INTRODUCCIÓN

Recientemente, se tiene especial interés en el estudio de la fragmentación del paisaje, lo cual trae alteraciones en los patrones del paisaje, que impactan de forma directa los procesos ecológicos de la biodiversidad (^{Santos y Tellería 2006}) y la funcionalidad del ecosistema (^{Saura et al. 2011}). Al respecto ^{Dirzo et al. (2009)}, mencionan que el paisaje del Área Natural Protegida (ANPs), Reserva de la Biosfera Los Tuxtlas (RBLT) se encuentra fragmentado, debido a las grandes extensiones de tierras con vocación ganadera de tipo extensivo, provocando la pérdida de más del 85% del paisaje natural. Por lo que la zonificación de los recursos naturales, su ubicación, cobertura, actividades humanas y su distribución dentro del ANP, son aspectos necesarios a considerar en la elaboración y seguimiento del programa de manejo (^{CONANP-SEMARNAT, 2006}). Los estudios de ecología del paisaje con perspectiva científica transdisciplinaria, intentan comprender y resolver estos retos ambientales contemporáneos de la conservación del patrimonio natural y cultural (^{Tischendorf 2001}); mediante la aplicación de SIG, como herramienta para la gestión de recursos naturales (^{Pascual-Hortal y Saura 2006}). En este sentido, evaluar la conectividad del paisaje se vuelve imprescindible en regiones como Los Tuxtlas (^{Guevara et al. 2004}), dado que afecta a diversos grupos taxonómicos, incluyendo los anfibios debido al incremento del área urbana, la densidad de caminos, y la expansión de la frontera agrícola (^{Compoton et al. 2007}).

Las ANPs a nivel mundial, constituyen esfuerzos de conservación de ecosistemas, hábitats y especies (^{Guisan y Zimmermann 2000}). Al respecto ^{Aguilar et al. (2014)}, mencionan que las ANPs son vulnerables a los cambios en la estructura del paisaje; por lo que su evaluación debe ser integral. También se requiere evaluar las Unidades de Manejo para la Conservación de la Vida Silvestre (UMAs), ubicadas al interior de las ANPs, ya que son una opción viable para fortalecer la conservación y reducir el impacto de las diferentes actividades productivas (^{CONABIO 2012}). La conservación de ecosistemas en las ANPs, está sustentada en hechos históricos como la conservación de bosques nacionales de Norteamérica y el manejo de los recursos naturales por las culturas mesoamericanas. Al respecto ^{Toledo (2005)}, resalta los resultados positivos de esta estrategia, mientras que ^{Halffter (2011)} pone en duda su efectividad en la protección de los recursos naturales.

La evaluación de la conectividad del paisaje, contextualizada desde la perspectiva funcional, aporta información sobre su estructura y composición (^{Theobald 2006}). En este sentido, conocer la conectividad de los parches de hábitat, permite el desarrollo de estrategias puntuales para el manejo y conservación de los recursos naturales (^{Tischendorf y Fahrig 2000}). Se han propuesto modelos para entender cómo la conectividad de los parches de hábitat son importantes para el movimiento de genes, individuos, poblaciones y especies en escala temporal y espacial. Usualmente, estos modelos caracterizan múltiples conexiones del paisaje en una red de hábitat, su topología, resistencia a la perturbación y la tasa de desplazamiento conocida; los cuales generan un marco de referencia teórico-gráfico sobre las propiedades regionales (^{Minor y Urban 2008}). Por lo anterior, el objetivo del trabajo fue analizar la configuración del paisaje de la RBLT en tres periodos de tiempo: 1995, 2006 y 2016, mediante índices de agregación, división, número de fragmentos, proporción de cobertura, uso de suelo e índice de agregación para conocer el comportamiento y grado de impacto de la fragmentación del ANP.

MATERIALES Y MÉTODOS

Análisis de imágenes digitales

Para evaluar la estructura del paisaje del área que comprende la RBLT, se usaron imágenes satelitales multi-temporales de 1995, 2006 y 2016 (Figura 1) tipo LANDSAT TM/ETM, correspondiente al polígono WRS2: path 22 row 47; las cuales se descargaron de la base de datos de Geological Survey (USGS), incluyendo las bandas visibles e infrarrojas. Se usó el programa AMBAS_V1, para corregirlas atmosféricamente, lo que permitió el desplazamiento de los histogramas de las bandas de las imágenes y eliminar el efecto producido por la radiación difusa de la atmósfera, para convertir las imágenes en unidades comparables (^{Aguirre-Gutiérrez et al. 2012}). Este pretratamiento fue esencial para establecer la vinculación entre los polígonos y los fenómenos biofísicos (^{Coppin et al. 2004}). La detección y clasificación de imágenes individuales en una serie temporal se realizó mediante la caracterización de puntos de control para la corrección geométrica absoluta, con el objetivo de minimizar los efectos atmosféricos y obtener una serie de imágenes similares de respuesta espectral (^{Singh et al. 2015}).

Figura 1 Imágenes LANDSAT TM / ETM de a) 1995, b) 2006 y c) 2016, usadas en el análisis de fragmentación del paisaje de la RBLT. 

Después de la corrección atmosférica aplicada de acuerdo con los criterios de ^{Butt et al (2015)}, se cargaron las coordenadas y los polígonos tomados en terreno de la RBLT; cada unidad de paisaje, se clasificó por tipo de cobertura y uso de suelo. Cuando se tuvieron dudas de la clasificación, se corroboró y corrigió en campo; luego se aplicó el método de clasificación supervisada con estrategias basadas en información espectral y auxiliar (^{Moyota et al. 2016}), para obtener tres imágenes clasificadas. Las categorías de cobertura fueron reconocidas y fusionadas en capas combinadas, las cuales se utilizaron para detectar cambios en la configuración del paisaje.

Luego se digitalizaron tres mapas a escala 1: 50 000, en los que se precargó el área de estudio y 200 puntos sobre los asentamientos de dicha área, con datos de la Asociación Regional de Sivilcultores Los Tuxtlas. Adicionalmente se realizó la corrección absoluta completa, convirtiendo la reflectancia en reluctancia superficial, bajo el supuesto de condiciones sin nubes, con la ecuación:

ρ=πLsat-LpTυE0*cosθ*Tz+Edown

Donde: ρ: reflectancia de superficie estimada, L _p : radiación de trayectoria (WM-2 sr-1 1), T_v: transmitancia atmosférica del objetivo hacia el sensor; T_z: transmitancia atmosférica en la dirección de iluminación y E _down : irradiación difusa (WM-2 mu m¹).

Con el software ArcMap 10.2, se clasificaron los tipos de cobertura y usos de suelo de cada imagen, con pixeles de 5 x 5. También se realizaron recorridos de inspección visual en 19 puntos de campo como control (9.5%); estos predios están registrados ante la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) como Unidades de Manejo para la Conservación de la Vida Silvestre (UMA, Tabla 1), ubicadas dentro del polígono de la RBLT. En la inspección visual se realizaron recorridos de geolocalización, durante el 2016, para verificar que la cobertura clasificada por el software fuese la misma que se tiene en campo. El análisis de supervisión se realizó con la finalidad de rectificar la coincidencia de la clasificación realizada por el software y lo que se tiene en campo, para evitar sesgos (Figura 2).

Tabla 1 Unidades de Manejo para la Conservación de la Vida Silvestre (UMA) usadas como puntos de control para el análisis de la fragmentación del paisaje de la RBLT. 

Figura 2 Sitios de verificación en campo, para la rectificación de la cobertura realizada por el software ArcMap 10.2. 

La clasificación de los tipos de cobertura obtenida fue: cuerpos de agua, manglar, selva y bosque mesófilo de montaña (BMM), acahual (vegetación secundaria con diferentes tipos de madurez) y uso agropecuario. La selva y el BMM (selva/BMM) se agrupó como una misma clasificación, de acuerdo con ^{Castillo-Campos y Laborde (2004)}, quienes indican que estos tipos de vegetación son los más conservados (^{Acebey et al. 2017}). Con las combinaciones de las bandas 5, 4 y 2, se clasificaron las zonas de agricultura y cuerpos de agua.

RESULTADOS

En la validación de los 200 puntos, entre los generados por el software ENVI y la Carta del INEGI, se obtuvo un 89.5% de clasificación acertada para el año 1995; en la validación el mayor porcentaje de confusión fue un 85% en la cobertura agropecuaria y un 14% en selva/BMM. Para el 2006, se obtuvo un 91.5% de exactitud, con mayor equivocación en la selva/BMM y agropecuario con 35% de confusión, y para el acahual 30% de confusión. Para el 2016, se tuvo una validación del 92.5%, con 46.1%, 30% y 23.9% de confusión para la cobertura agropecuaria, selva/BMM y acahual, respectivamente (Figura 3). Se observaron variaciones en la superficie de los tipos de cobertura caracterizados; con aumento de superficie de la selva/BMM (6%) y manglar (24%), mientras que la superficie agropecuaria (10%), acahual (37.8%) y de cuerpos de agua (10%) disminuyeron en superficie (Tabla 2).

Figura 3 Clasificación de coberturas y usos de suelos de 1995, 2006 y 2016. 

Tabla 2 Índices por tipos de cobertura y uso de suelo de la RBLT, Veracruz para: 1995, 2006 y 2016. 

CA: Área por tipo de cobertura, PLAND: Porcentaje de tipo de cobertura, NP: Número de parches, PD: Densidad por tipo de cobertura, LPI: Porcentaje del parche más grande, DIV: probabilidad de que dos pixeles seleccionados aleatoriamente en el paisaje no estén situados en el mismo parche, AI: índice de agregación.

De 1995-2006, se tuvo pérdida de 4 533.76 ha de selva/BMM, lo que representa un 3% del territorio de la RBLT. A pesar de esto, de 2006-2016 hubo un incremento de 6 936.73 ha (4.5%) del territorio de la RBLT. En este sentido, de 1995-2016 se recuperaron 2 402.97 ha de selva (1.55%) del polígono de la RBLT. Mientras que de 1995-2006 se perdieron 14 881.98 ha de acahual, que representan el 10.7% de la RBLT, pero en el periodo del 2006-2016 se recuperaron 4 167.8 ha (2.7%) de la superficie de la RBLT. El paisaje agropecuario de 1995-2006, aumentó a 19 840.9 ha (12.95% de la RBLT), pero del periodo 2006-2016 disminuyó a 11 120.22 ha (7.21%) del total de la RBLT. De 1995-2006, el manglar incrementó 17 ha (0.01%), mientras que del periodo 2006-2016 el incremento fue de 106.29 ha, lo que corresponde al 0.06% del polígono de la RBLT, mientras que de 1995-2016 el incremento fue del 24.35%.

El uso de suelo agropecuario fue el parche más grande, que predominó de 1995-2006, con un 23% de superficie; en el 2016 ocupó el 53% del total del paisaje de la RBLT, seguido por la selva/BMM (16%), acahual (0.9%) y manglar (0.2%) (Figura 3), mientras que de 2006 a 2016 la cobertura agropecuaria disminuyó en un 12%, mientras que la selva/BMM mostró un incremento del 1 y 3% en los periodos de 1995 a 2006 y de 2006 a 2016, respectivamente. Los parches de acahual presentaron la densidad más alta pero con baja abundancia, seguido por la selva/BMM como la segunda cobertura con baja densidad y alta abundancia. Para el uso agropecuario, se muestra un parche agrupado y sin fragmentación, con un mínimo cambio observado (0.98); que fue el manglar que se ha recuperado y agregado, con menor fragmentación pero con baja densidad (Tabla 3).

Tabla 3 Índices de fragmentación del paisaje de la RBLT, Veracruz. 

LPI: Porcentaje de Parche, PD: Densidad del tipo de cobertura, AI: Índice de Agregación; NP: Número de parche.

Según el IA, todas las coberturas parecen tener un nivel de agregación alto, con valor máximo de 96 y mínimo de 71, lo cual significa que los fragmentos de todas las coberturas están físicamente conectados y compactos. Sólo hubo cambios significativos en el IA para los periodos analizados, con incrementos mínimos para la selva/BMM y el manglar (Tabla 3). El acahual es el tipo de cobertura vegetal más fragmentado con un total de 6 242 parches en 2016, a pesar de la disminución con respecto al año 1995 (6 315 parches). Por otra parte, el número de parches para la selva/BMM en el periodo de 1995 a 2006 disminuyó en un 33%, mientras que de 2006 a 2016 aumentó en un 26%. La fragmentación de 2006 a 2016 es menor, pero también se observa que hay una recuperación en superficie de este ecosistema en forma de parches agregados. En la cobertura agropecuaria la fragmentación es menor, a pesar de que existe una mayor superficie de área de este tipo de paisaje. La fragmentación del manglar disminuyó progresivamente de 1995 a 2016 (Tabla 3).

DISCUSIÓN

La rectificación de la cobertura realizada por el software y la verificación en campo, fue importante para disminuir los sesgos en el análisis del paisaje de la RBLT, debido a que la validación da soporte a la clasificación e interpretación de cada cobertura caracterizada (^{Alvarado-Quiroa y Araya-Rodríguez 2014}). El paisaje de la RBLT presenta una heterogeneidad espacial, compuesta por un mosaico de diferentes fragmentos entre los que destacan la selva/BMM, manglar, acahual, uso agropecuario y cuerpos de agua. La RBLT representa un paisaje con matriz preponderantemente agropecuaria con parches de acahual y selva/BMM, los cuales se encuentran agregados y creciendo de forma uniforme y continúa. Las características del paisaje de la RBLT son el resultado de modificaciones producidas por la actividad antrópica, como lo indica ^{Paré y Gracia (2005)}, ya que el área de estudio presenta una clara dominancia por el uso de suelo agropecuario, que ocupa el 60% del total del paisaje, mientras que la vegetación selva/BMM constituye el 27.24%, el acahual 11.34%, el manglar 0.40% y los cuerpos de agua un 0.69%.

Los estudios indican que si un paisaje presenta entre el 10 y 60% de retención de hábitat natural, se puede clasificar como paisaje fragmentado, donde las coberturas naturales han sido reemplazadas por coberturas agrícolas y plantaciones forestales (^{Hobbs y McIntyre 1999}, ^{Sastre et al. 2002}). El área de estudio en su mayoría es agropecuaria, por lo que la primera acción de conservación es incrementar la superficie de la vegetación natural y de manera trianual, aumentar gradualmente un 5% de su superficie, hasta lograr cubrir más del 60% de cobertura vegetal original, así como disminuir la presión antrópica establecida a los alrededores de las zonas núcleo de la RBLT (^{Da Ponte et al. 2017}).

En paisajes fragmentados, los gradientes de modificación son más cortos y más nítidos, afectando la dispersión de la biodiversidad (^{Mohd-Taib et al. 2016}). En el área de estudio, se tienen parches cortos y nítidos, debido a que la cobertura agropecuaria y la selva/BMM está acoplada en casi un fragmento entero, lo que debe estar afectando la distribución de primates, como ocurre en regiones de Bolivia (^{Mercado y Wallace 2010}). Los parches de la estructura del paisaje, están bien definidos, pero el acahual se encuentra fragmentado en 6 242 parches, y por ende su agregación es baja (79.5%). Lo anterior, se debe a que a mayor densidad se tiene menor conectividad (^{Jaeger 2000}). Estudios similares han determinado que la transformación de la vegetación por cambio de uso de suelo, se relaciona con proyectos de colonización humana (^{García et al. 2001}). Al respecto, en la RBLT los procesos de colonización humana datan desde 1920 y las actividades agropecuarias desde inicios del siglo 20, lo que trae como resultado los procesos de fragmentación de la cobertura original. Los cambios del paisaje de la RBLT presentan una pérdida en la superficie de cuerpos de agua, y en el caso de la vegetación selva/BMM de Los Tuxtlas, estos se encuentran rodeados de una matriz de ocupación de áreas de pastizal y de grandes extensiones de potreros. Ésta característica de pérdida del hábitat se ha reportado en otras regiones del México, como en la Reserva de la Biosfera Pantanos de Centla, Tabasco, donde se encontró que los fragmentos de selva tienen superficies mayores, resultado del cambio de uso de suelo y conservación de las comunidades biológicas (^{Guerra y Ochoa 2006}). Mientras que en el Área Natural Protegida Los Petenes, las islas de vegetación, constituyen un hábitat naturalmente fragmentado, con gran diversidad en tamaño, forma, grado de aislamiento y tipo de matriz (^{Mas y Correa 2000}). En este sentido, la fragmentación de la RBLT presentó un arreglo espacial alométrico, sin marca de un patrón de dimensiones homogéneas, debido a la amplia variedad de tamaño en las unidades del paisaje, lo que genera extensas áreas con un mosaico de diferentes tipos de cobertura y superficies reducidas. En otros estudios se ha encontrado que el paisaje es moldeado por regímenes de perturbación antrópica, los cuales generan un paisaje homogéneo al interior de la vegetación nativa (^{Montenegro y Triana, 2003}). Para la RBLT, el análisis espacial muestra que el proceso de deforestación no es aleatorio, ya que los mayores cambios en la complejidad de la matriz de los fragmentos ocurrió en 1995, lo cual se atribuye a las actividades antropogénicas sobre el borde de la vegetación nativa o la influencia negativa de la matriz que los rodea.

Los estudios desde la perspectiva de paisaje, son complejos y ayudan a entender problemáticas ambientales, pero se requiere involucrar a la sociedad para obtener respuestas y generar soluciones viables a largo plazo (^{Theobald 2006}, ^{Minor y Urban 2008}). Las características del paisaje de la RBLT, representa una posibilidad para desarrollar alternativas de conservación, restauración ecológica y gestión del plan de manejo de esta ANP (^{CONANP-SEMARNAT 2006}). Como estrategia importante de manejo se encuentra la solución de los conflictos de uso, relacionados con la fragmentación de reservas forestales protegidas, para disminuir la presión que la matriz ejerce sobre el ecosistema natural de Los Tuxtlas (^{De Groot 2006}).

CONCLUSIONES

El paisaje de la RBLT presenta un estado de fragmentación, con más del 50% de modificación de la superficie del paisaje original, provocado principalmente por las actividades agropecuarias y agrícolas, tala inmoderada y derrumbe de la selva/BMM para otros usos de suelo. La cobertura selva/BMM aumentó en superficie a medida que disminuyó el uso de suelo con fines agropecuarios. Los acahuales son los fragmentos con prioridad de manejo para su conservación a largo plazo; mientras que la selva/BMM y Manglar son los principales tipos de vegetación que se deben seguir protegiendo. Los resultados sugieren que se requiere realizar un manejo sustentable de la matriz del paisaje, para mitigar el impacto de las actividades socioeconómicas sobre el hábitat natural.