Monitoreo de los patrones de deforestación en el corredor biológico Mesoamericano, México.

José Reyes Díaz-Gallegos, Jean-François Mas y Alejandro Velázquez Montes.

José Reyes Díaz-Gallegos. Estudiante de Doctorado en Geografía, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). Dirección: Centro de Investigación en Geografía Ambiental, UNAM, Antigua Carretera a Pátzcuaro Nº 8701, CP 58190, Morelia Michoacán, México. e-mail: jreyesdi@gmail.com

Jean-François Mas. Doctor en Teledetección, Université Paul Sabatier, Toulouse, Francia. Investigador, UNAM, México. e-mail: jfmas@ciga.unam.mx

Alejandro Velázquez Montes. Doctor en Ecología del Paisaje, Universidad de Ámsterdam, Holanda. Investigador, UNAM. México. e-mail: avmontes@ciga.unam.mx

RESUMEN

Se realizó un monitoreo de la deforestación en el Corredor Biológico Mesoamericano, porción mexicana (CBM-M), a través de la comparación de las bases cartográficas de uso y cobertura del suelo elaborados por el INEGI y el Inventario Forestal Nacional del 2000 hecho por el Instituto de Geografía de la UNAM, ambas en escala 1:250000. Se integró un sistema de información geográfica que permitió elaborar mapas de procesos de cambio y cuantificar tasas y matrices de cambio para esta importante región biológica. La pérdida forestal estimada en el CBM-M fue de un 1´10⁶ha en 22 años, con una tasa de deforestación de -0,7%, donde los pastizales representaron el 70% de los cambios. La conversión de bosques a pastizales se presentó en forma más acentuada en el corredor biológico Montes Azules-El Triunfo (CBM-T), afectando 14% de su superficie, mientras que en el corredor biológico Calakmul-Sian Ka’an (CBC-S) representó el 7%. La deforestación por agricultura de temporal se distribuyó en el 5% del CBM-M, no obstante este proceso de cambio fue mayor en el CBC-S (6%, 231000ha), ya que significó casi el doble de la superficie que estos cambios ocuparon en el CBM-T (4%, 126000ha). Los resultados sugieren que el CBM-T presenta severa antropización y las áreas deforestadas tienden a fusionarse, lo que pone en riesgo la conectividad de este corredor biológico.

SUMMARY

RESUMO

Realizou-se um monitoramento do desmatamento no Corredor Biológico Mesoamericano, na porção mexicana (CBM-M), a través da comparação das bases cartográficas de uso e cobertura do solo elaborados pelo INEGI e o Inventário Florestal Nacional do ano 2000 feito pelo Instituto de Geografia da UNAM, ambas na escala 1:250000. Integrou-se um sistema de informação geográfica que permitiu elaborar mapas de processos de mudança e quantificar taxas e matrizes de mudança para esta importante região biológica. A perda florestal estimada no CBM-M foi de um 1×10⁶ha em 22 anos, com uma taxa de desmatamento de -0,7%, onde as pastagens representaram 70% das mudanças. A conversão de bosques a pastagens se apresentou em forma mais acentuada no corredor biológico Montes Azules-El Triunfo (CBM-T), afetando 14% de sua superfície, enquanto que no corredor biológico Calakmul-Sian Ka’an (CBC-S) representou 7%. O desmatamento por agricultura temporária se distribuiu em 5% do CBM-M, no entanto este processo de mudança foi maior em CBC-S (6%, 231.000ha), já que significou quase o dobro da superfície que estas mudanças ocuparam no CBM-T (4%, 126000ha). Os resultados sugerem que CBM-T apresenta severa antropização e as áreas desmatadas tendem a fusionar-se, o que põe em risco a conectividade deste corredor biológico.

PALABRAS CLAVE / Bosques Tropicales / Corredor Biológico Mesoamericano / Deforestación / Procesos de Cambio / Sureste de México /

Los bosques tropicales son los ecosistemas que albergan la mayor diversidad genética de la tierra, ya que mantienen ~60% de la biodiversidad mundial (Bierregard et al., 1992; Steffen et al., 1992; Cincotta et al., 2000). Son clave en el almacenamiento de carbono (Dobson et al., 1989; Skole y Tucker, 1993), ya que capturan entre 6 y 10ton·ha^-1 al año en bosques en regeneración.

Los bosques tropicales están siendo transformados de forma drástica. En la década de los ‘80s alrededor de 15,4´10⁶ha desaparecieron (FAO, 1992), y entre 1990 y 2000 la pérdida fue de 9,3´10⁶ha, a la cual Sudamérica contribuyó con 3,7´10⁶ha y Centroamérica con 958000ha (FAO, 2002). En México la pérdida de los recursos forestales fluctúa entre 631000ha (FAO, 2002) y 500000ha por año (Mas et al., 2004). Esta acelerada reducción de la cubierta forestal, repercute en la pérdida de biodiversidad y cambios en el clima global (Schubart et al., 1984; Myers, 1989; Nobre et al., 1991; Houghton, 1994; Leemans y Zuidema, 1995; Masera, 2002), afectando el funcionamiento sistémico de la tierra (Myers, 1992; Turner et al., 1993; Lambin et al., 2001; Geist y Lambin, 2002) y reduciendo la calidad de vida de la humanidad (Skole y Tucker, 1993; Ojima et al., 1994; Lambin et al., 2001; Ezcurra, 2002).

México posee gran diversidad biológica y ecológica (Mittermeier y Goettsch, 1992; Ramamoorthy et al., 1998). Una de las regiones que más contribuye a esta megadiversidad es el sureste del país (Toledo, 1994; Toledo et al., 1995). A pesar de su ocupación humana por más de un milenio, esta importante región biológica alberga una cobertura continua de bosques tropicales poco perturbados que se extienden al Petén en Guatemala y al noreste de Belice, formando parte del Corredor Biológico Mesoamericano (CBM), establecido en los ‘90s. El CBM es considerado uno de los mayores y de más importancia biológica y ecológica en el mundo, con una extensión de ~768000km², equivalente al 0,5% de la superficie continental, estimándose que posee 10% de la biodiversidad del planeta (Miller et al., 2001).

En el CBM se distribuyen ~15000 especies de plantas vasculares, superando el número de plantas registradas en Europa, ocupa el segundo lugar en especies de anfibios y reptiles en el mundo y sustenta más especies de aves (1500) que EEUU y Canadá juntos. Además, el 12% de las especies de flora y fauna que se encuentran en el CBM son endémicas (Sader et al., 2004, Miller et al., 2001), de tal forma que se le considera un área biológica prioritaria para el intercambio genético y la viabilidad de la biodiversidad tropical de Centroamérica (Miller et al., 2001).

Por otra parte, algunos consideran que esta macroregión tropical centroamericana, está al borde de una severa crisis ambiental, debido a la continua deforestación (Myers, 1993; Villafuerte et al., 1993; Achard et al., 1998). Así mismo, no existe un estudio cartográfico específico del CBM-M que cuantifique puntual y espacialmente la disminución de los recursos forestales. Los estudios sobre deforestación han cubierto áreas específicas de esta región neotropical, reportando elevadas tasas de pérdida de bosques tropicales (Ortiz y Toledo, 1998; Cortina et al., 1999; García et al., 1999; Mendoza y Dirzo, 1999; Sohn et al., 1999; Ochoa y González, 2000; Díaz-Gallegos et al., 2001; Geoghegan et al., 2001; Mas y Puig, 2001; Turner et al., 2001; Velázquez et al., 2003). Además, en trabajos recientes se argumenta que hay zonas con manejo forestal comunitario que han logrado disminuir el proceso de deforestación en algunas áreas importantes del CBM-M (Merino y Segura, 2002; Durán et al., 2005).

Independientemente de las controversias sobre la dinámica de la cubierta forestal de la región, lo que es un hecho irrefutable es que las condiciones sociales y económicas que prevalecen en el CBM-M hacen que sobresalga como una de las zonas tropicales del mundo con una alta vulnerabilidad a la pérdida de los recursos forestales por deforestación y fragmentación de habitats (Myers, 1989; Sader et al., 1990). En este sentido, el análisis del cambio de uso del suelo ayuda a documentar la dinámica de la cobertura boscosa y contribuye a identificar las causas que desencadenan los procesos de cambio. Abundan estudios que documentan el proceso de deforestación en áreas tropicales, aunque entre los aspectos poco estudiados está la evaluación de la certidumbre de los modelos de cambio, la ponderación de los procesos dominantes y su aplicación a macroregiones, donde la huella humana se remonta en el orden de los miles de años.

Con base en lo anterior, resulta académicamente importante y socialmente necesario evaluar la magnitud, dinámica y distribución de los procesos de cambios de cobertura y uso del suelo en el CBM-M. La información generada es vital ya que este corredor biológico, y otros establecidos en zonas tropicales, cuentan con poca información confiable que sirva de base para planear un buen manejo y conservación de los recursos naturales que allí existen (Noss, 1987; Batista y Tucker, 1991; Beier, 1993).

El Corredor Biológico Mesoamericano porción Mexicana (CBM-M), está conformado principalmente por dos grandes corredores representativos de la biodiversidad del sureste de México (Figura 1). El primero es el corredor biológico Calakmul-Sian Ka´an (CBC-S), que da conectividad ecológica a las Reservas de la Biosfera Calakmul y Sian Ka’an y se distribuye con una superficie de ~4,1´10⁶ha (incluida las dos reservas) en los municipios de Solidaridad, Felipe Carrillo Puerto y Othon P. Blanco en Quintana Roo y Calakmul en Campeche. El segundo es el corredor biológico Montes Azules-El Triunfo (CBM-T), que funciona como conector ecológico entre las Reservas de la Biosfera Montes Azules, La Sepultura, Selva el Ocote y El Triunfo, entre otras, y se distribuye en su totalidad en el estado de Chiapas, con una superficie de ~3´10⁶ha, incluyendo las reservas.

Los climas que predominan en el CBM-M son variados y van desde el templado húmedo hasta el cálido seco, mientras que los recursos edáficos de esta región biológica, están representados principalmente por rendzinas y leptosoles (INEGI, 1982). Las condiciones fisiográficas, climáticas, edáficas e hídricas del CBM-M, propician que en la región se desarrollen grandes extensiones de una gran variedad de ecosistemas tropicales, entre los que sobresalen selvas altas, medianas y bajas perennifolias y subperennifolias, selvas medianas y bajas caducifolias y subcaducifolias, bosque mesófilo de montaña, bosques de pino y encino, manglares y una gran extensión de vegetación hidrófita y diversas asociaciones de vegetación secundaria.

El CBM-M es también de vital importancia ya que por esta área se desplazan, en diferentes épocas del año, una gran cantidad de mamíferos menores, ~100 especies de reptiles y >450 especies de aves migratorias y residentes que utilizan a las reservas de biosfera como zonas de alimentación, anidación y reproducción (Miller et al., 2001). Esta alta diversidad de ecosistemas y habitats origina un paisaje muy heterogéneo y complejo, que permite mantener una alta biodiversidad (Toledo, 1994).

Se utilizó la cartografía de uso del suelo y tipos de vegetación elaborada por el Instituto Nacional de Estadística Geografía e Informática (INEGI) en los ‘80s (Serie I) y la cartografía digital del Inventario Forestal Nacional 2000 (IFN-2000), elaborada por el Instituto de Geografía de la UNAM, ambas en escala 1:250000.

La cartografía Serie I fue elaborada a través de la interpretación de fotografías aéreas pancromáticas en escalas 1:75000 y 1:80000, tomadas de 1974 a 1981 y su validación se realizó con recorridos de campo. Los mapas de Serie I en formato analógico fueron digitalizados independientemente por el Instituto de Geografía de la UNAM y por el Instituto Nacional de Ecología (INE) y las dos versiones digitales comparadas y validadas (Mas et al., 2004). Esta cartografía no fue sometida a evaluación de fiabilidad; sin embargo, se utiliza intensamente en México y se le considera fiable. El mínimo cartografiable es originalmente de 0,25km², pero para este estudio se generalizó a 1km².

La cartografía digital del IFN-2000 fue elaborada mediante interpretación visual de composiciones a color de imágenes Landsat ETM+7 (bandas 4, 5, 7 "RGB"), con una resolución de 30m por píxel, tomadas entre nov 1999 y abr 2000. Para ello se actualizó la base de datos de uso del suelo y vegetación del INEGI, utilizando un mínimo cartografiable de 1km² (Velázquez et al., 2002). Esta base de datos fue sometida a varios ejercicios parciales de evaluación de fiabilidad que mostraron que posee una calidad dentro de los estándares cartográficos internacionales (Mas et al., 2002, Couturier et al., 2007).

El sistema de clasificación utilizado para el análisis de los procesos de deforestación del CBM-M es el que se adoptó en la cartografía del IFN-2000 (Tabla I). Este sistema de clasificación es jerárquico y fue elaborado a través de talleres con expertos en vegetación e interpretación de imágenes satelitales. Para su elaboración se usó como base el sistema de clasificación propuesto por el INEGI en la cartografía de Serie I, por lo que existe concordancia entre las categorías en ambos mapas (Palacio et al., 2001). Aun siendo equivalentes en escala y sistema clasificatorio, las bases de datos presentan errores de posición y atributo que generan falsos cambios al evaluar procesos de deforestación, por lo que fue necesario llevar a cabo varios procedimientos en un SIG para corregirlas espacialmente y hacerlas equivalentes y comparables para este estudio (Mas et al., 2004).

Mapeo de los procesos de deforestación

Para conocer la magnitud y la distribución espacial de los procesos de cambio del CBM-M, se realizó la sobreposición cartográfica de la Serie I y el IFN-2000 en el SIG Arc/Info 7.1. Así se generó el mapa de procesos de cambio, los cuales fueron agrupados en cinco tipos: a) permanencia natural, incluye las categorías naturales que permanecieron sin cambio entre ambos mapas; b) permanencia antrópica, corresponde a categorías antrópicas que permanecieron sin cambio en ambos mapas; c) deforestación hacia agricultura de temporal, incluye las categorías forestales que cambiaron a agricultura de temporal; d) deforestación hacia pastizales, incluye las categorías forestales que cambiaron a pastizales inducidos y cultivados, y a agricultura de riego; y e) recuperación, que corresponde a categorías que cambiaron de agricultura de temporal a alguna cobertura forestal.

El proceso de deforestación fue subdividido en deforestación a agricultura de temporal y a pastizales, dado que ambos procesos tienen repercusiones diferentes sobre la biodiversidad (Ortiz y Toledo, 1998; Mendoza y Dirzo 1999; Sohn et al., 1999; Ochoa y González, 2000) y regularmente son cartografiados y evaluados como un proceso único.

La deforestación de las selvas hacia pastizales implica su desaparición total y permanente, ya que en este proceso se sustituye la biodiversidad de las selvas por algunas especies de gramíneas y monocultivos. Por su parte, la deforestación de las selvas hacia agricultura de temporal es un proceso milenario de las culturas mesoamericanas en el que ciertas áreas de selvas son seleccionadas, taladas, quemadas y cultivadas por de 2-4 años con policultivos de subsistencia (conocido en la región como ‘milpa’) de maíz (Zea mays), frijol (Phaseolus sp.) y calabaza (Cucurbitus sp.), entre otros. Posteriormente, estas áreas se dejan de cultivar por 8-10 años, lo que permite la recuperación de la vegetación y la fertilidad del suelo, para después cultivarlas nuevamente. En los últimos años se ha documentado una disminución del periodo de descanso en algunas áreas de agricultura de temporal incluidas en el CBM-M (Pool-Novelo, 1997).

La confiabilidad de un mapa es el grado de correspondencia entre los fenómenos geográficos y sus representaciones en el mapa. La confiabilidad de mapas de cambio se evalúa a través de la comparación de la información del mapa con información de referencia de mayor detalle de las fechas que dan origen a dicho mapa (fotografías aéreas, imágenes de alta resolución y datos de campo). La confiabilidad del mapa de procesos de cambio fue evaluada para toda la macroregión del sureste mexicano, donde se encuentra el CBM-M. La evaluación fue realizada con las fotos aéreas pancromáticas escala 1:80000 usadas por el INEGI para elaborar la cartografía Serie I y las fotos aéreas digitales escala 1:10000 tomadas en el año 2000 y usadas para verificar la cartografía del IFN-2000. Se verificaron 43 pares de fotos de ambas fechas, seleccionadas a través de un muestreo aleatorio estratificado. Para cada sitio se hizo la interpretación visual de las fotos y se estimó la proporción de cada proceso de cambio.

Los datos se analizaron a través de matrices de confusión considerando dos enfoques, a) el enfoque Booleano, en que se consideró que un sitio de verificación estaba correctamente clasificado solo cuando los procesos de cambio con la mayor superficie en la foto corresponden con el proceso con mayor superficie en el mapa de cambios, y b) el enfoque de conjuntos difusos o fuzzy set, en el que los sitios de verificación que coincidieron con más de 40% de un mismo proceso tanto en el mapa de cambios como en las fotos se consideraron aceptables (Woodcock y Gopal, 2000). Debido a que el muestreo fue aleatorio estratificado, para calcular los índices de confiabilidad sin sesgo, las matrices fueron ponderadas con la proporción que ocupó cada proceso en el mapa (Card, 1982).

La cuantificación de los procesos de cambio cartografiados se realizó a través de matrices markovianas de transición y las matrices de probabilidades de cambio calculadas para el CBC-S y CBM-T. A partir de las matrices de probabilidades de transición se construyeron los modelos de flujos que muestran la dinámica entre los principales tipos de vegetación y usos del suelo en ambos corredores del CBM-M.

Para conocer las tasas de cambio, primero se calculó el año inicial de INEGI Serie I (1978 para el CBM-T y 1980 para CBC-S) a través de un análisis de la frecuencia de los años en que se tomaron las fotos aéreas de Serie I. Esto fue necesario porque las fotos aéreas que dieron origen a Serie I, fueron tomadas en distintos años. El IFN 2000 no presenta este problema ya que fue generado con imágenes del satélite Landsat ETM+7 tomadas a finales de 1999 y principios de 2000.

Se obtuvieron las superficies para cada tipo de vegetación y se calcularon las tasas de deforestación de acuerdo con la Ec. 1 de FAO (1996):

   (1)

donde dn: tasa de cambio anual (expresada en % tras multiplicar por 100), S₁: superficie forestal en Serie I, S₂: superficie forestal en IFN-2000, y t: periodo de tiempo analizado.

El cálculo de la pérdida anual promedio en superficie para cada tipo de vegetación se hizo con la Ec. 2.

  (2)

donde Pa: pérdida anual en superficie, S₁: superficie forestal en Serie I, S₂: superficie forestal en IFN-2000, y t: periodo de tiempo analizado.

Para evaluar la representatividad espacial de los procesos de cambio en el CBM-M se adaptó el índice de valor de importancia (IVI), usado en el estudio de comunidades vegetales para identificar las especies más importantes en un sitio, y que considera la frecuencia y el área basal de los individuos de cada especie (Cox, 1980). El IVI se calculó para cada proceso de cambio, reemplazando la frecuencia por la proporción de polígonos y el área basal por la superficie de cada proceso en el mapa de cambios. La bondad de este índice es que permite hacer una cuantificación de la distribución y la representatividad espacial de un proceso de cambio a través de la integración de dos de los elementos esenciales en el análisis de la estructura de un paisaje.

Por ejemplo, con base en el IVI se puede considerar que un proceso de cambio altamente frecuente (muchos polígonos pequeños o muy fragmentado) puede tener igual importancia que un proceso poco frecuente y con grandes extensiones, de forma que este indicador puede ayudar a identificar la importancia y focalización de los procesos de cambios en una región determinada. Los valores de importancia se representaron en matrices y se calcularon con las Ecs. 3, 4 y 5.

  (3)

donde IVI: índice de valor de importancia de un proceso de cambio, f: frecuencia de un proceso de cambio, y A: superficie que ocupa un proceso de cambio, siendo.

   (4)

donde f: frecuencia de un proceso de cambio, P₁: número de polígonos de un proceso de cambio, y P₂: número total de polígonos del área de estudio, y

   (5)

La distribución de los procesos de cambio cartografiados en el CBM-M se presentan en las Figuras 2 y 3, que corresponden respectivamente a los procesos de cambio en el CBM-T y el CBC-S. En ambos mapas se observa que el proceso de cambio que predomina en el periodo de análisis en todo el CBM-M es la deforestación de selvas a pastizales, registrando un incremento de 723000ha en 22 años (70% de la deforestación en CBM-M). Sin embargo, la deforestación de selvas a pastizales se presentó en forma más acentuada en CBM-T, debido a que este proceso afectó el 14% (411000ha) de su superficie, mientras que en CBC-S solo representó el 7% (311000ha). Por otro lado, la deforestación a agricultura de temporal comprendió 5% del área total de CBM-M, con un incremento de 356000ha en el mismo periodo; no obstante, este proceso fue más acentuado en CBC-S (6%, 231000ha), donde ocupó cerca del doble de la superficie que en CBM-T (4%, 126000ha).

En forma conjunta estos procesos de cambio también afectan las áreas forestales que se desarrollan en el interior de las reservas de la biosfera localizadas en el CBM-M; sin embargo, las que presentan los impactos más importantes son las biosferas de Montes Azules, Calakmul y Selva el Ocote, tendencia reportada también por otros autores (Ortiz y Toledo, 1998; Mendoza y Dirzo, 1999; Díaz-Gallegos et al., 2001; García et al., 2003).

Un aspecto a resaltar es que el proceso de deforestación a pastizales tiene impactos diferenciados en los dos corredores que conforman el CBM-M y al interior de los mismos. Por ejemplo, en CBC-S afectó sobre todo la parte centro-norte, mientras que en CBM-T los impactos más acentuados se registran desde los alrededores de la biosfera Montes Azules hasta la Selva el Ocote; en el resto de este corredor biológico, este proceso es de menor impacto, principalmente en la región del Soconusco, lo cual puede deberse a que es una de las regiones con cultivos de café (Coffea arábiga) más importante de México. Es necesario mencionar que, en esta zona, algunos sistemas agroforestales de café podrían estar considerados como cobertura forestal, ya que la cartografía utilizada no considera esta categoría.

Los resultados muestran que al interior de ambos corredores biológicos se conjugan dinámicas regionales y locales de cambios muy diferenciados, las cuales deben ser tomadas en cuenta en el proceso de planeación y ejecución de políticas de conservación para lograr una mejor conservación y uso de los recursos del CBM-M.

La pérdida global de bosques que se registró en la totalidad del CBM-M fue de 1´10⁶ha, con una tasa de deforestación de -0,7%. El CBM-T registró la mayor tasa de deforestación (-0,8%), que significó una reducción forestal de 382000ha, donde las selvas perennifolias y subperennifolias contribuyeron con 93% (315000ha). Respecto a los bosques de clima templado, el bosque mesófilo de montaña resultó el más afectado, ya que perdió 72000ha a una tasa deforestación de -1,1% anual y el bosque de latifoliadas se redujo en 11000ha (-0,3%), mientras que el bosque de pino tuvo un incremento de 25000ha, lo que indica una tendencia a la pinarización de los bosques templados del CBM-T, también reportada para los altos de Chiapas por Ochoa y Espinoza (2000).

En el CBM-T la cobertura que incrementó su superficie en forma exponencial es la de pastizales inducidos y cultivados, a una tasa de 2,7% anual (278000ha), mientras que la agricultura de temporal tan solo aumentó 98000ha. Estos cambios afectaron principalmente las selvas perennifolias y subperennfiolias y pueden estar relacionados con la ejecución de políticas gubernamentales que apoyaron la colonización y la ganadería extensiva en todo el sureste mexicano (Revel-Mouroz, 1980; Tudela, 1989; Villafuerte et al., 1993).

En el CBC-S la tasa de deforestación fue de -0,6%, que significó una reducción de las selvas de 497000ha, de las cuales las perennifolias y subperennifolias perdieron 357000ha y las caducifolias y subcaducifolias 140000ha. Así mismo, los pastizales inducidos y cultivados incrementaron 285500ha y la agricultura de temporal 198000ha.

Los bosques perennifolios y subperennifolios, las selvas caducifolias y subcaducifolias y el bosque mesó­filo de montaña registraron probabilidades de transición muy altas hacia pastizales inducidos y cultivados, aunque también registraron una transición considerable hacia agricultura de temporal en todo el CBM-M (Tablas II y III).

En particular en el CBC-S, la mayor probabilidad de transición se registró en las selvas perennifolias y subperennifolias hacia pastizales, mientras que las selvas caducifolias y subcaducifolias mostraron mayor probabilidad de transición hacia agricultura de temporal. Así también, la agricultura de riego presentó una importante transición hacia pastizales, lo cual puede deberse a que la mayoría de los planes arroceros de riego en ejidos de la zona maya están dedicados a la ganadería extensiva (Figura 4a).

Por su parte, en el CBM-T las categorías con mayores probabilidades de transición fueron las selvas perennifolias y subperennifolias, el bosque mesófilo de montaña y los bosques de coníferas y latifoliadas, hacia pastizales inducidos y cultivados; así mismo, se observa que algunas categorías registraron una ligera recuperación (Figura 4b).

En ambos corredores biológicos se observa un intercambio importante entre la agricultura de temporal y los pastizales, lo que se podría suponer como un flujo intrínseco en el proceso de conversión de los bosques y selvas a pastizales, ya que es posible que una importante porción de los pastizales del CBM-M antes fueron áreas de agricultura de temporal; no obstante, faltaron más fechas de análisis para corroborar tal patrón de cambio.

La Tabla IV muestra los valores de representatividad espacial de los procesos de cambio. El CBM-T presenta un proceso de antropización muy severo, debido a que la permanencia antrópica fue 18 veces mayor que en CBC-S, tendencia de cambios reportada para la región de la biosfera Montes Azules (Ortiz y Toledo, 1998; Mendoza y Dirzo, 1999). Por otro lado, la colonización humana de la región del CBC-S recientemente ha registrado incrementos muy elevados, principalmente en los alrededores de la biosfera Calakmul (INEGI, 1991, Erickson et al., 1999); algunos estudios reportan procesos de cambio severos al interior y en los alrededores de esta biosfera (Díaz-Gallegos et al., 2001; García et al., 2002).

Aunado a lo anterior, la deforestación de las selvas a pastizales registró a través del cálculo del IVI, una representatividad espacial cinco veces mayor en CBM-T, mientras que la deforestación a agricultura de temporal fue ligeramente más importante en CBC-S. De igual forma, la cobertura forestal con menor importancia espacial es la del CBM-T, ya que en CBC-S esta categoría resultó mucho más importante (Tabla IV). Los resultados sugieren que en el CBC-S se podría presentar una mejor conservación de las selvas tropicales y, por lo tanto, mejor conectividad. Sin embargo, para que todo el CBM-M cumpla sus funciones como corredor de la biodiversidad de Mesoamérica, es necesario que el CBM-T también presente una buena conectividad ecológica.

La comparación de la tasas de deforestación de los corredores biológicos que conforman el CBM-M con las reportadas para otras regiones tropicales en el mundo (Tabla V) muestra que, en general, los bosques tropicales se encuentran en una situación crítica debido a las amenazas antrópicas. Particularmente, en el Petén en Guatemala y Belice se están registrando rápidos procesos de deforestación, junto a los de Indonesia, Malasia, la Amazonía brasileña y el CBM-T, lo cual significa una amenaza con serias repercusiones sobre la biodiversidad tropical mundial, principalmente la de Centroamérica.

El patrón de transformación identificado en el CBM-M indica que las selvas de esta vital región neotropical están desapareciendo en forma importante, principalmente por los requerimientos de una ganadería que demanda áreas extensas de pastizales. Este patrón semeja el reportado para toda la macroregión sureste de México por Díaz y Mas (2008).

El corredor biológico que presentó una importante deforestación es el que se extiende entre las reservas de la biosfera Montes Azules y el Triunfo en Chiapas (CBM-T), sin embargo, esta deforestación se presenta en forma más acentuada en los alrededores de las biosferas Montes Azules y la Selva el Ocote. Esta tendencia pone de manifiesto una amenaza seria para la conectividad ecológica de las selvas tropicales más biodiversas de todo el Corredor Biológico Mesoamericano y localizadas en el CBM-T, lo que puede afectar severamente el intercambio genético de la biodiversidad de Mesoamérica. En CBC-S se registraron cambios importantes, principalmente hacia pastizales, pero aun se mantienen áreas extensas y continuas de cubierta forestal.

Los procesos de cambio aquí reportados se deben en gran medida a que la ganadería extensiva constituye en el sureste de México una alternativa con bajos costos y mejor beneficio económico para los campesinos y pequeños productores, ante la constante crisis de los precios de cultivos agroforestales con mayores beneficios ambientales como el café y el cacao (Theobroma cacao), entre otros. Es entonces fundamental que las políticas de desarrollo ganadero que involucren al CBM-M planteen un cambio urgente hacia una ganadería intensiva. Se deben aplicar políticas sectoriales de una necesaria y urgente reconversión del uso del suelo en el CBM-T, principalmente en los alrededores de la biosfera Montes Azules, donde la conectividad ecológica está seriamente amenazada.

Finalmente, detener la deforestación de esta importante región tropical significaría retener miles de toneladas anuales de carbono, lo cual repercutiría en la disminución de los niveles globales de carbono atmosférico, además de contribuir grandemente a la conservación de la biodiversidad tropical de Mesoamérica.

El primer autor agradece al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT) por una beca de doctorado (folio 124650). Parte de este estudio se llevó a cabo en el ámbito del proyecto SEP-CONACyT "Un sistema de monitoreo de la deforestación en México" (clave 47198).

1. Achard F, Eva H, Glinni A, Mayaux P, Richards T, Stibig HJ (1998) Identification of Deforestation Hot Spot Areas in the Humid Tropics. TREES Series B, N°4, EUR 18079 EN. European Commission. Luxembourg. 100 pp.        [ Links ]

2. Beier P, Noss RF (1998) Do habitat corridors provide connectivity?. Cons. Biol. 5: 1241-1251.        [ Links ]

3. Beier P (1993) Determining minimun habitat areas and habitat corridors for cougars. Cons. Biol. 1: 94-108.        [ Links ]

4. Bierregaard ROJr., Lovejoy TE, Kapos V, dos Santos AA, Hutchings RW (1992) The biological dynamics of tropical rainforest fragments. BioScience 42: 859-866.        [ Links ]

5. Card HD (1982) Using known map category marginal frequencies to improve estimates of thematic map accuracy, Photogram. Eng. Rem. Sens. 48: 431-439.        [ Links ]

6. Castellanos E, Monzón C, Valencia V, Delgado L, Regalado O, Corral L, Roldan J, Roldan JF, Pérez G, Noriega JP, Veliz R, Ramos VH, Solís H, Zetina JE, Guerra L, Saravia F (2001) Dinámica de la Cobertura Forestal de Guatemala durante los Años 1991, 1996 y 2001 y Mapa de Cobertura Forestal 2001. Fase II: Dinámica de la Cobertura Forestal. Universidad del Valle de Guatemala, Instituto Nacional de Bosques y el Consejo Nacional de Áreas Protegidas. Guatemala, Guatemala. 90 pp.        [ Links ]

7. Cincotta RP, Winsnewski J, Engelman R (2000) Human population in the biodiversity hots spots. Nature 404: 990-991.        [ Links ]

8. Cortina VS, Macario P, Ogneva Y (1999) Cambios de uso del suelo y deforestación en el sur de los estados de campeche y Quintana Roo, México. Inv. Geogr. 38: 41-56.        [ Links ]

9. Cox WG (1980) Laboratory Manual of general ecology. San Diego State University. San Diego, CA, EEUU. 23 pp.        [ Links ]

10. Díaz-Gallegos JR, García G, Castillo O, March I (2001) Uso del suelo y transformación de selvas en un ejido de la Reserva de la Biosfera Calakmul Campeche. Inv. Geogr. 44: 39-53.        [ Links ]

11. Díaz-Gallegos JR, Mas JF (2008) Deforestation monitoring and its accuracy assessment: The case of Southeast Mexico. En Progress in Deforestation Studies. Nova. Nueva York, EEUU. pp. 109-126.        [ Links ]

12. Dobson A, Jolly A, Rubenstein D (1989) The greenhouse effect and biological diversity. Trends Ecol. Evol. 4: 64-68.        [ Links ]

13. Durán E, Mas JF, Velázquez A (2005) Land use cover change in community-based forest management regions and protected areas in Mexico. En Bray D, Merino L y Berry D (Eds) The Community Forest of Mexico, Managing for Sustainable Landscapes. University of Texas. Austin, TX, EEUU. pp. 215-238.        [ Links ]

14. Erickson J, Mark SF, Boege E (1999) Population Dynamics, Migration, and the Future of the Calakmul Biosphere Reserve. Occasional paper Nº1. Program on Population and Sustainable Development (PSD) / American Association for the Advancement of Science (AAAS). Washington DC, EEUU. 35 pp.        [ Links ]

15. Ezcurra E (2002) La biodiversidad a diez años de Rio. En Leff E; Ezcurra E; Pisanty I, Romero P (Comps.) La Transición hacia el Desarrollo Sustentable, Perspectivas de América Latina y el Caribe. Instituto Nacional de Ecología. México. pp. 327-342.        [ Links ]

16. FAO (1996) Forest Resources Assessment 1990. Forestry Paper 130. FAO. Roma, Italia. 153 pp.        [ Links ]

17. FAO (1992) Aménagement et Conservation des Forêts Denses en Amérique Tropicale. Etude Forêts 101. FAO. Roma, Italia. 146 pp.        [ Links ]

18. FAO (2002) State of the World Forest 2001. FAO. Roma, Italia. 181 pp.        [ Links ]

19. García G, March I, Castillo M, Osorio M, Vázquez R, González R, Monsreal J, Valencia E, Méndez D, Fernández JC (1999) Base Geográfica Digital de la Reserva de la Biosfera Calakmul. El Colegio de la Frontera Sur / CONABIO. México. CD.        [ Links ]

20. Geist H, Lambin E (2002) Proximate causes and underlying driving forces of tropical deforestation. BioScience 52: 143-150.        [ Links ]

21. Geoghegan J, Cortina S, Klepeis P, Macario P, Ogneva Y, Roy R, Turner II BL, Vance C (2001) Modeling tropical deforestation in the southern Yucatán peninsular region: comparing survey and satellite data. Agric. Ecosyst. Env. 85: 25-46.        [ Links ]

22. Houghton RA, Woodwell CM (1989) Global climate change. Scient. Amer. 260: 36-40.        [ Links ]

23. Houghton RA (1994) The Worldwide extends of land-use change. Bioscience 44: 305-306.        [ Links ]

24. INEGI (1982) Carta climatológica en escala: 1:250000. Instituto Nacional de Estadística y Geografía. México.        [ Links ]

25. INEGI (1991) Campeche. Resultados definitivos datos por localidad. En XI Censo General de Población y Vivienda, 1990. Instituto Nacional de Estadística y Geografía. México. 146 pp.        [ Links ]

26. INPE/PRODES (2006) Monitoramento da Floresta Amazónica Brasileira por Satélite. Instituto de Pesquisas Espaciais. Programa PRODES. www.obt.inpe.br/prodes/ rates 2002_2005.htm.        [ Links ]

27. Lambin E, Turner BL, Geist HJ, Agbola SB, Angelsen A, Bruce JW, Coomes OT, Dirzo R, Fischer G, Folke C, George PS, Homewood K, Imbernon J, Leemans R, Li X, Moran EF, Mortimore M, Ramakrishnan PS, Richards JF, Skanes H, Steffen W, Stone GD, Svedin U, Veldkamp TA, Vogel C, Xu J (2001) The causes of land-use and land-cover change: moving beyond the myths. Global Env. Change 11: 261-269.        [ Links ]

28. Leemas R, Zuidema G (1995) Evaluating changes in land cover and their importance for global change. Trends Ecol. Evol. 10: 76-81.        [ Links ]

29. Lord JM, Norton DA (1990) Scale and the spatial concept of fragmentation. Cons. Biol. 4: 197-202.        [ Links ]

30. Mas JF, Velázquez A, Díaz-Gallegos JR, Mayorga R, Alcántara C, Bocco G, Castro R, Fernández T, Pérez-Vega A (2004) Assessing land use/cover changes: a nationwide multidate spatial database for Mexico. Int. J. Appl. Earth Observ. Geoinf. 5: 249-264.        [ Links ]

31. Mas JF, Puig H (2001) Modalités de la déforestation dans le sud-ouest de l’état du Campeche, Mexique. Can. J. Forest Res. 31: 1280-1288.        [ Links ]

32. Masera O (2002) Bosques y cambio climático en América Latina: Análisis y perspectivas. En Leff E; Ezcurra E; Pisanty I, Romero P (Comps.) La Transición hacia el Desarrollo Sustentable, Perspectivas de América Latina y el Caribe. Instituto Nacional de Ecología. México. pp. 211-235.        [ Links ]

33. Mendoza E, Dirzo R (1999) Deforestation in Lacandonia (southeast México). Evidence for the declaration of the northern most tropical hot-spot. Biodiv. Cons. 8: 1621-1641.        [ Links ]

34. Merino L, Segura G (2002) El manejo de los recursos forestales en México (1992-2002): procesos tendencias y políticas públicas. En Leff E; Ezcurra E; Pisanty I, Romero P (Comps.) La Transición hacia el Desarrollo Sustentable, Perspectivas de América Latina y el Caribe. Instituto Nacional de Ecología. México. pp. 237-256.        [ Links ]

35. Miller K, Chang E, Johnson N (2001) Defining Common Ground for the Mesoamerican Biological Corridor. Informe Técnico. World Resources Institute. Wasghington DC, EEUU, 47 pp.        [ Links ]

36. Mittermeir AC, Goettsch C (1992) La importancia de la diversidad biológica de México. En Sarukhán J, Dirzo R (Comps) México ante los Retos de la Biodiversidad. CONABIO. México. pp 251-258.        [ Links ]

37. Myers N (1989) Deforestation rates in tropical forest and their climatic implications, Friends of the Earth Report (Diciembre). Londres, RU.        [ Links ]

38. Myers N (1993) Tropical forests: the main deforestation fronts. Env. Cons. 20: 9-16.        [ Links ]

39. Nobre CA, Sellers PJ, Shukla J (1991) Amazonian deforestation and regional climate change. J. Climate 4: 957-988.        [ Links ]

40. Noss FR (1987) Corridors in real landscapes: a reply to Simberlof and Cox. Cons. Biol. 2: 159-166.        [ Links ]

41. Ochoa-Gaona S, Gonzalez-Espinosa M (2000) Land use and deforestation in the highlands of Chiapas, México. Appl. Geogr. 20: 17-42.        [ Links ]

42. Ojima DS, Galvin KA, Turner IIBL (1994) The global impact of land-use change. BioScience 44: 300-304.        [ Links ]

43. Ortiz-Espejel B, Toledo V (1998) Tendencias en la deforestación de la selva lacandona (Chiapas, México): el caso de las cañadas. Interciencia 23: 318-327.        [ Links ]

44. Palacio JL, Bocco G, Velázquez A, Mas JF, Takaki F, Victoria A, Luna L, Gómez G, López J, Palma M, Trejo I, Peralta A, Prado J, Rodríguez A, Mayorga R, González F (2000) La condición actual de los recursos forestales en México: resultados del inventario forestal nacional 2000. Inv. Geogr. 43: 183-203.        [ Links ]

45. Pool-Novelo L (1997) Intensificación de la agricultura tradicional y cambios de uso del suelo. En Parra-Vázquez M, Díaz-Hernández BM (Eds.) Los Altos de Chiapas: Agricultura y Crisis Rural I. Los Recursos Naturales. El Colegio de la Frontera Sur. San Cristóbal de las Casas, Chiapas, México. pp 1-22.        [ Links ]

46. Ramamoorthy TP, Bye R, Lot A, Fa J (1998) Diversidad Biológica de México: Orígenes y Distribución. Instituto de Biología, UNAM. México. 142 pp.        [ Links ]

47. Revel-Mouroz J (1980) Aprovechamiento y Colonización del Trópico Húmedo Mexicano: La Vertiente del Golfo y el Caribe. Fondo de Cultura Económica. México. 391 pp.        [ Links ]

48. Sader SA, Stone TA, Joyce AT (1990) Remote sensing of tropical forest: an overview of research and implications using non-photographic sensors. Photogram. Eng. Rem. Sens. 55: 1343-1351.        [ Links ]

49. Schubart OR, Franjen W, Luizao F (1984) Uma floresta sobre solos pobres. Cienc. Hoje 10: 26-32.        [ Links ]

50. Simberlof D, Farr J, Cox J, Mehlman DW (1992) Movement corridors: conservation bargains or poor investments?. Cons. Biol. 4: 493-504.        [ Links ]

51. Skole D, Tucker C (1993) Tropical deforestation and habitat fragmentation in the Amazon: Satellite data from 1978 to 1988. Science 260: 1905-1910.        [ Links ]

52. Sohn Y, Moran E, Gurri F (1999) Deforestation in north-central Yucatan (1985-1995): Mapping secondary succession of forest and agricultural land use in Sotuta using the cosine of the angle concept. Photogram. Eng. Rem. Sens. 65: 947-958.        [ Links ]

53. Steffent WL, Walker BH, Ingram JI, Koch GW (1992) Global Change and Terrestrial Ecosystems: The Operational Plan. IGBP Report 21. Estocolmo, Suecia. 47 pp.        [ Links ]

54. Toledo VM (1994) La diversidad biológica de México. Nuevos retos para la investigación en los noventa. Ciencias 34: 43-59.        [ Links ]

55. Toledo VM, Batis A, Becerra R, Martínez E, Ramos C (1995) La selva útil Etnobotánica cuantitativa de los grupos indígenas del trópico húmedo de México. Interciencia 20:177-187.        [ Links ]

56. Tudela F (coord.) (1989) La Modernización Forzada del Trópico: El Caso de Tabasco. CINVESTAV. México DF. 475 pp.        [ Links ]

57. Turner BL, Moss RH, Skole DL (1993) Relating Land Use and Global Land-Cover Change: a Proposal for an IGBP-HDP Core Project. Global Change IGBP Nº 24, HDP report Nº 5. 23 pp.        [ Links ]

58. Turner II BL, Cortina S, Foster D, Geoghegan J, Keys E, Klepeis P, Lawrence D, Macario P, Manson S, Ogneva Y, Plotkin A, Pérez D, Roy R, Savitsky B, Schneider L, Schmook B, Vance C (2001) Deforestation in the Southern Yucatán Peninsular region: an integrative approach. Forest Ecol. Manag. 154: 353-370.        [ Links ]

59. Velázquez A, Mas JF, Díaz-Gallegos JR, Mayorga R, Alcántara C, Castro R, Fernández T, Bocco G, Palacio JL (2002) Patrones y tasas de cambio del uso del suelo en México. Gaceta Ecol. 62: 21-37.        [ Links ]

60. Velázquez A, Durán E, Ramírez I, Mas JF, Bocco G, Ramírez I, Palacio JL (2003) Land use-cover change processes in highly biodiverse areas: the case of Oaxaca, México. Global Env. Change 13: 175-184.        [ Links ]

61. Villafuerte D, Garcia M, Meza S (1993) Ganaderización y deforestación en el trópico mexicano y sus expresiones en el estado de Chiapas. CINVESTAV-PROAFT (SARCH), Mexico. 44 pp.        [ Links ]

62. Woodcock C y Gopal S (2000) Fuzzy set theory and thematic maps: accuracy assessment and area estimation. Int. J. Geogr. Inf. Sci. 14: 153-172.        [ Links ] ]]> 1 1998 100 2 1998 5 1241-1251 3 1993 1 94-108 4 1992 42 859-866 5 1982 48 431-439 6 2001 90 7 2000 404 990-991 8 1999 38 41-56 9 1980 23 10 2001 44 39-53 11 2008 109-126 12 1989 4 64-68 13 2005 215-238 14 1999 Washington DC 35 15 2002 327-342 16 FAO 1996 153 17 FAO 1992 146 18 FAO 2002 181 19 1999 20 2002 52 143-150 21 2001 85 25-46 22 1989 260 36-40 23 1994 44 305-306 24 INEGI 1982 25 INEGI 1991 146 26 INPE/PRODES 2006 27 2001 11 261-269 28 1995 10 76-81 29 1990 4 197-202 30 2004 5 249-264 31 2001 31 1280-1288 32 2002 211-235 33 1999 8 1621-1641 34 2002 237-256 35 2001 47 36 1992 pp 251-258 37 1989 38 1993 20 9-16 39 1991 4 957-988 40 1987 2 159-166 41 2000 20 17-42 42 1994 44 300-304 43 1998 23 318-327 44 2000 43 183-203 45 1997 pp 1-22 46 1998 142 47 1980 391 48 1990 55 1343-1351 49 1984 10 26-32 50 1992 4 493-504 51 1993 260 1905-1910 52 1999 65 947-958 53 1992 47 54 1994 34 43-59 55 1995 20 177-187 56 1989 475 57 1993 23 58 2001 154 353-370 59 2002 62 21-37 60 2003 13 175-184 61 1993 44 62 2000 14 153-172