

%

Métricas de borde

TE Total Edge longitud total del borde m

ED Edge Density densidad de borde m / ha

MPE Mean Patch Edge longitud media del borde del parche

m / fragmento

Métricas de forma

MSI Mean Shape Index media del índice de forma NA

AWMSI Area Weighted Mean Shape Index

media del índice de forma ponderado por el área

NA

MPAR Mean Perimeter-Area Ratio relación media perímetro-área NA

Métricas de diversidad

SDI Shannon’s Diversity Index índice de diversidad de Shannon NA

SEI Shannon’s Eveness Index índice de equidad de Shannon 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 1998-

33

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).

Cuadro 2: Matriz de confusión para la clasificación de uso de la tierra 2005

Ban

ano

Bosqu

e

natu

ral

Bosqu

e

secundari

o

Cuerp

o d

e

agua

Piñ

a

Agro

pecuari

o

To

tal

Banano 16 5 1 2 24

Bosque natural 88 11 7 106

Bosque secundario 11 22 8 51

Cuerpo de agua 14 1 15

Piña 2 6 8 13 29

Agropecuario 1 3 13 123 140

Total 16 103 56 14 22 154 271

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.

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Cuadro 3: Coberturas de uso de la tierra, 1987, 1998, 2005

Cobertura / uso 1987 (ha) 1998 (ha) 2005 (ha)

ha % ha % ha %

Bosque natural 317,928 39.23 293,133 35.42 278,330 34.18

Bosque secundario 109,145 13.47 69,862 8.44 81,661 10.03

Cuerpo de agua 2,170 0.27 1,401 0.17 1,541 0.19

Agropecuario 340,332 41.99 351,222 42.43 357,100 43.86

Banano 12,809 1.58 21,331 2.58 20,234 2.48

Piña 19,233 2.32 12,850 1.58

Suelo descubierto 3,457 0.43 4,830 0.58 10,384 1.28

Sin datos 24,600 3.04 66,694 8.06 52,160 6.41

Total 810,441 100.01 827,707 100.00 814,259 100.01

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.

35

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)

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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

Sin datos 24,600 3.04 66,694 8.06 52,160 6.41

Total 810,441 100.01 827,707 100.00 814,259 100.01

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

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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)

1986 1998 B

an

ano

Bosqu

e

natu

ral

Bosqu

e

secundari

o

Cuerp

o d

e

agua

Sin

dato

s

Sue

lo

descubie

rto

Agro

pecuari

o

To

tal

Banano 7,531 2,497 3,217 8 128 49 7,888 21,318

Bosque natural 140 214,243 27,730 85 9,223 182 27,690 279,293

Bosque secundario 571 19,557 18,400 57 2,582 170 28,417 69,754

Cuerpo de agua 1 254 146 254 53 183 486 1,377

Piña 137 6,682 3,282 27 299 128 8,700 19,255

Sin datos 110 39,196 5,421 1,344 2,783 549 17,211 66,614

Suelo descubierto 97 397 479 110 71 1,086 2,598 4,838

Agropecuario 4,231 35,007 50,555 284 9,470 1,114 256,646 357,307

Total 12,818 317,833 109,230 2,169 24,609 3,461 349,636

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).

Cuadro 6: Cambio de cobertura y uso de la tierra por clase (1998-2005), extensión (ha)

1998 2005 B

an

ano

Bosqu

e

natu

ral

Bosqu

e

secundari

o

Cuerp

o d

e

agua

Piñ

a

Sin

dato

s

Sue

lo

descubie

rto

Agro

pecuari

o

To

tal

Banano 13,339 1,244 1,215 6 488 969 19 2,941 20,221

Bosque natural 1041 200,254 15,956 463 5,042 30,702 554 24,178 278,190

Bosque secundario 1881 18,038 21,383 10 1,266 3,510 247 35,328 81,663

Cuerpo de agua 13 241 63 355 62 461 119 226 1,540

Piña 1,030 1,391 1,036 1 1,941 492 390 6,572 12,853

Sin datos 184 9,897 1,827 130 1,775 15,025 817 22,486 52,141

Suelo descubierto 118 1,874 493 85 418 1,552 648 5,198 10,386

Agropecuario 3,712 46,354 27,781 327 8,263 13,903 2,044 260,378 362,762

Total 21,318 279,293 69,754 1,377 19,255 66,614 4,838 357,307

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

38

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)

Métrica Año

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 parche (PSCoV)

4,196.10 3,902.20 3,349.18

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 (MPE)

2,615.71 1,964.07 2,376.15

Media del índice de forma (MSI) 1.41 1.39 1.46

Media del índice de forma ponderado por el área (AWMSI)

18.58 14.08 14.76

Relación media perímetro-área (MPAR)

397.40 679.21 1,301.86

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,

39

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 de parche (PSCoV)

2,547.69 2,254.84 2,357.95

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 parche (MPE)

3,204.18 2,671.67 2,754.03

Media del índice de forma (MSI) 1.46 1.43 1.45

Media del índice de forma ponderado por el área (AWMSI)

14.08 9.68 10.92

Relación media perímetro-área (MPAR)

795.15 728.30 810.33

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

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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)

1987-1998 1998-2005 Deforestación Regeneración Sin cambio Deforestación Regeneración Sin cambio

Suma 58,476.17 63,897.64 185,959.39 65,995.99 47,302.26 183,860.34

No polígonos 1627 2003 1625 2004 1970 1932

Tamaño promedio

35.94 31.90 114.44 32.93 24.01 95.17

Tamaño máximo 18,217.15 12,066.319 78,703.144 20,987.754 8,963.17 55,095.67

Tamaño mínimo 0.005 0.005 0.005 0.001 0.011 0.011

Desviación estándar

497.33 375.69 2,121.20 522.77 252.34 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).

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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

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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

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“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

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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).

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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.

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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

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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

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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, socio-económicas 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

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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

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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

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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).

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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 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)

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 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

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 institucionales

Políticas formales (desarrollo económico, créditos, incentivos)

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.

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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%

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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).

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Cuadro 11: Frecuencia de grupos generales de causas directas del cambio de cobertura de la tierra

Todos (N=32)

San Carlos (N=17)

Sarapiquí (N=8)

Pococi (N=7)

abs rel % abs rel % abs rel % abs rel %

Causalidad unifactorial

Infraestructura 1 3 1 6 0 0 0 0

Agricultura 1 3 1 6 0 0 0 0

Causalidad de 2 factores

Infraestructura- Agricultura 7 22 3 18 1 13 3 43

Infraestructura-Madera 2 6 1 6 1 13 0 0

Agricultura-Madera 2 6 0 0 2 25 0 0

Madera-Otros 1 3 0 0 1 13 0 0

Causalidad de 3 factores

Infraestructura-Agricultura-Madera 9 28 4 24 3 38 2 29

Infraestructura-Agricultura-Otros 1 3 1 6 0 0 0 0

Agricultura-Madera-Otros 1 3 0 0 0 0 1 14

Causalidad de 4 factores

Infraestructura-Agricultura-Madera-Otros 7 22 6 35 0 0 1 14

Total 32 99 17 101 8 99 7 100

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.

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Cuadro 12: Frecuencia de causas directas específicas del cambio de cobertura de la tierra

Todos (N=32)

San Carlos (N=17)

Sarapiquí (N=8)

Pococi (N=7)

abs rel % Abs rel % abs rel % abs rel %

Extensión de infraestructura 27 84 16 94 5 63 6 86

Transporte 9 28 7 41 1 13 1 14

Mercados 7 22 4 24 0 0 3 43

Asentamientos 21 66 13 76 5 63 3 43

Servicios públicos 6 19 4 24 2 25 0 0

Compañías públicas o privadas 1 3 1 6 0 0 0 0

Expansión agrícola 28 88 15 88 6 75 7 100

Cultivos permanentes 10 31 4 24 2 25 4 57

Cultivos de rotación 5 16 4 24 1 13 0 0

Ganadería extensiva 21 66 10 59 4 50 7 100

Colonización 17 53 11 65 2 25 4 57

Extracción de madera 22 69 11 65 7 88 4 57

Comercial 15 47 6 35 6 75 3 43

Leña 1 3 1 6 0 0 0 0

Construcción 14 44 6 35 5 63 3 43

Otros factores 10 31 7 41 1 11 2 29

Predisposición ambiental 3 9 0 0 1 13 2 29

Catalizadores biofísicos 1 3 1 6 0 0 0 0

Catalizadores sociales esporádicos 6 19 6 35 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.

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Cuadro 13: Frecuencia de grupos generales de causas indirectas del cambio de cobertura de la tierra

Todos (N=32)

San Carlos (N=17)

Sarapiquí (N=8)

Pococi (N=7)

abs rel % abs rel % abs rel % abs rel %

Causalidad unifactorial

Demográfico 1 3 0 0 1 13 0 0

Tecnológico 2 6 1 6 1 13 0 0

Político 1 3 1 6 0 0 0 0

Cultural 2 6 0 0 2 25 0 0

Causalidad de 2 factores

Demográfico- Político 1 3 1 6 0 0 0 0

Demográfico- Cultural 1 3 0 0 0 0 1 14

Tecnológico- Cultural 1 3 0 0 1 13 0 0

Político-Cultural 1 3 0 0 1 13 0 0

Causalidad de 3 factores

Demográfico-Económico-Cultural 1 3 0 0 1 13 0 0

Demográfico-Tecnológico-Cultural 2 6 1 6 0 0 1 14

Demográfico-Político-Cultural 7 22 5 29 1 13 1 14

Económico-Tecnológico-Político 1 3 1 6 0 0 0 0

Causalidad de 4 factores

Demográfico-Económico-Político-Cultural 2 6 2 12 0 0 0 0

Demográfico- Económico-Tecnol-Político 1 3 0 0 0 0 1 14

Demográfico- Tecnol-Político- Cultural 5 16 3 18 0 0 2 29

Causalidad de 5 factores

Demo- Eco-Tecno-Político-Cultural 3 9 2 12 0 0 1 14

Total 32 98 17 101 8 103 7 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

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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

Todos (N=32)

San Carlos (N=17)

Sarapiquí (N=8)

Pococi (N=7)

abs rel % abs rel % abs rel % abs rel %

Factores demográficos 24 75 14 82 3 38 7 100

Incremento natural de la población 4 13 2 12 1 13 1 14

Migración 22 69 13 76 2 25 7 100

Distribución de la población 2 6 2 12 0 0 0 0

Factores económicos 8 25 5 29 1 13 2 29

Crecimiento del mercado 5 16 3 18 0 0 2 29

Urbanización e industrialización 3 9 2 18 0 0 1 14

Variables especiales 1 3 0 0 1 13 0 0

Factores tecnológicos 15 47 8 47 2 25 5 71

Cambio agro-tecnológico 4 13 1 6 0 0 3 43

Aplicaciones en el sector maderero 12 38 8 47 2 25 2 29

Factores de producción agrícola 2 6 1 6 0 0 1 14

Factores políticos e institucionales 22 69 15 88 2 25 5 71

Políticas formales 22 69 15 88 2 25 5 71

Clima político 1 3 1 6 0 0 0 0

Derecho de la propiedad 11 34 7 41 1 13 3 43

Factores culturales 25 78 13 76 6 75 6 86

Actitud, valores y creencias 22 69 11 65 5 63 6 86

Comportamiento individual y de la familia 4 13 3 18 1 13 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

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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.

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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

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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 &

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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).

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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

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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

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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).

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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

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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

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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).

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Cuadro 15: Factores de combinación para la definición de unidades de ecosistema

Factores biofísicos Categorización Código Hectáreas

Zona de vida

Bosque húmedo Tropical bh-T 77,517

Bosque muy húmedo Tropical bmh-T 430,080

Bosque muy húmedo premontano bmh-P 181,838

Tipo de suelo

Incenptisoles Inc 256,172

Entisoles Ent 81,940

Histosoles Hist 5,910

Ultisoles Ulti 263,654

Incenptisoles-Entisoles Inc-Ent 9,924

Incenptisoles-Ultisoles Inc-Ulti 60,494

Ultisoles-Histosoles Ulti-Hist 7,653

Topografía (msnm)

< 100 0 50,070

101-200 100 534,759

201-300 200 71,044

> 300 300 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 &

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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

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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

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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)

Distribución potencial (ha)

Distribución real (ha)

No

fragmentos Representatividad

UE (%)

Hist/bmhT/0 2,588 2,486 10 96.1

Hist/bmhT/100 3,322 3,173 20 95.5

Ent/bmhT/0 39,490 35,347 203 89.5

Ulti/bmhT/200 16,363 13,766 53 84.1

Inc/bmhT/0 5,498 3,906 38 71.0

Ulti/bmhT/300 5,884 4,111 32 69.9

Ent/bmhT/100 35,315 24,022 277 68.0

Ulti/bmhT/100 107,550 73,151 378 68.0

Ulti-Hist/bmhT/100 7,653 4,412 47 57.7

Inc-Ent/bmhT/100 9,924 5,682 56 57.3

Ulti/bmhP/100 74,286 32,783 607 44.1

Inc/bmhT/100 106,825 42,965 1,083 40.2

Ent/bmhP/300 392 144 8 36.8

Inc/bmhT/300 13,848 4,878 134 35.2

Inc/bmhT/200 13,824 4,561 169 33.0

Inc-Ulti/bmhT/100 55,704 17,664 585 31.7

Ent/bmhT/300 524 155 7 29.5

Ent/bmhT/200 2,138 511 40 23.9

Ent/bmhP/100 1,516 342 43 22.5

Inc/bmhP/100 47,852 10,073 587 21.1

Ulti/bmhP/300 3,986 823 68 20.6

Ulti/bhT/100 40,416 8,185 428 20.3

Inc/bmhP/200 23,609 4,276 280 18.1

Ulti/bmhP/200 15,028 2,323 222 15.5

Inc-Ulti/bmhP/100 4,789 730 74 15.2

Inc/bmhP/300 10,048 1,122 130 11.2

Ulti/bhT/200 40 4 3 10.1

Inc/bhT/100 34,654 3,500 307 10.1

Ent/bhT/100 2,382 103 37 4.3

Ent/bmhP/200 43 1 1 1.8

Total 685,490 305,200 5,927 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

73

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,

74

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).

75

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 Inc-Ent/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).

76

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).

Representatividad de las unidades de ecosistema en las ASP

0

20

40

60

80

100

His

t / bm

hT

/ 0

His

t / bm

hT

/ 1

00

Ent / bm

hT

/ 0

Ent / bm

hT

/ 1

00

Ulti

-His

t / bm

hT

/ 1

00

Ulti

/ b

mhT

/ 2

00

Ulti

/ b

mhT

/ 1

00

Inc-E

nt / bm

hT

/ 1

00

Ulti

/ b

mhT

/ 3

00

Inc / b

mhT

/ 0

Inc / b

mhT

/ 1

00

Inc-U

lti / b

mhT

/ 1

00

Ulti

/ b

mhP

/ 1

00

Inc / b

mhT

/ 2

00

Inc / b

mhP

/ 1

00

Ulti

/ b

mhP

/ 2

00

Ulti

/ b

hT

/ 1

00

Ent / bm

hT

/ 2

00

Inc / b

hT

/ 1

00

Ent / bhT

/ 1

00

Ent / bm

hP

/ 1

00

Ent / bm

hP

/ 2

00

Ent / bm

hP

/ 3

00

Ent / bm

hT

/ 3

00

Inc / b

mhP

/ 2

00

Inc / b

mhP

/ 3

00

Inc / b

mhT

/ 3

00

Inc-U

lti / b

mhP

/ 1

00

Ulti

/ b

hT

/ 2

00

Ulti

/ b

mhP

/ 3

00

Unidades de ecosistema

Gra

do

de r

ep

resen

tati

vid

ad

% distribución potencial en ASP

% distribución real en ASP

77

PN Braulio Carrillo (4,015 ha) PN Tortuguero (30,937 ha)

RNVS Corredor Fronterizo (21,546 ha) RNVS Barra del Colorado (78,714 ha)

RNVS Maquenque (52,648 ha) ZP La Selva (2,083 ha)

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).

Braulio Carillo

Inc/bmhT/100

2%

Inc/bmhT/200

1%

Ulti/bmhT/100

28%

Ulti/bmhT/200

42%

Ulti/bmhT/300

27%

Tortuguero

sin cobertura

13%

Ent/bmhT/0

28%

Ent/bmhT/100

10%Hist/bmhT/100

6%

Inc-Ulti/bmhT/100

1%

Inc/bmhT/0

5%

Inc/bmhT/100

14%

Ulti/bmhT/100

13%

Ulti/bmhT/200

2%

Hist/bmhT/0

8%Corredor Fronterizo

sin cobertura

32%

Ent/bmhT/0

12%

Ulti/bmhT/100

28%

Ulti/bmhT/200

1%

Inc/bmhT/100

2%Ent/bmhT/100

17%

Ulti/bmhP/100

8%

Barra del Colorado

sin cobertura

33%

Ent/bmhT/0

24%

Ent/bmhT/100

17%

Hist/bmhT/100

1%

Inc-Ent/bmhT/100

5%

Inc-Ulti/bmhT/100

6%

Ulti-Hist/bmhT/100

5%Inc/bmhT/100

7%

Ulti/bmhT/100

2%

Maquenque

sin cobertura

23%

Ent/bmhT/100

1%

Inc/bmhT/100

4%

Ulti/bmhP/100

4%

Ulti/bmhT/100

57%

Ulti/bmhT/200

10%

Ulti/bmhT/300

1%

La Selva

Inc/bmhP/100

17%

Ulti/bmhP/100

14%Ulti/bmhT/100

49%

Ulti/bmhT/200

5%

Ulti/bmhT/300

5% sin cobertura

10%

78

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

79

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

80

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

81

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 Indicador Atributo

1. La elección de los objetivos de la gestión de los recursos de tierras, hídricos y vivos debe quedar en manos de la sociedad

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

Socio-político

Existencia de prácticas o amenazas no compatibles con los objetivos de gestión de los ecosistemas, de acuerdo con el tipo de actor

Socio-político

2. La gestión debe estar descentralizada al nivel mas bajo apropiado

Nivel de poder de decisión en la estructura de gestión sobre aspectos críticos del funcionamiento de los ecosistemas

Socio-político

Representatividad de la autoridad ambiental, de los gobiernos locales y sociedad civil en los grupos gestores tomadores de decisiones

Socio-político

Número y tipo de organizaciones e instituciones que influyen en la gestión del ecosistema

Socio-político

Número de proyectos ejecutados por los actores locales

Biológico-ecológico

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

Porcentaje de la población representada en los grupos de gestión

Socio-político

Monitoreo de una especie bandera o sombrilla que se traslada del ecosistema a los ecosistemas adyacentes

Biológico-ecológico

4. Dados los posibles beneficios derivados de su gestión, es necesario comprender y gestionar el ecosistema en un contexto económico

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

Socio-político

Existencia de una zonificación, un plan de ordenamiento territorial y uso de la tierra actual y potencial concertado e implementándose a diferentes escalas

Biológico-ecológico

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

Socio-político

5. La conservación de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas debe ser un objetivo prioritario del Enfoque por Ecosistemas

Atribución del Pago por Servicios Ambientales (PSA)

Biológico-ecológico

6. Los ecosistemas se deben gestionar dentro de los

Cantidad de agroinsumos utilizados Biológico-ecológico

82

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.

Socio-político

Grado de correspondencia entre zonificación del territorio de la iniciativa y el mapa de ecosistemas

Biológico-ecológico

Proporción de acciones propuestas en el plan de gestión para cada zona del territorio de la iniciativa

Biológico-ecológico

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

Niveles de alteración de los ecosistemas Biológico-ecológico

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)

Socio-político

9. En la gestión debe reconocerse que el cambio es inevitable

Cambio en la cobertura forestal en un período de cinco años

Biológico-ecológico

Cambio en el índice de desarrollo de infraestructura comunitaria

Socio-político

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

Grado de correspondencia entre la aptitud de uso de la tierra y los usos asignados en la propuesta de ordenamiento territorial

Socio-político

Cambio en las poblaciones de especies de interés para la conservación

Biológico-ecológico

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

Número y tipo de acciones implementadas por individuos, organizaciones locales o instituciones con base en el conocimiento y prácticas tradicionales

Biológico-ecológico

Número de acciones reflejadas en planes de gestión para el ecosistema basados en información científica o local consistente

Biológico-ecológico

Número de programas de educación ambiental formales e informales que incorporan conocimiento local y/o científico

Biológico-ecológico

12. En el Enfoque por Ecosistemas deben intervenir todos los sectores de la sociedad y las disciplinas pertinentes

Existencia de estructuras de coordinación multisectorial

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.

83

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

84

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

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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

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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

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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

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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

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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).

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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

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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.

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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.

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133

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 km2 (813.813,708 ha).

Figura 15: División política-administrativa (cantones) del área de estudio

134

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)

135

Figura 18: Imagen Landsat TM 2005, área de estudio (falso color compuesto)

136

Anexo 3: Coberturas de uso del suelo por cantones

Cuadro 18: Coberturas de uso del suelo por cantones, 1987, 1998, 2005

San Carlos 1986 1998 2005

NumP ha % ICP NumP ha % ICP NumP ha % ICP

agropecuario 782 209,727 62.8 10.99 985 185,534 10.22 55.29 815 165,335 49.51 10.05

banano 131 496 0.15 1.84 190 834 1.97 0.25 403 1,592 0.48 4.97

bosque natural 1896 82,673 24.76 26.65 2196 77,190 22.79 23.00 2104 72,583 21.73 25.95

bosque secundario 2853 18,993 5.69 40.1 3347 35,466 34.73 10.57 3247 35,845 10.73 40.05

cuerpo de agua 28 1,256 0.38 0.39 75 371 0.78 0.11 81 615 0.18 1.00

piña 1629 7,186 16.91 2.14 347 6,131 1.84 4.28

sin datos 1258 19,089 5.72 17.68 876 26,389 9.09 7.86 591 44,802 13.42 7.29

suelo descubierto 166 1,730 0.52 2.33 338 2,576 3.51 0.77 519 7,061 2.11 6.40

7114 333,968 100 100 9636 335,549 100 100 8107 333,968 100 100

Grecia 1986 1998 2005

NumP ha % ICP NumP ha % ICP NumP ha % ICP

agropecuario 56 16,156 63.45 9.26 126 17,056 66.64 12.52 101 14,838 58.27 12.56

banano 32 106 0.42 5.29 36 84 0.33 3.58 20 50 0.20 2.49

bosque natural 174 5,164 20.28 28.76 238 3,503 13.69 23.66 214 3,866 15.18 26.62

bosque secundario 317 3,861 15.17 52.40 287 2,363 9.23 28.53 373 4,153 16.31 46.39

cuerpo de agua 3 73 0.29 0.50 3 75 0.29 0.30 3 94 0.37 0.37

piña 185 1,270 4.96 18.39 54 2,239 8.79 6.72

sin datos 7 27 0.11 1.16 102 1,115 4.36 10.14 22 131 0.52 2.74

suelo descubierto 16 73 0.29 2.64 29 127 0.50 2.88 17 89 0.35 2.11

TOTAL 605 25,463 100 100 1006 25,597 100 100 804 25,463 100 100

Sarapiqui 1986 1998 2005

NumP ha % ICP NumP ha % ICP NumP ha % ICP

agropecuario 1053 54,264 25.33 23.26 1027 74,466 34.82 14.47 1358 86,363 39.84 21.68

banano 98 2,188 1.02 2.16 179 5,658 2.65 2.52 137 7,878 3.63 2.19

bosque natural 906 107,962 50.4 20.01 1219 96,166 44.96 17.18 1195 88,797 40.96 19.08

bosque secundario 2166 48,175 22.49 47.85 2124 18,853 8.81 29.94 2566 25,314 11.68 40.97

cuerpo de agua 93 361 0.17 2.05 98 422 0.2 1.38 162 761 0.35 2.59

piña 1406 6,134 2.87 19.82 163 2,849 1.31 2.6

sin datos 115 788 0.37 2.54 852 11,407 5.33 12.01 406 2,571 1.19 6.48

suelo descubierto 96 486 0.23 2.12 190 778 0.36 2.68 276 2,229 1.03 4.41

TOTAL 4527 214,228 100 100 7095 213,889 100 100 6263 216,765 100 100

Pococi 1986 1998 2005

NumP ha % ICP NumP ha % ICP NumP ha % ICP

agropecuario 1187 60,182 25.42 21.87 870 74,164 29.35 12.61 641 90,565 38.04 13.01

banano 413 10,017 4.23 7.61 371 14,753 5.84 5.38 212 10,712 4.5 4.3

bosque natural 958 122,127 51.58 17.65 1316 116,272 46.01 19.08 1523 113,083 47.5 30.91

bosque secundario 2253 38,114 16.1 41.51 1745 13,178 5.21 25.3 1746 16,348 6.87 35.43

cuerpo de agua 53 478 0.2 0.98 210 532 0.21 3.04 55 68 0.03 1.12

piña 1239 4,639 1.84 17.96 96 1,630 0.68 1.95

sin datos 395 4,694 1.98 7.28 849 27,829 11.01 12.31 524 4,654 1.96 10.63

suelo descubierto 168 1,167 0.49 3.1 298 1,347 0.53 4.32 131 1,002 0.42 2.66

TOTAL 5427 236,782 100 100 6898 252,719 100 100 4928 238,067 100 100

137

Figura 19: Uso del suelo, Cantón de San Carlos (1986, 1998, 2005)

Figura 20: Uso del suelo, Cantón de Grecia (1986, 1998, 2005)

Figura 21: Uso del suelo, Cantón de Sarapiquí (1986, 1998, 2005)

Uso del suelo, San Carlos (1986, 1998, 2005)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1986 1998 2005

sin datos

suelo descubierto

piña

banano

agropecuario

cuerpo de agua

bosque secundario

bosque natural

Uso del suelo, Grecia (1986, 1998, 2005)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1986 1998 2005

sin datos

suelo descubierto

piña

banano

agropecuario

cuerpo de agua

bosque secundario

bosque natural

Uso del suelo, Sarapiquí (1986, 1998, 2005)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1986 1998 2005

sin datos

suelo descubierto

piña

banano

agropecuario

cuerpo de agua

bosque secundario

bosque natural

138

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 (1987-

1998 / 1998-2005)

Categoría KIA 1987-1998 KIA 1998-2005

1987 ref 1998 ref 1998 ref 2005 ref

Banano 0.5823 0.3484 0.6213 0.6554

Bosque natural 0.6108 0.7142 0.6623 0.6654

Bosque secundario 0.1332 0.2138 0.2719 0.2306

Cuerpo de agua 0.1164 0.1834 0.2571 0.2299

Piña 0.0012 0.0940 0.1414

Sin datos 0.0009 0.0062 0.2013 0.2594

Suelo descubierto 0.1247 0.4186 0.1287 0.0597

Agropecuario 0.0046 0 0.6561 0.6436

Overall K 0.5163 0.7268

Uso del suelo, Pococi (1986, 1998, 2005)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1986 1998 2005

sin datos

suelo descubierto

piña

banano

agropecuario

cuerpo de agua

bosque secundario

bosque natural

139

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 2005

Sitio de entrenamiento

No

Pol. Ha

No

píxeles N

o

Pol. Ha

No

píxeles N

o

Pol. Ha

No

píxeles

Bosque natural 49 15,054 50,180 58 13,799 45,997 109 14,445 48,150

Bosque secundario 7 24 80 32 216 720 68 936 3,120

Cuerpo de agua 14 769 2,563 37 585 1,950 41 178 593

Agropecuario 33 3,938 13,127 37 3,960 13,200 106 4,089 13,630

Banano 18 4,223 14,077 35 3,143 10,477 68 7,872 26,240

Piña - - - 14 180 600 81 1,761 5,870

Suelo descubierto 8 281 937 4 136 453 5 10 33

Nubes 31 382 1,273 33 469 1,563 19 18,975 63,250

Sombras 32 401 1,337 28 352 1,173 25 123 410

Total 192 25,072 83,573 278 22,840 76,133 522 48,389 161,297

Cuadro 21: Cambio de cobertura y uso del suelo por clase (1987-1998),

valor porcentual

1986 1998 B

an

ano

Bosqu

e

natu

ral

Bosqu

e

secundari

o

Cuerp

o d

e

agua

Sin

dato

s

Sue

lo

descubie

rto

Agro

pecuari

o

To

tal

Banano 0.0044 0.0015 0.0019 0 0.0001 0 0.0046 0.0124

Bosque natural 0.0001 0.1248 0.0161 0 0.0054 0.0001 0.0161 0.1626

Bosque secundario 0.0003 0.0114 0.0107 0 0.0015 0.0001 0.0165 0.0406

Cuerpo de agua 0 0.0001 0.0001 0.0001 0 0.0001 0.0003 0.0008

Piña 0.0001 0.0039 0.0019 0 0.0002 0.0001 0.0051 0.0112

Sin datos 0.0001 0.0228 0.0032 0.0008 0.0016 0.0003 0.0100 0.0388

Suelo descubierto 0.0001 0.0002 0.0003 0.0001 0 0.0006 0.0015 0.0028

Agropecuario 0.0025 0.0204 0.0294 0.0002 0.0055 0.0006 0.1495 0.2081

Total 0.0075 0.1851 0.0636 0.0013 0.0143 0.0020 0.2036 1

Cuadro 22: Cambio de cobertura y uso del suelo por clase (1998-2005), valor porcentual

1998 2005 B

an

ano

Bosqu

e

natu

ral

Bosqu

e

secundari

o

Cuerp

o d

e

agua

Piñ

a

Sin

dato

s

Sue

lo

descubie

rto

Agro

pecuari

o

To

tal

Banano 0.0078 0.0007 0.0007 0 0.0003 0.0006 0 0.0017 0.0118

Bosque natural 0.0006 0.1166 0.0093 0.0003 0.0029 0.0179 0.0003 0.0141 0.1620

Bosque secundario 0.0011 0.0105 0.0125 0 0.0007 0.0020 0.0001 0.0206 0.0476

Cuerpo de agua 0 0.0001 0 0.0002 0 0.0003 0.0001 0.0001 0.0009

Piña 0.0006 0.0008 0.0006 0 0.0011 0.0003 0.0002 0.0038 0.0075

Sin datos 0.0001 0.0058 0.0011 0.0001 0.0010 0.0087 0.0005 0.0131 0.0304

Suelo descubierto 0.0001 0.0011 0.0003 0 0.0002 0.0009 0.0004 0.0030 0.0060

Agropecuario 0.0022 0.0270 0.0162 0.0002 0.0048 0.0081 0.0012 0.1516 0.2112

Total 0.0124 0.1626 0.0406 0.0008 0.0112 0.0388 0.0028 0.2081 1

140

Cuadro 23: Métricas de paisaje (a nivel de clase) 1987

Métrica Bosque natural

Bosque secundario

Cuerpo de agua

Agropecuario Banano Piña Suelo

descubierto Sin datos

CA 317,928.20 109,145.44 2169.83 340,331.68 12,808.73 NA 3,456.55 24,600.22

TLA 811,074.43 811,074.43 811,074.43 811,074.43 811,074.43 NA 811,074.43 811,074.43

NumP 4,111.00 7,462.00 149.00 2,917.00 669.00 NA 411.00 1,447.00

MPS 77.33 14.62 14.56 116.67 19.14 NA 8.41 17.00

PSCoV 2,547.69 731.92 654.45 3,592.36 930.08 NA 609.99 266.47

PSSD 1,970.28 107.05 95.30 4,191.28 178.07 NA 51.30 45.30

TE 13,172,407.21 13,148,637.86 187,221.23 14,555,178.87 807,969.07 NA 442,663.41 2,581,376.63

ED 16.24 16.21 0.23 17.94 0.99 NA 0.54 3.18

MPE 3,204.18 1,762.07 1,256.51 4,989.77 1,207.72 NA 1,077.03 1,783.95

MSI 1.46 1.40 1.31 1.43 1.25 NA 1.28 1.37

AWMSI 14.08 3.99 2.15 29.55 3.00 NA 2.07 2.00

MPAR 795.15 271.58 348.81 274.17 334.21 NA 328.80 221.49

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 293,133.39 69,862.21 1,401.44 351,222.24 21,331.27 19,232.50 4,829.86 66,741.89

TLA 827,754.84 827,754.84 827,754.84 827,754.84 827,754.84 827,754.84 827,754.84 827,754.84

NumP 4,969.00 7,503.00 386.00 3,008.00 776.00 4,459.00 855.00 2,679.00

MPS 58.99 9.31 3.63 116.76 27.48 4.31 5.64 24.91

PSCoV 2,254.84 336.29 162.84 2,836.98 740.60 271.67 357.35 1,697.40

PSSD 1,330.19 31.31 5.91 3,312.53 203.58 11.71 20.18 422.87

TE 13,275,536.01 9,685,142.89 359,724.53 15,310,547.25 1,299,482.48 3,744,668.16 786,397.52 3,923,484.73

ED 16.03 11.70 0.43 18.49 1.56 4.52 0.95 4.73

MPE 2,671.67 1,290.83 931.92 5,089.94 1,674.59 839.80 919.76 1,464.53

MSI 1.43 1.35 1.63 1.50 1.35 1.28 1.32 1.54

AWMSI 9.68 2.11 1.92 23.65 3.48 1.62 1.72 3.73

MPAR 728.30 418.31 1,091.64 897.92 570.07 445.39 571.28 1,469.09

Cuadro 25: Métricas de paisaje (a nivel de clase) 2005

Métrica Bosque natural

Bosque secundario

Cuerpo de agua

Agropecuario Banano Piña Suelo

descubierto Sin datos

CA 278,330.60 81,660.77 1,540.58 357,102.89 20,233.78 12,850.11 10,383.87 52,159.99

TLA 814,262.63 814,262.63 814,262.63 814,262.63 814,262.63 814,262.63 814,262.63 814,262.63

NumP 5,036.00 7,932.00 301.00 2,915.00 772.00 660.00 943.00 1,543.00

MPS 55.26 10.29 5.11 122.50 26.20 19.46 11.01 33.80

PSCoV 2,357.95 304.07 364.08 2,514.95 770.92 404.31 296.89 1,993.09

PSSD 1,303.20 31.30 18.63 3,080.94 202.05 78.71 32.69 673.75

TE 13,869,344.54 11,198,403.64 253,239.45 16,205,357.56 1,203,832.37 1,094,644.39 1,292,401.24 2,648,313.58

ED 17.03 13.75 0.31 19.90 1.47 1.34 1.58 3.25

MPE 2,754.03 1,411.80 841.32 5,559.29 1,559.36 1,658.55 1,370.52 1,716.34

MSI 1.45 1.38 1.32 1.57 1.31 1.41 1.43 1.80

AWMSI 10.92 2.22 1.56 23.70 2.95 2.43 2.05 4.16

MPAR 810.33 403.12 3,082.67 1,246.88 507.53 922.38 1,147.56 7,936.67

141

Cuadro 26: Perdida de bosque natural 1987-1998, 1998-2005 (ha)

Cobertura 1987-1998 1998-2005 1986-2005

Perdida Perdida Perdida

Banano 2,497 1,244 3,741

Bosque secundario 19,557 18,038 37,595

Cuerpo de agua 254 241 495

Piña 6,682 1,391 8,073

Suelo descubierto 397 1,874 2,271

Agropecuario 35,007 46,354 81,361

Total perdida (ha) 64,394 69,142 133,536

Total bosque natural 317,833 279,293

Tasa de perdida (%) 20.26 24.76 42.01

Tasa anual de perdida (%) 1.84 3.54 2.33

Cuadro 27: Perdida de bosque secundario 1987-1998, 1998-2005 (ha)

Cobertura 1987-1998 1998-2005 1986-2005

Perdida Perdida Perdida

Banano 3,217 1,215 4,432

Bosque secundario -27,730 -15,956 -43,686

Cuerpo de agua 146 63 209

Piña 3,282 1,036 4,318

Suelo descubierto 479 493 972

Agropecuario 50,555 27,781 78,336

Total perdida (ha) 29,949 14,632 44,581

Total bosque secundario 109,230 69,754

Tasa de perdida total (%) 27.42 20.98 40.81

Tasa anual de perdida (%) 2.49 3.00 2.27

142

Anexo 5: Areas críticas para la conectividad estructural

Cuadro 28: Caracterización de las áreas críticas de conectividad

No Nombre Cantón Coordenadas Lambert Norte

Nodo de conectividad

1 Río Tico-Moravia San Carlos 497500/305500 Jardín - Coopevega

2 Recreo-San Carlos San Carlos 515800/302800 Maquenque – Río San Carlos

3 Santa Rita San Carlos 515100/296 300 Maquenque – Río San Carlos 4 Boca Tapada San Carlos 509300/293200 Maquenque – Río San Carlos 5 Mollejón Sarapiquí 524800/285300 Maquenque – Braulio Carrillo

6 Sardinal Sarapiquí 527000/276900 Maquenque – Braulio Carrillo 7 Chilamate Sarapiquí 529800/267600 Maquenque – Braulio Carrillo 8 Golfito Sarapiquí 531900/290300 Maquenque – Braulio Carrillo

9 Arbolitos Sarapiquí 535500/292200 Maquenque – Barra Colorado

10 Unión del Toro Sarapiquí 536400/293700 Maquenque – Barra Colorado 11 Trinidad 1 Sarapiquí 539100/297600 Maquenque – Barra Colorado 12 Trinidad 2 Sarapiquí 541900/296800 Maquenque – Barra Colorado 13 Ruta Este Superior Sarapiquí 562200/298800 Maquenque – Barra Colorado 14 Ruta Este Mediana 1 Sarapiquí 543600/293400 Maquenque – Barra Colorado 15 Ruta Este Mediana 2 Sarapiquí 547400/293000 Maquenque – Barra Colorado 16 Ruta Este Inferior 1 Sarapiquí 539400/289500 Maquenque – Barra Colorado 17 Ruta Este Inferior 2 Sarapiquí 547400/283900 Maquenque – Barra Colorado 18 Ruta Este Inferior 3 Sarapiquí 549700/281500 Maquenque – Barra Colorado

143

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:

144

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. La diversidad es influenciada por dos componentes, la riqueza (número de clase de parches presentes) y la equidad (distribución de área entre diferentes clases de parche). Se refiere a riqueza y equidad como a los componentes de composición y de estructura de la diversidad:

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.

145

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 Cantón Hoja topográfica IGN

Almendros San Carlos Tres Amigos

Boca San Carlos San Carlos Cutris

Boca Tapada San Carlos Cutris

Canacas San Carlos Cutris

Carmen San Carlos Infiernito

Cascada San Carlos Infiernito

Crucitas San Carlos Pocosol

El Jardín San Carlos Cutris

El Recreo San Carlos Cutris

Jardín San Carlos Infiernito

Jocote San Carlos Pocosol

Ojochito San Carlos Tres Amigos

San Antonio San Carlos Cutris

Santa Rita San Carlos Cutris

Tiricias San Carlos Pocosol

Vuelta Ruedas San Carlos Tres Amigos

Arbolitos Sarapiquí Chaparron

Boca Ceiba Sarapiquí Trinidad

Boca Sardinal Sarapiquí Chaparron

Bun Sarapiquí Trinidad

Caño Tambor Sarapiquí Trinidad

Hacienda Tierra Buena Sarapiquí Chaparron

Isla Mendoza (Copalchi) Sarapiquí Trinidad

Jormo Sarapiquí Chaparron

La Tigra Sarapiquí Río Cuarto

Magsasay (Colonia Penal) Sarapiquí Río Cuarto

Palo Seco Sarapiquí Cutris

Remolinito Sarapiquí Cutris

Tambor Sarapiquí Cutris

Tigra Sarapiquí Trinidad

Tirimbina Sarapiquí Río Cuarto

Trinidad (Boca De Sarapiquí) Sarapiquí Trinidad

Unión Del Toro Sarapiquí Cutris

Aragón Pococi Punta Castilla

Barra Del Colorado Pococi Colorado

Buenavista Pococi Colorado

Canta Gallo Pococi Agua Fría

La Encina (Tapezco) Pococi Río Sucio

Lomas Azules Pococi Agua Fría

San Gerardo Pococi Guacimo

Tortuguero Pococi Tortuguero

Zacatales Pococi Agua Fría

146

Anexo 8: Encuesta a los propietarios de tierra

DATOS DE LA ENCUESTA Lugar de la encuesta: 1 Comunidad:

2 Cantón: San Carlos

Sarapiquí

Pococi

Otro: 3 Coordenadas:

4 Fecha de la encuesta: 5 Duración de la encuesta: Encuestador: DATOS PERSONALES (persona sometida a la encuesta) Nombre: 6 Edad: Contacto (tel / fax / correo):

7 Sexo: Masculino

Femenino

8 Grado de escolaridad: Primaria

Secundaria

Universidad 9 Ocupación profesional: Tamaño del hogar: 10 No mayores de edad: 12 Total: 11 No menores de edad: 13 Ingreso mensual del hogar (¢): INFORMACIÓN SOBRE LA PROPIEDAD 14 Tamaño de la propiedad (ha): Ubicación de la propiedad: 15 Comunidad:

16 Cantón: San Carlos

Sarapiquí

147

Pococi 17 Coordenadas:

18 Centro poblado más cercano a la propiedad: 19 Año 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 la propiedad ecosistemas naturales? Si

No

No sabe 22 Año de adquisición de la propiedad:

23 Modalidad de adquisición de la propiedad: Compra

Herencia

Donación del Estado:

Arrendamiento

Otro: 24 Categoría 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

25 ¿Vive Usted en esta propiedad? Si, todo el tiempo

Solo vengo a cuidarla

No

26 ¿Tiene Usted un cuidador? Si

No ¿Donde vivía Usted antes?: 27 Comunidad:

28 Cantón: San Carlos

Sarapiquí

Pococi

Otro:

148

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

149

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)

150

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

151

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?

152

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

153

¿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?

154

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

155

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?

156

Anexo 9: Principios del Enfoque por Ecosistemas

Cuadro 30: Enunciado de los 12 principios del Enfoque por Ecosistemas

Principio Enunciado

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.

Principio 2 La gestión debe estar descentralizada al nivel mas bajo apropiado.

Principio 3 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.

Principio 4 Dados los posibles beneficios derivados de su gestión, es necesario comprender y gestionar el ecosistema en un contexto económico.

Principio 5 La conservación de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas debe ser un objetivo prioritario del Enfoque por Ecosistemas.

Principio 6 Los ecosistemas se deben gestionar dentro de los limites de su funcionamiento

Principio 7 El Enfoque por Ecosistemas debe aplicarse en las escalas espaciales y temporales apropiadas.

Principio 8

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.

Principio 9 En la gestión debe reconocerse que el cambio es inevitable.

Principio 10 En el Enfoque por Ecosistemas se debe procurar el equilibrio apropiado entre la conservaron y la utilización de la diversidad biológica y su integración.

Principio 11

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.

Principio 12 En el Enfoque por Ecosistemas deben intervenir todos los sectores de la sociedad y las disciplinas pertinentes.