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Land use and vegetation structure in forest remnants of fragmented landscapes in Amazonia, Colombia

Abstract

Monitoring land use and knowledge about the vegetation state in forests remnants which are in a rapid fragmentation process are essential to support decision- making on land planning. We undertook a multitemporal analysis of land use change and landscape configuration for the period 1990-2016. Vegetation sampling transects were established in three forest relicts. Our results indicate a loss of 56.34% of forest area, an increase in the patches number, area reduction and a distance increase between the forest fragments. In the sampled forests, the dominance of generalist heliophyte species from disturbed ecosystems was found. Also, we observed a structural complexity reduction of the forest associated with an individuals low density with a DBH ≥ 10 cm in the upper tree layer, showing that landscape fragmentation has led to the forest degradation.
Publicación de la Facultad del Medio Ambiente y Recursos Naturales - Proyecto Curricular de Ingeniería Forestal
revistas.udistrital.edu.co/ojs/index.php/colfor/index
Colombia Forestal • ISSN 0120-0739 • e-ISSN 2256-201X • Bogotá-Colombia • Vol. 21 No. 2 • pp. 205-223
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USO DEL SUELO Y ESTRUCTURA DE LA VEGETACIÓN EN PAISAJES
FRAGMENTADOS EN LA AMAZONIA, COLOMBIA
Land use and vegetation structure in forest remnants
of fragmented landscapes in Amazonia, Colombia
María Constanza Meza Elizalde1 y Dolors Armenteras Pascual2
Meza-Elizalde, M. C. y Armenteras, D. (2018). Uso del suelo y estructura de la vegetación en paisajes fragmen-
tados en la amazonia, Colombia. Colombia Forestal, 21(2), 205-223
Recepción: 24 de julio de 2017 Aprobación: 22 de marzo de 2018
1 Grupo de Investigación en Ecología del Paisaje y Modelación de Ecosistemas (Ecolmod). Universidad Distrital Francisco José de Caldas.
Bogotá D.C, Colombia. mcmesae@correo.udistrital.edu.co. Autor para correspondencia.
2 Grupo de Investigación en Ecología del Paisaje y Modelación de Ecosistemas (Ecolmod). Universidad Nacional de Colombia. Bogotá D.C,
Colombia. darmenterasp@unal.edu.co
Resumen
El seguimiento al uso del suelo y el conocimiento
del estado de la vegetación en remanentes de bos-
ques de paisajes representan una metodología fun-
damental para la planificación del territorio ante
la acelerada fragmentación. Por ello, se realizó un
análisis multitemporal de la composición y confi-
guración del paisaje (1990-2016) y se establecieron
transectos de muestreo de la vegetación. Se identi-
ficó una pérdida del 56.34% de áreas de bosque,
aumento en el número de parches, reducción de su
área y ampliación de la distancia entre relictos, lo
que evidencia procesos activos de fragmentación.
En los bosques muestreados se registró la dominan-
cia de especies heliófitas generalistas de ecosistemas
perturbados y se encontró una reducción en la com-
plejidad estructural asociada a una baja densidad de
individuos (DAP≥ 10 cm) en el estrato superior arbó-
reo, mostrando que la fragmentación del paisaje ha
conllevado a la degradación de estos bosques.
Palabras clave: análisis multitemporal, bosque hú-
medo tropical, deforestación, degradación forestal,
fragmentación, Guaviare, métricas del paisaje.
Abstract
Monitoring land use and knowledge about the vege-
tation state in forests remnants which are in a rapid
fragmentation process are essential to support deci-
sion-making on land planning. We undertook a mul-
titemporal analysis of land use change and landscape
configuration for the period 1990-2016. Vegetation
sampling transects were established in three forest
relicts. Our results indicate a loss of 56.34% of fo-
rest area, an increase in the patches number, area
reduction and a distance increase between the fo-
rest fragments. In the sampled forests, the dominan-
ce of generalist heliophyte species from disturbed
ecosystems was found. Also, we observed a struc-
tural complexity reduction of the forest associated
with an individuals low density with a DBH ≥ 10 cm
in the upper tree layer, showing that landscape frag-
mentation has led to the forest degradation.
Key words: multitemporal analysis, tropical rain fo-
rest, deforestation, forest degradation, fragmenta-
tion, Guaviare, landscape metrics.
http://dx.doi.org/10.14483/2256201X.12330
Artículo de investigAción
Uso del suelo y estructura de la vegetación en paisajes fragmentados en la amazonia, Colombia
Meza-elizalde, M. C. y arMenteras, d.
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INTRODUCCIÓN
El paisaje es el producto de numerosas interaccio-
nes entre los factores bióticos, abióticos y socia-
les (Torres-Gómez, Delgado, Martín y Bustamante,
2009), en el cual el uso y manejo del territorio es el
factor más determinante en los procesos de defo-
restación, fragmentación y degradación de los bos-
ques (Armenteras y Vargas, 2016), principalmente
en las zonas de fácil acceso (Vergara y Gayoso,
2004). Es por esto que el uso del suelo realizada
por el hombre la hace más simple y con mayor ho-
mogeneidad en el paisaje, constituyéndose en el
principal determinante de las medidas del paisaje
y el indicador más sensible de los sistemas terres-
tres (Peng, Mi, Qing y Xue, 2016).
Las actividades del hombre han llevado al de-
terioro de los bosques debido a la expansión de la
frontera agrícola, la ganadería, la infraestructura y
la minería; y otras causas indirectas asociadas a los
cambios sociales, políticos y económicos, como lo
son el crecimiento demográfico, la tenencia de la
tierra y políticas sectoriales (Armenteras y Rodri-
guez, 2014).
Las causas de deforestación varian según el tipo
de bosque. Sin embargo, en la mayoría de países
latinoamericanos las principales causas de defo-
restación son el acceso a los mercados, las activi-
dades agrícolas y forestales (Armenteras, Espelta,
Rodriguez y Retana, 2017). En el caso de los bos-
ques amazónicos, la extracción de madera, la ex-
pansión de cultivos y las áreas de pastos dedicadas
al pastoreo extensivo constituyen los principales
motores de deforestación (Martino, 2007). Se ha
sugerido que a medida que aumenta la apertura de
comercio la deforestación también ha aumentado
(Rodriguez y Nunes, 2016).
Se logran diferenciar de forma marcada dos
patrones de deforestación en toda la región ama-
zonica: uno geométrico o difuso asociado a la
consolidación de las fronteras de colonización y
otro en espina de pescado asociado a la construc-
ción de carreteras (Armenteras y Rodriguez, 2014).
Por ejemplo, en la Amazonia brasilera y algunos
sectores de la ecuatoriana, los principales ejes de
deforestación son las carreteras (Rodriguez y Nu-
nes, 2016); en Brasil se presenta una tendencia
fuerte de deforestación influenciada por políticas
sectoriales asociadas a hidrocarburos, infraestruc-
tura para la producción de energía y cultivos in-
tensivos de soja y caña de azúcar (Martino, 2007);
mientras que en Ecuador la palma africana para
la obtención de aceite es el motor que impulsa la
pérdida de bosques amazónicos (Potter, 2011). En
países como Perú, Bolivia y Colombia se les suma
los cultivos ilícitos como causantes de deforesta-
ción (Martino, 2007).
En la Amazonia colombiana el patrón de defores-
tación y fragmentación está asociado a los ríos dado
que estos son el medio principal de colonización y
desarrollo (Armenteras, Rudas, Rodríguez, Sua y Ro-
mero, 2006), y se presenta una alta tasa de conver-
sión de bosques a pastos (Armenteras et al., 2006;
Murcia, Huertas, Rodríguez y Castellanos, 2011;
Dávalos, Holmesb, Rodriguez y Armenteras, 2014).
Entre los años 2005 y 2010, el primer factor de pér-
dida de área boscosa y fragmentación de la Ama-
zonia colombiana fue la transformación de bosques
a pastos (
Dane, 2013
), siendo el departamento de
Guaviare uno de los principales focos de deforesta-
ción en la zona del piedemonte amazonense, regis-
trando pérdidas de bosques en mayor cantidad y de
forma más acelerada (Nepstad et al., 2013). El Gua-
viare tiene una tasa media anual de deforestación
de 65 013.43 ha.año
-1
(Murcia et al., 2011), y de los
cuatro municipios que lo constituyen (Calamar, El
Retorno, Miraflores y San José del Guaviare) los que
presentan mayor tasa de deforestación son San José
del Guaviare y El Retorno, con una tasa anual de de-
forestación de 9364.9 y 6492.65 ha año
-1
, respecti-
vamente (Murcia et al., 2011).
Un segundo suceso a la tasa de deforestación es
el grado relativo de fragmentación de los ecosiste-
mas naturales (Armenteras et al., 2006), que puede
verse con la expansión de la frontera agropecua-
ria en la cual se generan numerosos fragmentos de
bosque inmersos en una matriz donde predominan
sistemas agrícolas y ganaderos (Chacón, Harvey y
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Delgado, 2008). El aumento en el número de frag-
mentos, la reducción de su área y el aumento en
la distancia entre estos, son una limitante para al-
gunos procesos ecológicos como la dispersión de
semillas, la colonización, la migración y la inte-
racción entre especies (Matteucci, 2004). Todos
estos sucesos conllevan a cambios de amplio al-
cance en la recomposición de comunidades fo-
restales, generando tensiones entre las especies
de plantas tolerantes a la sombra y favoreciendo
la regeneración de árboles pioneros (Laurance et
al., 2011), hasta que algunas poblaciones alcan-
cen un umbral por debajo del cual son inviables
(Santos y Telleria, 2006). Igualmente, el proceso de
fragmentación hace que aumenten la suceptibili-
dad de los bosques y el riesgo de sufrir impactos
(Cordero y Boshier, 2003). Dentro de los impactos
más recurrentes de los procesos de fragmentación
se encuentra la mayor exposición e influencia de
los ambientes periféricos que se evidencia en una
interfase entre e1 bosque y su matriz circundan-
te, conocida como borde (Gurrutxaga y Lozano
2008). El borde generado facilita el sobrepastoreo
en áreas de bosque (Ormazábal, Ávila, Mena, Mo-
rales y Bustos, 2013), la incidencia de incendios
(Armenteras, Gonzales y Retana, 2013) y la colo-
nización de plantas invasoras (Bustamante y Grez,
1995; Fuentes-Ramírez, Pauchard, Marticorena y
Sánchez, 2010), en definitiva a la degradación de
las funciones ecológicas de los ecosistemas (Jiang,
Cheng, Li, Zhao y Huang, ,2014).
La afectación de los ecosistemas se evidencia
en la reducción de la calidad de la vegetación que
implica cambios en su composición y estructura,
como la dominancia de pocas especies, la abertura
del dosel y regeneración escasa de plantas nativas
tolerantes a la sombra (Acharya, Dangi y Acharya,
2011; Thompson, 2011), colocando en riesgo la
conservación de la biodiversidad al interior de los
relictos (Chacón et al., 2008) e indicando pérdida
de resilencia con una reducción en la producción
de bienes y servicios (Acharya et al., 2011).
Es por ello que, considerando la exposición del
paisaje a procesos continuos de deforestación por
cambios en el uso del suelo, se hace necesario de-
tectar y hacer seguimiento de estos cambios, lo cual
puede realizarse a partir del análisis multitemporal
de la cobertura del suelo, así como de métricas del
patrón espacial (Sun y Zhou, 2016). El análisis de
los cambios de cobertura permite detectar y esti-
mar la extensión de los cambios (Canzio, 2006),
mientras que la cuantificación de la configuración
espacial a través de métricas permite describir la
estructura y dinámica de cambio de los elementos
estructurales del paisaje (Matteucci, 2004).
Sin embargo, el conocimiento de los cambios
de cobertura y estructura del paisaje por sí solos no
bastan para confirmar las asociaciones que se dan
entre patrones y procesos (Matteucci, 2004). Por
lo cual, se hace necesario emplear metodologías
alternativas que permitan analizar las relaciones
sociales entre la dinámica de transformación del
paisaje, los procesos subyacentes que conducen al
cambio (Vieira y Castillo, 2010) e investigaciones
de procesos ecológicos (Aguilera y Botequilla- Lei-
tão, 2012).
El análisis integrado de los cambios de cobertu-
ra, configuración espacial y factores sociales que
inciden en ellos son poco frecuentes (Torres-Gó-
mez et al., 2009), por ello, este estudio buscó in-
tegrar metodologías a diferentes escalas espaciales
y temporales que contribuyan al desarrollo de al-
ternativas de manejo para la conservación plani-
ficada de los ecosistemas del departamento del
Guaviare. Para lo cual, el objetivo general de este
estudio fue identificar si se han presentado proce-
dimientos de fragmentación del paisaje y si estos
han conllevado a procesos de degradación que se
reflejen en la composición florística y estructural
de bosques de galería a escala local.
Para dar cumplimiento al objetivo general de
este estudio, los objetivos específicos fueron: rea-
lizar un análisis de coberturas del suelo y determi-
nar las principales métricas del paisaje; analizar
las relaciones sociales que han influenciado la
dinámica de transformación del paisaje; y carac-
terizar la composición y estructura de relictos bos-
cosos presentes en el área de estudio.
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MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
El área de estudio (figura 1) se encuentra en el mu-
nicipio El Retorno del departamento del Guaviare
(Colombia), ubicado en la cuenca alta del río Iníri-
da por debajo de los 500 m de altitud, se encuen-
tra en la zona de vida de bosque húmedo tropical
(Bh-T), presenta temperaturas mayores a los 24°C y
precipitaciones que oscilan entre los 2000 y 4000
mm anuales (Igac, 2008). Hace parte de la reserva
forestal de la Amazonia (Ley 2 de 1959), el área de
protección regional Ariari-Guayabero y la Zona de
Reserva Campesina del Guaviare (ZRCG).
En el ámbito socioeconómico, el área de estu-
dio se ha caracterizado por relaciones económicas
extractivas, desiguales y reforzadas por coalicio-
nes violentas acompañadas de desplazamiento y
olas de colonización (García, 1995). Su estructura
económica se basa en las bonanzas y no en una
base económica sustentable, lo cual ha conllevado
a que no se consolide aún la frontera agropecua-
ria y se presente procesos de expansión (Sinchi,
1999). El Retorno ha presentado procesos de colo-
nización campesina que intercala pequeños culti-
vos de coca (Reyes, 1998), los cuales se mantienen
en la actualidad. Sin embargo, según el Informe de
Gestión Municipal 2012-2015, la ganadería es la
actividad principal por lo cual esta es considerado
la capital ganadera del Guaviare. Igualmente, se
destacan otras actividades como la producción de
caucho, contando con el 50% de cultivos con más
de 1715 ha instaladas en el departamento (Confe-
deración Cauchera Colombiana, 2016).
Entrevistas a actores clave
Se realizaron siete entrevistas cualitativas semies-
tructuradas, entre marzo y julio de 2016 a diferen-
tes actores clave de la zona (productores de coca,
agricultores familiares, ganaderos, productores de
caucho y funcionarios públicos). Los actores cla-
ve fueron referenciados por habitantes de la zona
y posteriormente fueron contactados de forma di-
recta. Se emplearon dos criterios para la selección
de los entrevistados: ser habitantes del munici-
pio con antigüedad mayor a 30 años y desarrollar
una actividad productiva en el municipio. Para la
orientación de las preguntas se consideraron tres
dimensiones: actividades económico-productivas,
organización comunitaria y conflictos sociales.
Por último, con el fin de contextualizar e inter-
pretar las afirmaciones de los entrevistados, se
comparó la información proporcionada con otra
obtenida a través de observaciones no partícipes.
Con base en lo recolectado, se construyó una lí-
nea del tiempo cuyo fin es identificar las dinámi-
cas de cambio en el uso del suelo que podrían
estar relacionadas con la ganancia o pérdida de
cobertura boscosa.
Análisis multitemporal de imágenes
Se seleccionaron tres relictos boscosos que no
han presentado extracción de productos foresta-
les en los últimos 30 años, alrededor de los cuales
se estableció un área buffer de 10 km; suficiente
considerando que el área mínima adecuada para
observar la disposición de las diferentes clases de
uso del suelo, así como obtener diferentes métri-
cas del paisaje (Costafreda, 2009; Arancibia-Arce
et al., 2013; Fernández y Silva, 2015). Sobre esta
se hizo un análisis multitemporal de las coberturas
de la tierra para el periodo comprendido entre los
años 1990 y 2016, empleando imágenes Landsat 4
para los años 1990, 1991, 1997 y 2000, imágenes
Landsat 7 (ETM +) para el año 2002 e imágenes
Landsat 8 para los años 2013 y 2016; todas es-
tas disponibles en el servidor libre Earth Resources
Observation and Science Center (Eros) del Servicio
Geológico de los Estados Unidos (USGS). El proce-
samiento de las imágenes se realizó con el softwa-
re Impact Toolbox versión 1.3.7 beta (Simonetti,
Marelli y Eva, 2015), identificando cinco clases de
cobertura (tabla 1) con base en la Leyenda Nacio-
nal de Coberturas de la Tierra Corine Land Cover
nivel 2 adaptada para Colombia (Ideam, 2010).
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Nombre Coordenadas Inicio
Norte Este Altitud
TP1-R1 2° 13’ 39.824” -72 °45’ 52.383” 270
TP2-R1 2° 13’ 39.484” -72° 45’ 50.792” 267
TC1-R1 2° 13’ 38.881” -72° 45’ 46.422” 308
TC2-R1 2° 13’ 37.529” -72° 45’ 46.022” 217
AA: áreas abiertas, sin o con poca vegetación. AAH: áreas agrícolas heterogéneas. AVHA: áreas con vegetación herbácea y arbus-
tiva. B: bosques. OT: otras tierras. SD: sin datos.
Figura 1. Área de estudio.
Nombre Coordenadas Inicio
Norte Este Altitud
TP1-R2 2° 13’ 1.1009” -72° 43’ 52.637” 281
TP2-R2 2° 13’ 0.2741” -72° 44’ 1.2313” 398
TC1-R2 2° 13’ 5.8790” -72° 44’ 2.0326” 381
TC2-R2 2° 13’ 4.0542” -72° 44’ 2.9087” 384
Nombre Coordenadas Inicio
Norte Este Altitud
TP1-R3 2° 15’ 26.057” -72° 39’ 47.606” 215
TP2-R3 2° 15’ 24.339” -72° 39’ 44.819” 220
TC1-R3 2° 15’ 20.020” -72° 39’ 46.823” 204
TC2-R3 2° 15’ 20.612” -72° 39’ 44.012” 224
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Con el fin de determinar la confiabilidad de
las clasificaciones temáticas, se siguió el proce-
dimiento propuesto por Stehman y Czaplews-
ki (1998). Se tomaron como unidad de muestreo
puntos de control de diferentes fuentes, la primera
referida a 640 puntos capturados con GPS en cam-
po durante los años 2015 y 2016. Como segunda
fuente, se estratificó la ventana de estudio en las
clase temáticas de áreas de bosque y no bosque,
sobre cada una de las cuales se generaron puntos
aleatorios simples con el software QGIS v. 2.12.2
(Quantum GIS Development Team, 2016), más de
50 por clase temática, dado que es el mínimo re-
comendado para evaluar la precisión (Chuvieco,
2000); y se tomó como único criterio la distancia
de separación entre puntos, mayor a 400 m. Los
puntos creados se validaron con ortofotos de alta
resolución y cartografía temática regional a una
escala de 1:100 000. Para el análisis de precisión
de los años 1990, 2000 y 2013, los puntos fueron
comparados con los mapas de cobertura de bos-
que-no bosque de los mismos años del Instituto
de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambienta-
les de Colombia (Ideam). El año 2002 se validó
con el mapa de cobertura de la tierra de la Ama-
zonia del mismo año del Instituto Amazónico de
Investigaciones Científicas (Sinchi); los años 1991
y 1997 se validaron con puntos en áreas boscosas
no cambiantes entre los años 1990-2000 apoyados
en ortofotos de alta resolución; y, por último, el
año 2016 se validó con los puntos control tomados
en campo. La exactitud temática de los mapas de
cobertura generados se determinó a través de una
matriz de confusión empleando el coeficiente de
Kappa (Chuvieco, 2000). Para obtener la informa-
ción más precisa posible se tomó como mínimo
permitido un porcentaje de 60% de coincidencia
con respecto a la información de referencia, lle-
gando a fiabilidades altas (Landis y Koch, 1977).
Métricas de paisaje
Con base en la información referida se realiza-
ron los mapas de coberturas para los años 1989
y 2016, los cálculos de métricas de área, forma y
agregación a nivel de clase (tabla 2), empleando el
software Fragstats v. 4.2.1. (McGarigal, Cushman
y Ene, 2012).
Tabla 1. Clases de cobertura empleadas en el estudio
Clases de cobertura
Zonas urbanizadas u otras tierras (OT): hace referencia a los territorios cubiertos por infraestructura urbana y todos aquellos
espacios verdes y redes de comunicación asociados con ellas.
Pastos (P): comprende tierras ocupadas por pastos con un porcentaje de cubrimiento mayor al 70%. Su presencia se debe a la
acción antrópica, por lo cual las prácticas de manejo empleadas impiden el establecimiento de otras coberturas. Son lugares
con pastoreo permanente por un periodo de dos o más años. La composición florística dominante son hierbas principalmente
de la familia Poaceae.
Áreas agrícolas heterogéneas (AAH): hace referencia a unidades de área que reúnen dos o más clases de coberturas agrícolas
o naturales, pero dado el tamaño de estas no pueden ser representadas de forma individual. En estos mosaicos las áreas de
pastos y cultivos son dominantes, ocupando entre el 30% y 70% de la unidad; en menor medida se pueden encontrar espa-
cios naturales asociados a bosques u otras coberturas naturales.
Vegetación secundaria o en transición (VS): son aquellas áreas cubiertas por vegetación principalmente arbustiva y herbácea
con dosel irregular y presencia ocasional de árboles y enredaderas. Corresponden a unidades en estadios iniciales de sucesión
vegetal después de presentarse un proceso de deforestación de los bosques o aforestación de los pastizales o áreas agrícolas
abandonadas.
Bosques (B): comprende áreas naturales o seminaturales constituidas por elementos arbóreos que alcanzan una altura de dosel
superior a los 5 m. La cobertura arbórea ocupa más del 70% de la unidad.
Áreas abiertas, sin o con poca vegetación (AA): comprende territorios en los cuales la cobertura vegetal no existe o es escasa.
Conformado comúnmente por suelos desnudos y quemados.
Fuente: Ideam (2010).
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Composición y estructura de la vegetación
En cada uno de los relictos de estudio (tres), se esta-
blecieron cuatro transectos variables de Foster (Cá-
mara y Díaz del Olmo, 2013), con un ancho fijo
de 10 m y una longitud de 100 m, en estos se hizo
la medición de fustales (DAP ≥ 10 cm; HT > 1.5
m). Cada transecto se subdividió en transectos de
igual longitud al principal, pero con un ancho de
4 m, para la medición de latizales (DAP < 10 cm;
HT > 1.5 m). Para la medición de la regeneración
natural, a lo largo de los transectos se establecieron
parcelas cuadradas de 4 m2, separadas entre sí por
10 m, en las cuales se midieron brinzales (DAP <
10 cm; HT > 0.3 m), y estas a su vez se subdividie-
ron en parcelas de 1 m2 para hacer el conteo de re-
nuevos (DAP < 10 cm; HT < 0.3 m). Se determinó
el índice de valor de importancia ampliado (Ivia),
combinando la estructura horizontal y vertical de
todas las categorías de tamaño para determinar las
especies con mayor peso ecológico en el bosque.
Además, se realizó la distribución por clase dia-
métrica y altimétrica para todos los individuos con
DAP ≥ 10 cm (fustales); y todos los individuos de
las categorías de tamaño de fustales y latizales se
estratificaron en tres categorías de acuerdo a su al-
tura total para determinar la altura dominante del
bosque (Gadow, Real y Álvarez ,2001).
Se colectaron muestras botánicas de todos los
individuos muestreados. Para la determinación del
material vegetal se recurrió a la consulta de claves
taxonómicas, literatura e información existente en
colecciones botánicas, así como a la comparación
directa con los ejemplares de la colección del Her-
bario Forestal Gilberto Emilio Mahecha Vega (UDBC)
de la Universidad Distrital Francisco José de Caldas.
RESULTADOS
Análisis multitemporal del cambio de uso de
suelo:
La exactitud temática de los mapas de cobertura
generados tiene un porcentaje mayor al 60% de
coincidencia con respecto a la información de re-
ferencia, por lo que alcanza una alta fiabilidad con
un valor de Kappa que varía entre 0.64 y 0.91 para
Tabla 2. Métricas de paisaje empleadas a los niveles de clase
Tipo Descripción
Área
Área (CA): suma de todas las áreas de todos los parches de un tipo de cobertura (m2), dividido por 10 000 para
convertirlo a hectárea.
Número de parches (NP): número de parches de cada clase de cobertura.
Densidad de parches (DP): muestra el número de parches por área (100 ha), permite determinar comparacio-
nes de mosaicos en diferentes tamaños y niveles de fragmentación.
Índice de parche más grande (LPI): indica el porcentaje de área que ocupa el parche grande de cada clase
sobre toda el área de estudio. Este indicador es útil para realizar comparaciones de la evolución de los parches
mayores en el paisaje para diferentes años. Toma valores de 0 a 100 (%).
Forma Proporción perímetro/área (Para): razón entre la longitud del parche (m) y el área (m2), es una medida de
complejidad de forma.
Agregación
Distancia euclidiana al vecino más cercano (ENN): distancia al parche más cercano del mismo tipo (m), basa-
do en la distancia de borde a borde más corta. Es útil para cuantificar aislamiento entre parches. Valores más
altos indican mayor aislamiento entre parches de la misma clase de cobertura.
Índice de agregación (AI): número de adyacencia de cada clase de cobertura dividido entre el máximo núme-
ro de adyacencias posibles. Toma un valor de 0 para una mínima agregación y 100 para la máxima agrega-
ción.
Fuente: McGarigal y Marks (1995) y Matteucci (2004).
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la clasificación de todas las coberturas. Se encon-
tró que la clasificación del año 2016 validada con
puntos de referencia tomados en campo obtuvo la
mayor precisión, con un coeficiente de Kappa de
0.908. Los valores obtenidos y la fuerza de concor-
dancia se presentan en la tabla 3.
En el año 1990 los bosques predominaban la
cobertura ocupando el 67.24% del área de estu-
dio, mientras que en el año 2016 representaban el
37.88%; los pastos limpios dedicados a la ganade-
ría extensiva tenían la cobertura dominante del el
50.27% del área de estudio (figura 2). Con base en
la información suministrada por los entrevistados,
se identificó a la ganadería extensiva y los cultivos
ilícitos como las actividades que han impulsado en
mayor medida la pérdida de bosques en el área de
estudio y su dinámica se encuentra directamente
relacionado con el conflicto armado (figura 3). Al
contrastar esta información con los resultados del
análisis multitemporal, se encontró que durante
los años 1991 y 1997, en los cuales se implemen-
taron en el municipio otras estrategias productivas
como los cultivos de caucho, se registraron menos
hectáreas de tierra dedicadas a los pastos. Igual-
mente, se identificaron dos periodos en los cuales
la pérdida de área boscosa fue mayor, el primero
comprendido entre 1997 y 2000, años en los que
se presentaron gran cantidad de cambios en la di-
námica del cultivo de coca; y un segundo perio-
do desde 2002 hasta 2013, coincidiendo con la
época de mayor desplazamiento de la población a
causa del conflicto armado y la compra de grandes
extensiones de tierra para la ganadería extensiva.
Los entrevistados también señalaron el rol de las
plantaciones de caucho como actividad productiva
para la conservación de las áreas de bosque e indi-
caron que esta actividad obtuvo su mayor auge a
inicios de los años 90 través del Plan de Desarrollo
Alternativo (Plante); (1993-1996), como alternativa
de sustitución de cultivos ilícitos que venían proli-
ferando desde la década del 70 y que se vio frena-
do por el desplazamiento de la población a causa
del conflicto armado. Los entrevistados relacionaron
que la apuesta productiva de la región en la actuali-
dad está orientada al establecimiento de cultivos de
caucho y cacao, así como de ganadería sostenible,
en aras de promover la conservación de los bosques;
iniciativas que se han mantenido desde el año 2008,
cuando surgió el Programa de Alianzas Productivas.
En lo concerniente a las métricas de paisaje,
se encontró que al comparar los años 1990 con
2016 hay un aumento significativo en el número
de parches de bosques que pasó de 62 (1990) a
339 (2016); mientras que la cobertura de pastos
disminuyó la cantidad de parches de 552 a 332,
respectivamente. Así, son los bosques los que en
1990 tenían los parches con mayor área con un va-
lor medio de 918.89 ha, mientras que en el 2016
el área promedio de los parches de bosque es de
94.68 ha. Los pastos, por su lado, presentan mayor
porcentaje de área ocupada dentro del paisaje con
un área promedio de parches con 128.29 ha.
Tabla 3. Valores de coeficiente de Kappa para el análisis multitemporal del uso del suelo en El Retorno (Colombia)
Imagen Coeficiente
de Kappa Error
estándar I.C (95%) Fuerza de la
concordancia
08/01/1990 0.640 0.045 (0.552–0.728) Buena
16/03/1991 0.693 0.057 (0.581–0.805) Buena
13/12/1997 0.647 0.060 (0.529–0.764) Buena
13/02/2000 0.747 0.052 (0.645–0.849) Buena
30/09/2002 0.661 0.052 (0.559–0.764) Buena
06/10/2013 0.649 0.068 (0.515–0.782) Buena
01/02/2016 0.908 0.090 (0.731–1.085) Muy buena
I.C: índide de concordancia.
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AA: áreas abiertas, sin o con poca vegetación. AAH: áreas agrícolas heterogéneas. AVHA: áreas con vegetación herbácea y arbus-
tiva. B: bosques. OT: otras tierras. SD: sin datos.
Figura 2. Área (ha) por clasesde cobertura en el periodo 1990-2016.
Figura 3. Línea del tiempo para el periodo comprendido entre 1990-2016. Elementos socioeconómicos que han
incidido en el cambio de uso del suelo.
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En relación al índice del parche más grande, en
1990 los bosques (64.84%) eran la cobertura que
tenían los parches con mayor área, mientras que
en 2016 las coberturas de bosques y pastos son
las que tienen mayor porcentaje de área ocupada
por su parche más grande dentro del paisaje, con
15.06% y 11.76%, respectivamente.
En lo que respecta a las mediciones de la forma
de los fragmentos, de acuerdo al índice de propor-
ción perímetro/área (Para), se evidencia que, dada
la relación entre la longitud del parche (m) y el
área (m2), de 1990 al 2016 aumentó la relación
para los bosques mientras que disminuyó el valor
del índice para los pastos.
De acuerdo a las métricas de agregación, y
considerando la distancia media de los fragmen-
tos al vecino cercano (ENN), los bosques presen-
taron un aumento de 7.39 m, lo cual muestra una
mayor dispersión de los parches de esta cobertura.
Por el contrario, los pastos mostraron una dismi-
nución de la distancia entre parches, la cual pasó
de 243.26 m en 1990 a 99.38 m en el 2016. El
índice de agregación (AI) entre los años 1990 al
2016 presenta una disgregación de fragmentos de
bosque mientras que aumentan la agregación de
parches de pastos. En la tabla 4 se relacionan las
métricas de paisaje a nivel de clase tomadas para
los años 1990 y 2016, respectivamente.
Composición florística
En el relicto 1 (predio El Mirador) se registraron
208 especies forestales pertenecientes a 55 fami-
lias y se encontró que las más representativas son:
Moraceae con 14 especies, Rubiaceae con 13 es-
pecies y Burseraceae con 12 especies. Mientras
que en el relicto 2 (predio El Topacio) se halla-
ron 161 especies pertenecientes a 49 familias, en
donde las familias con mayor cantidad de espe-
cies fueron Fabaceae con 15 especies, Lauraceae y
Burseraceae con 10 especies cada una. Por último,
en el relicto 3 (predio Asoprocaucho), se encontra-
ron 151 especies forestales distribuidas en 47 fa-
milias, Fabaceae con 16 especies, Lauraceae con
10 especies y Moraceae con 9 especies fueron las
familias con mayor cantidad de especies.
Tabla 4.
Métricas de paisaje a nivel de clase para el análisis multitemporal del uso del suelo en El Retorno (Colombia).
Métrica Año 1990 Año 2016
AA AAH VS B OT P AA AAH VS B OT P
Métricas de área
Area MN (ha) 12.0 10.2 23.2 918.9 36.2 24.3 11.8 9.9 14.8 94.7 59.6 128.3
NP (#) 133.0 52.0 520.0 62.0 1.0 552.0 102.0 51.0 549.0 339.0 1.0 332.0
PD (#/100 ha) 0.2 0.1 0.6 0.1 0.0 0.7 0.1 0.1 0.7 0.4 0.0 0.4
LPI (%) 0.1 0.1 0.5 64.8 0.0 0.9 0.1 0.1 0.1 15.1 0.1 11.8
Métricas de forma
Para MN 224.0 269.9 234.1 206.5 174.1 222.0 238.6 304.4 290.6 226.6 125.9 194.4
Para SD 81.9 71.5 80.6 84.7 0.0 82.3 98.9 100.9 106.3 89.2 0.0 92.2
Para CV (%) 36.5 26.5 34.4 41.0 0.0 37.1 41.5 33.1 36.6 39.4 0.0 47.4
Métricas de agregación
ENN MN (m) 813.4 921.9 219.0 124.9 N/A 243.3 963.6 1430.4 232.1 132.3 N/A 99.4
ENN CV (%) 84.0 93.9 91.0 66.4 N/A 85.6 98.4 102.1 90.5 63.0 N/A 74.0
AI 96.2 87.0 90.1 88.4 84.0 91.6 93.4 91.8 83.1 86.8 82.3 94.3
Clases de cobertura: AA: áreas abiertas, sin o con poca vegetación. AAH: áreas agrícolas heterogéneas. VS: vegetación secundaria
o en transición; B: bosques. OT: otras tierras. SD: sin datos.
Métricas: variabilidad de área (Area), número de parches (NP), densidad de parches (DP), índice del parche más grande (LPI), índi-
ce de forma (Shape), proporción perímetro/área (Para), distancia euclidiana al vecino más cercano (ENN), índice de agregación (AI).
* Se calcularon: media (MN), desviación estándar (SD) y el coeficiente de variación (CV).
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Parámetros estructurales
En la figura 4 se muestra la distribución por clases
diamétricas de las especies arbóreas registradas,
la cual es en “j invertida”, concentrando la mayor
cantidad de individuos en las clases diamétricas
inferiores, estructura característica de bosques tro-
picales disetaneos. En el relicto 1, el 43.9% de los
individuos se encuentran en la clase diamétrica
I, con diámetros ente 10 y 15 cm, y no se regis-
traron árboles con diámetros superiores a los 63
cm. El 61.01% de los individuos del relicto 2 se
a: Relicto 1. Predio el Mirador. B: Relicto 2: PredioEl Topacio. C: Relicto 1. Predio Asoprocaucho.
Figura 4. Distribución diamétrica y altimétrica de los individuos con un DAP ≥ 10cm.
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encuentran en la clase diamétrica I, con un ran-
go diamétricos entre los 10 y 23 cm, y tan solo un
13.3% de los individuos tienen diámetros que su-
peran los 36 cm. Por último, en el relicto 3 no se
registraron diámetros superiores a los 55 cm y el
48.02% de los fustales se encuentran en la clase
diamétrica I, con diámetros entre los 10 y 15 cm.
En lo referente a la distribución altimétrica, la
distribución de alturas es bastante heterogénea. En
el relicto 1 no se diferencia un estrato con alturas
superiores a los 19 m; el 25% de los individuos re-
gistrados en este relicto se encuentran en la clase
altimétrica IV con alturas entre los 7.98 y 9.64 m
y solo el 1.5% de los individuos presentan alturas
mayores a los 16.28 m. En el relicto 2 no se dife-
rencia un estrato con alturas superiores a los 19 m
y el 36.70% de los individuos se encuentran en
la clase altimétrica V, con alturas entre los 10.28
y 12.1 m. El 55.36 % de los individuos del relic-
to 3 se encuentran en las clases altimétricas VII y
VIII con alturas entre los 11.4 m y 14.2 m; no se
registraron individuos con alturas superiores a los
15.6 m.
En relación a la estructura vertical y horizon-
tal de los bosques, se encontró que el relicto 1
presenta un sotobosque que está dominado por
especies de hábito herbáceo, siendo la más abun-
dante la Asteraceae, Pseudelephantopus sp.1, y
los pastos (Poaceae), Olyra sp.1 y Olyra latifolia
L.; también se encontraron cuatro especies de
helechos (Pteridaceae) del genero Adiantum, A.
sp.1, Adiantum cf. decoratum Maxon & Weath.,
Adiantum obliquum Willd y A. sp. 4, así como
una especie de Araceae del género Philodendron.
En el sotobosque del relicto 2 priman las especies
herbáceas, siendo la especie más abundante y fre-
cuente la herbácea arbustiva Solanum jamaicense
Mill. También se destacan cinco especies de la fa-
milia Araceae: Monstera sp.1, Philodendron sp. 1,
Philodendron sp.2, Spathiphyllum cf. cannifolium
(Dryand.) Schott y Spathiphyllum sp.1; así como
un helecho del género Adiantum (Pteridaceae).
Por último, la especie S. cf. cannifolium de la fami-
lia Araceae, y dos helechos del género Adiantum
(Pteridaceae), A. obliquum y Adiantum sp.3, son
las especies que registran mayor abundancia en el
sotobosque del relicto 3. En la tabla 5 se mencio-
nan las especies más representativas de cada relic-
to en el índice de valor de importancia ampliado.
DISCUSIÓN
La fragmentación del bosque inicia con el estable-
cimento de cultivos de coca, evidenciado en se-
ries de tiempo detalladas que demuestran luego
la aparición de pasturas sobre las áreas boscosas
(Armenteras et al., 2006). Esta conversión de bos-
ques a pastizales es una de las principales causas
de cambio sobre la cobertura vegetal en la región
amazónica (Dávalos et al., 2014; Rufin, Müller,
Pflugmacher y Hostert, 2015; Navarrete, Sitch,
Aragão, Pedroni y Duque, ,2016), que se caracte-
riza por tener un 80% de la superficie de pastoreo,
con fincas que implementan un sistema extensivo
de ganadería con capacidad de carga aproximada
de una cabeza de ganado forrajero por hectárea de
pasto (Navarrete et al., 2016).
Lo anterior se refleja en el área de estudio, ya
que el análisis multitemporal y las entrevistas con
los actores claves de la región muestran una tra-
yectoria de intensidad histórica que sugiere un uso
intensivo del suelo con grandes extensiones de
pastos dedicados a la ganadería extensiva y la pre-
sencia de cultivos ilícitos en áreas de bosque. Esta
situación impulsó la reducción del área de las ma-
sas boscosas, lo que genera un conflicto de uso del
suelo asociado a procesos de praderización.
Igualmente, los resultados presentes en este tra-
bajo confirman que la expansión lateral para redu-
cir al mínimo la distancia de las zonas productivas
de los pastos forma un patrón especifico que está
directamente relacionado con altos índices de
fragmentación de los bosques (Peng et al., 2016).
Por ende, es un determinante de grandes cambios
en las medidas de paisaje al convertirlo más sim-
ple y homogéneo, confirmando así un proceso de
consolidación de pastizales. Esto se evidencia en
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Tabla 5. Indice de valor de importancia ampliado para relicto de bosques en El Retorno (Colombia).
Especie IVI (%) PS (%) RN (%) Ivia (%)
Relicto 1. Predio El Mirador
Siparuna cuspidata (Tul.) A.DC. 23.01 1.37 0.82 25.20
Astrocaryum chambira Burret 14.62 2.50 1.73 18.85
Schefflera morototoni (Aubl.) Maguire et al. 12.94 0.92 0.00 13.86
Vismia macrophylla Kunth 7.91 3.34 2.13 13.38
Inga acreana Harms 10.52 0.99 0.90 12.41
Virola peruviana (A.DC.) Warb. 4.89 2.71 2.44 10.04
Crepidospermum rhoifolium (Benth.) Triana & Planch. 6.04 1.80 1.69 9.53
Pourouma bicolor Mart. 5.85 1.44 1.52 8.81
Miconia truncata Triana 2.65 3.10 3.05 8.80
Oenocarpus bataua Mart. 7.19 0.95 0.60 8.74
Protium amazonicum (Cuatrec.) Daly 6.14 1.32 0.99 8.45
Iryanthera paraensis Huber 6.41 1.03 0.66 8.10
Guatteria sp. 2 3.86 2.15 2.06 8.07
Otras especies 187.96 76.39 81.40 345.75
Total 300.00 100.00 100.00 500.00
Relicto 2. Predio El Topacio
Inga acreana Harms 41.00 5.58 2.94 49.52
Triplaris americana L. 40.39 1.42 0.00 41.81
Hevea brasiliensis (Willd. ex A. Juss.) Müll. Arg 18.22 0.59 0.00 18.81
Guatteria cf. metensis R.E.Fr. 6.97 4.84 4.32 16.12
Oenocarpus bataua Mart. 10.70 2.19 1.97 14.86
Iriartea deltoidea Ruiz & Pav. 11.82 1.41 1.07 14.29
Himatanthus articulatus (Vahl) Woodson 6.42 3.24 2.91 12.58
Inga cf. heterophylla Willd. 6.45 3.09 2.76 12.31
Inga brachyrhachis Harms 8.94 1.19 0.69 10.83
Protium heptaphyllum (Aubl.) Marchand 6.99 1.82 1.80 10.61
Tabernaemontana sanano Ruiz & Pav. 7.93 1.23 0.99 10.15
Crepidospermum goudotianum (Tul.) Triana& Planch. 8.46 0.45 0.49 9.40
Otras especies 125.70 72.94 80.07 278.71
Total 300.00 100.00 100.00 500.00
Relicto 3. Predio Asoprocaucho
Triplaris americana L. 33.61 8.08 5.92 47.62
Socratea exorrhiza (Mart.) H. Wendl. 15.70 1.78 1.57 19.04
Apeiba glabra Aubl. 9.01 2.51 2.21 13.72
Himatanthus articulatus (Vahl) Woodson 9.79 1.35 1.12 12.27
Petrea volubilis L.0.00 6.23 4.66 10.90
Pseudolmedia laevis (Ruiz& Pav.) J.F.Macbr. 6.37 2.08 2.09 10.53
Astrocaryum chambira Burret 7.69 1.50 1.24 10.43
Miconia elata (Sw.) DC. 3.70 3.36 3.11 10.17
Mabea piriri Aubl. 0.00 5.22 4.61 9.83
Brosimum guianense (Aubl.) Huber 6.59 1.50 1.48 9.57
Inga brachyrhachis Harms 6.57 0.92 1.00 8.49
Crepidospermum goudotianum (Tul.) Triana& Planch. 6.53 1.01 0.88 8.43
Schefflera morototoni (Aubl.) Maguire et al. 6.97 0.48 0.32 7.77
Otras especies 187.48 63.99 69.77 321.24
Total 300.00 100.00 100.00 500.00
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la zona de estudio con el aumento en el área de
parches de pastos y una disminución en la distan-
cia euclidiana, así como el número de los mismos
para reflejar un patrón más agregado. En el caso
de bosques, se dio un aumento en la división de
la cobertura, representada en un mayor número de
parches y sumado al aumento de la distancia eu-
clidiana al vecino más cercano, disminuyó su área
y reflejan una mayor dispersión de los relictos de
bosques.
Los bosques que se mantienen en el área re-
flejan un patrón de distribución lineal, lo cual se
debe a que en las prácticas de uso del suelo de la
región solo se mantienen en su mayoría los bos-
ques asociados a los cursos de agua. Cabe resal-
tar la presencia de un parche nodal que ocupa el
15.06% de la ventana de estudio, y aunque se des-
conoce la calidad ecológica de este fragmento,
este es de gran importancia no solo por su tamaño
sino porque contribuye a la conectividad física al
estar unido a bosques de galería. Además, la su-
perficie comprendida por los elementos nodales es
inferior al 30% de la superficie total estudiada, por
lo que la organización de los elementos del paisa-
je es el factor clave para la conservación de la di-
versidad (Morera, Pintó y Romero, 2007).
Sin embargo, las superficies boscosas del área
presentaron un aumento significativo en la relación
entre su área y perímetro, generando formas me-
nos compactas que afectan la conservación de la
diversidad al interior de los relictos (Groom, Gary
y Carroll, 2006), dado que los fragmentos quedan
expuestos a una mayor influencia de los ambientes
periféricos (Gurrutxaga y Lozano, 2008). En este
caso corresponden a una matriz de pastos, por lo
que un factor clave para la manutención de la di-
versidad es la adaptación de las diferentes especies
en el mosaico paisajístico (Morera et al., 2007).
Considerando el cambio en la configuración
del paisaje en relación a la superficie de las áreas
boscosas y sus valores en los índices de forma y
agregación, así como inmersión de los bosques en
una matriz de pastos limpios y fragmentados por
cultivos de coca, puede deducirse que es un paisa-
je fragmentado y por ende se pueden presentar de
forma simultanea efectos asociados. La fragmen-
tación de los bosques tiene un impacto sinérgico
sobre la estructura, composición y funcionalidad
del bosque (Hernández, Delgado, Meier y Durán,
2012), lo que se evidencia en la caracterización
de la composición y estructura de los relictos bos-
cosos analizados, en los que se registró una mayor
abundancia, frecuencia y dominancia de especies
heliófitas generalistas con una escasez de especies
especialistas y ausencia de grandes árboles emer-
gentes. Lo anterior, coincidiendo con lo reporta-
do por Stevenson y Rodríguez (2008) al describir
otros relictos de bosque húmedo tropical en el
municipio de El Retorno, en el que el 25% de las
especies registradas son pioneras y su mayor pro-
porción puede deberse a procesos antrópicos de
uso y fragmentación.
A pesar de lo anterior, se registraron altos va-
lores de IVI en bosques con fines de protección o
con menos alteraciones aledaños, con especies:
B. guianense, C. goudotianum, C. rhoifolium,
I. deltoidea, O. bataua, P. bicolor, P. laevis y S.
exorrhiza (Duque, Cárdenas y Rodríguez, 2003;
Stevenson, Suescún y Quiñones, 2004; García-R
y Galindez, 2011). Sin embargo, en los bosques
tropicales disetaneos el mayor peso ecológico
(IVI) está dado por pocas especies con indivi-
duos de alturas y diámetros altos (Ariza, Toro y
Lores, 2009). Caso contrario a lo que se registra
en el área de estudio, en donde las especies con
mayor IVI deben sus valores de dominancia a la
abundancia de individuos en las clases diamétri-
cas inferiores. Esto, sumado al empobrecimiento
del estrato superior arbóreo, se refleja en mayor
abundancia de individuos en los estratos inferior
y medio (HT < 15 m), sugiriendo una simplifica-
ción estructural del bosque.
Dado que los cambios en la composición de
la vegetación referidos a mayor abundancia de es-
pecies heliófitas con maderas de menor densidad,
sumado a cambios estructurales, representados
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en la mayor densidad de árboles con troncos más
delgados, disminuyen el tiempo de residencia del
carbono en la madera y aceleran la descomposi-
ción, también se pueden estar viendo afectados los
procesos ecológicos como, por ejemplo, el flujo
de carbono del suelo (Laurance et al., 2011; Ro-
mero-Torres y Varela, 2011; Barros y Fearnside,
2016). Por lo cual la composición y estructura de
los relictos analizados coincide con la de sitios al-
terados o fragmentos en los cuales se ha registrado
mayor afección del hábitat (e.g. Laurance, Vascon-
celos y Lovejoy, 2000; Lezcano, Finegan, Condit
y Delgado, 2001; Hernández et al., 2012), respal-
dando la pérdida de resilencia ecológica en pai-
sajes hiperfragmentados y la conversión hacia un
paisaje secundario (Pardini, Bueno, Gardner, Pra-
do y Metzger, 2010; Hernández et al., 2012).
CONCLUSIONES
Debido a que la dinámica de cambio de los ecosis-
temas boscosos es muy alta, se hace necesario el
empleo de metodologías con escalas temporales y
espaciales múltiples. Sin embargo, no son usuales
los estudios que consideren ambos aspectos, pero
este en particular, permite continuar avanzando en
el conocimiento de la interrelación de las causas
de deforestación a nivel de paisaje, las cuales co-
múnmente son precursoras de la fragmentación y
degradación de bosques.
Es así como el análisis de algunos aspectos rela-
cionados a la interacción de factores de interven-
ción antrópica como lo es el uso de suelo, métricas
de paisaje y estudios de vegetación en relictos de
bosque permiten ampliar el escenario para lograr
identificar si se están presentando procesos de re-
cuperación o degradación en los bosques, para así
poder definir estrategias adecuadas de manejo con
fines de conservación.
La fragmentación de los bosques en el área de
estudio es evidente, se refleja en el mayor núme-
ro de parches con menor área y en el aumento de
la distancia entre los mismos, mientras que se han
ampliado los pastizales aumentando su conec-
tividad; situación que afecta a las comunidades
vegetales de los relictos de bosque presentes al es-
tar inmersos en una matriz de pastos y al mostrar
cambios en la composición de especies y estruc-
tura del bosque que actúan como indicadores de
degradación forestal.
Aun así, los fragmentos de bosques que per-
sisten en estos paisajes fragmentados constituyen
áreas con gran potencial para la restauración eco-
lógica, considerando que se mantienen valores
significativos de diversidad de especies asociados
a riqueza y que aún se registran especies represen-
tativas del bosque húmedo tropical que se encuen-
tran catalogadas dentro de alguna categoría de
amenaza, como lo son: las palmas, Astrocaryum
chambira Burret, Euterpe precatoria Mart., Iriartea
deltoidea Ruiz & Pav. y Oenocarpus bataua Mart.;
especies de la familia Lauracea como Ocotea
aciphylla (Nees & Mart.) Mez, Ocotea bofo
Kunth, Ocotea longifolia Kunth; las Lecythidaceas
Cariniana pyriformis Miers, Couroupita guianensis
Aubl., Eschweilera gigantea (R.Knuth) J.F.Macbr y
Gustavia poeppigiana O.Berg; y Cedrela odorata
L. (Meliaceae), entre otras.
A pesar que los relictos de bosques estudiados
han presentado pérdidas significativas de área,
se mantienen áreas que desempeñan un rol fun-
damental en la conservación de la biodiversidad.
Aun así, se sugiere la ampliación de las zonas de
bosques para el mantenimiento de poblaciones
y la reducción de las distancias entre fragmen-
tos para aumentar la conectividad ecológica, así
como una reducción de la matriz de pastos con-
siderando que sin duda esta influye en el tipo de
sucesión que se puede dar de forma natural en es-
tos bosques.
Este trabajo aporta información clave para el di-
seño de estrategias orientadas al manejo de relic-
tos al interior de finca, que se puedan vincular al
diseño de herramientas de gestión y conservación
a nivel de paisaje.
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Meza-elizalde, M. C. y arMenteras, d.
Colombia Forestal • ISSN 0120-0739 • e-ISSN 2256-201X • Bogotá-Colombia • Vol. 21 No. 2 • pp. 205-223
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AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen a The Digital Globe Foun-
dation por suministrar las fotografías aéreas de alta
resolución para el desarrollo de este trabajo. A la
familia Rincón y a Asoprocaucho, por permitir-
nos desarrollar esta investigación en sus predios y
abrirnos las puertas de sus hogares. A los ingenie-
ros forestales Alejandra Reyes y José Luis Acosta, a
la estudiante Katherine Lezama y Dairo Gutiérrez
Rincón, por su apoyo en las actividades de campo;
así como al profesor Gilberto Emilio Mahecha y
los profesionales del herbario UDBC de la Univer-
sidad Distrital Francisco José de Caldas por la cola-
boración en la determinación del material vegetal.
CONFLICTO DE INTERESES
Los autores declaran no tener conflicto de intereses.
CONTRIBUCIÓN POR AUTOR
Los autores son los únicos responsables de la obra
en todos los aspectos que condujeron a la elabora-
ción de su publicación.
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... In the case of the tropics, despite recent changes in livestock activity such as intensive production or the establishment of silvopastoral systems, pastures for grazing is still the predominant land use after deforestation (Silva et al., 2021). With the expansion of pastures and to reduce the distance from producing areas, a specific fragmented and homogeneous pattern is often formed (Peng et al., 2016), with forests remnants associated only with the water courses, as in the case of the northeast of the Amazon (Meza-Elizalde and Armenteras, 2018). ...
... Arg.). These species have been promoted as an economically productive strategy for reducing deforestation and environmental degradation (Rice and Greenberg, 2000;Wei et al., 2021), and as an alternative for the substitution of illicit crops (Meza-Elizalde and Armenteras, 2018). This research evaluates the influence of the border on the microclimate and vegetation in Amazonian forest fragments located on the deforestation arc in the Colombian Amazon. ...
... In general, the lower diameter classes predominated in the forests, with a greater number of adult individuals that have diameters between 10 cm and 20 cm and a greater abundance of individuals denoted as lower and middle strata (HT < 15 m). This suggested a structural simplification of the forest (Meza-Elizalde and Armenteras, 2018), coinciding with the structure of altered sites characterized by a greater number of individuals in the lower diameter classes in all categories of distance from the edge to the interior (Lezcano et al., 2001). ...
Article
There are multiple pressures on Amazon forests due to, anthropic activities such as extensive cattle ranching, logging, and legal and illegal crops. These pressures generate highly fragmented landscapes that leads to an increase in forest edges. Thus, forest vegetation exposed to the surrounding open environment generates a series of direct effects that extend into the interior of the forest. Changes in the microclimate are among the most notable effects, and these can impact the composition and structure of the vegetation and affect the alteration of multiple ecological processes and ecosystem services. To better understand these consequences, we evaluated the distance of the edge influence on the microclimate, the composition of the vegetation, and the forest structure in the northern Amazon. We considered two types of edges according to adjacent cover: grasslands dedicated to extensive cattle ranching and rubber plantations (Hevea brasiliensis (Willd. ex A.Juss.) Müll.Arg.). We recorded significant differences in the composition and abundance of plants of all size categories. We found less richness and dominance of generalist species, that are characteristic of disturbed environments, in the forest sector adjacent to pastures. These edges had also lower humidity and higher temperatures than rubber plantations ones. The distance from the edge to the interior also affected the structure of the vegetation, with a higher density of individuals in the interior of the forest and significant differences in the diameter and height of individuals. We argue that the rubber plantations could be used as a forest management strategy of drought adaptation since it forms a less abrupt border and has a buffer function, keeping higher humidity values and lower temperatures than forest edges adjacent to pastures.
Article
Full-text available
Protecting biodiversity in RAMSAR sites through conservation activities, like ecotourism, can be very useful to maintain ecological function. There are very few studies in Bolivia that incorporate landscape ecology as a strategic vision for ecotourism in general, and even less that focus on wetlands systems. The aim of this research was to assess the degree of fragmentation and structural connectivity in the landscape in order to understand the anthropogenic processes that have influenced Bañados de Isoso (Santa Cruz, Bolivia) in the last 30 years. To achieve this we used land use change coverage for the Bolivian lowlands (1976-2005) and we quantified changes in vegetation patterns and connectivity through moving windows and spatial sampling based on the scale of a typical ecotourism circuit. The most significant changes occurred after the 1990s with more than 40% natural habitat loss in the northwest and 10-20% in the south. Mean patch areas decreased by more than 75% and patch density increased over 20 times during the same period, indicating a high degree of fragmentation. Connectivity decreased by 5% between 1976 and 2005. Our results show the value of using landscape metrics to assess the impact of human activities within RAMSAR sites and how these activities can be used to encourage strategies, such as ecotourism, to promote landscape conservation.
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Amazon forest stocks large quantities of carbon both in plant biomass and in soil. Deforestation has accelerated the process of forest fragmentation in the Brazilian Amazon, resulting in changes in carbon stocks in both biomass and soil. Logging, including that under legal forest management, can create edge-like conditions inside the forest. We investigated the relationship between changes in carbon stocks in the soil and the distance to the nearest edge in forest remnants after about 30 years of isolation. We assessed the effect of edges using geographically weighted regression (GWR), which considers the non-stationary character of soil carbon stocks and assigns relative weights to the observations according to the distance between them. Data from 265 georeferenced plots distributed over 28 ha of forest fragments in the Manaus region were included in these analyses. Soil-carbon stocks were estimated for areas before (1984–1986) and after (2012–2013) isolation of the fragments. The GWR model indicated an apparent relationship between change in carbon stocks and distance from the edge (R 2 = 0.79). The largest changes occurred in plots located closest to the edges. In 202 plots 6100 m from an edge, soil-carbon stock increased significantly (p = 0.01) by a mean of 1.34 Mg ha À1 over the $30-year period. Such changes in soil carbon stocks appear to be associated with higher rates of tree mortality caused by microclimatic changes in these areas. Increased necromass inputs combined with changes in composition and structure of vegetation may result in increased rates of decomposition of organic matter, transferring carbon to the soil compartment and increasing soil carbon stocks. Considering both ''hard " edges adjacent to deforestation and ''soft " edges in logging areas, the soil-carbon increase we measured implies an absorption of 6 Â 10 6 MgC in Brazilian Amazonia. In hard edges maintained for $30 years, the soil-carbon increase offsets 8.3% of the carbon losses from ''biomass collapse " in the first 100 m from a clearing. Soil carbon did not change significantly in 63 forest-interior plots, suggesting that global climate change has not yet had a detectible effect on this forest carbon compartment.
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p>El paisaje, entendido como un mosaico heterogéneo, es una unidad donde interactúan ecosistemas, especies y el hombre con el uso que este último hace del mismo. El paisaje es el resultado de complejas interacciones, no solo producto de dinámicas naturales sino del balance de la oferta y la demanda de la sociedad ante la preferencia por los recursos que este ofrece. Este equilibrio causa impactos ecológicos sobre los ecosistemas y la diversidad de organismos que ocupan los paisajes. El uso y manejo del territorio aumenta la heterogeneidad espacial, en muchos casos a través de la pérdida y fragmentación de hábitat. Estos procesos traen alteraciones sobre el funcionamiento de los ecosistemas, afectando funciones y procesos ecológicos que dependen del flujo de energía y materiales a través de paisajes. El objetivo de este trabajo es avanzar en la comprensión de los orígenes de la heterogeneidad resultante de estas dinámicas, para mitigar sus efectos y entender cómo planificar y manejar los paisajes. Restaurar, rehabilitar y recuperar ecosistemas son estrategias para asegurar la conservación, sostenibilidad y en algunos casos la recuperación de servicios ecosistémicos. En ocasiones las escalas de paisaje y aquellas a las cuales se realizan actividades de restauración se encuentran alejadas en la práctica. Este artículo presenta una revisión de conceptos claves en ecología del paisaje y de restauración, acercando escalas intrínsecas de los fenómenos y de toma de decisiones para el desarrollo de escenarios de manejo y restauración en Colombia. Abstract The landscape, understood as a heterogeneous mosaic is a unit where ecosystems, species and man’s land use interact. It is the result of complex interactions, not only as a result of natural dynamics but also the balance created between the supply and the demand of society driven by the preference for certain resources. This balance causes ecological impacts both on ecosystems and the diversity of organisms that occupy the landscape. Land use and management tend to increase the spatial heterogeneity in many cases through landscape processes such as the habitat loss and fragmentation. These processes bring alterations in the functioning of ecosystems, affecting the ecological functions and those processes that depend on the flow of energy and materials through landscapes. The objective of this paper is to advance in the understanding of the origins of such heterogeneity in order to mitigate its negative effects and to better plan and manage landscapes. All restore, rehabilitate and ecosystems recovery, are strategies toensure the conservation, sustainability, and in some cases recovery of ecosystem services. Often landscape scales and those to whichrestoration activities are carried away are very distant in practice. This article presents a reflection carried out within the frameworkof the Chair Mutis 2015, it presents an overview of the key concepts in landscape ecology and restoration and an attempt to bridgeintrinsic and decision making scales to advance in the development of restoration scenarios in Colombia starting from the landscape scale but integrating local knowledge and actions.</p
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http://www.revistas.unal.edu.co/index.php/actabiol/index
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Did you ever try to produce a reliable land cover map from Earth Observation data? How many steps are involved and how many different tools do you need? Did you succeed in a reasonable amount of time? IMPACT toolbox offers a combination of elements of remote sensing, photo interpretation and processing technologies in a portable and stand-alone GIS environment, allowing non ITC users to easily accomplish all necessary pre-processing steps while giving a fast and user-friendly environment for visual editing and map validation
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Over the last decades there have been a considerable number of deforestation studies in Latin America reporting lower rates compared with other regions; although these studies are either regional or local and do not allow the comparison of the intraregional variability present among countries or forest types. Here, we present the results obtained from a systematic review of 369 articles (published from 1990 to 2014) about deforestation rates for 17 countries and forest types (tropical lowland, tropical montane, tropical and subtropical dry, subtropical temperate and mixed, and Atlantic forests). Drivers identified as direct or indirect causes of deforestation in the literature were also analysed. With an overall annual deforestation rate of −1.14 (±0.092 SE) in the region, we compared the rates per forest type and country. The results indicate that there is a high variability of forest loss rates among countries and forest types. In general, Chile and Argentina presented the highest deforestation rates (−3.28 and −2.31 yearly average, respectively), followed by Ecuador and Paraguay (−2.19 and −1.89 yearly average, respectively). Atlantic forests (−1.62) and tropical montane forests (−1.55) presented the highest deforestation rates for the region. In particular, tropical lowland forests in Ecuador (−2.42) and tropical dry forests in Mexico (−2.88) and Argentina (−2.20) were the most affected. In most countries, the access to markets and agricultural and forest activities are the main causes of deforestation; however, the causes vary according to the forest types. Deforestation measurements focused at different scales and on different forest types will help governments to improve their reports for international initiatives, such as reducing emissions from deforestation and forest degradation (REDD+) but, more importantly, for developing local policies for the sustainable management of forests and for reducing the deforestation in Latin America.
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Dead wood, composed of coarse standing and fallen woody debris (CWD), is an important carbon (C) pool in tropical forests and its accounting is needed to reduce uncertainties within the strategies to mitigate climate change by reducing deforestation and forest degradation (REDD+). To date, information on CWD stocks in tropical forests is scarce and effects of land-cover conversion and land management practices on CWD dynamics remain largely unexplored. Here we present estimates on CWD stocks in primary forests in the Colombian Amazon and their dynamics along 20 years of forest-to-pasture conversion in two sub-regions with different management practices during pasture establishment: high-grazing intensity (HG) and low-grazing intensity (LG) sub-regions. Two 20-year-old chronosequences describing the forest-to-pasture conversion were identified in both sub-regions. The line-intersect and the plot-based methods were used to estimate fallen and standing CWD stocks, respectively. Total necromass in primary forests was similar between both sub-regions (35.6 ± 5.8 Mg ha(-1) in HG and 37.0 ± 7.4 Mg ha(-1) in LG). An increase of ∼124% in CWD stocks followed by a reduction to values close to those at the intact forests were registered after slash-and-burn practice was implemented in both sub-regions during the first two years of forest-to-pasture conversion. Implementation of machinery after using fire in HG pastures led to a reduction of 82% in CWD stocks during the second and fifth years of pasture establishment, compared to a decrease of 41% during the same period in LG where mechanization is not implemented. Finally, average necromass 20 years after forest-to-pasture conversion decreased to 3.5 ± 1.4 Mg ha(-1) in HG and 9.3 ± 3.5 Mg ha(-1) in LG, representing a total reduction of between 90% and 75% in each sub-region, respectively. These results highlight the importance of low-grazing intensity management practices during ranching activities in the Colombian Amazon to reduce C emissions associated with land-cover change from forest to pasture.