INTRODUCCIÓN

La presión que ejerce el ser humano sobre el ambiente está causando un creciente impacto sobre los ecosistemas, resultando en profundas modificaciones de los patrones espaciales de biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos a diferentes escalas (^{Pimm et al., 1995}). Esto tiene que ver con el cambio global, definido como el efecto individual y efectos interactivos de los cambios en el uso del suelo, composición de la atmósfera, el clima y la diversidad biológica debido a impactos antropogénicos que son generados a escala mundial (D' Antoni, 2012). Es probable que muchos de estos impactos asociados al cambio global sean más críticos sobre la estructura y funcionamiento de los ecosistemas debido a las interacciones de sus diferentes componentes. Los cambios en los regímenes de perturbación son buenos indicadores para analizar dichos impactos e interacciones entre diferentes variables. Por ejemplo, los incendios forestales, constituyen un importante factor que condiciona la dinámica y el funcionamiento de muchos ecosistemas.

El fuego tiene un uso tradicional en el manejo agrícola y forestal en muchos países del mundo, debido a que se utiliza para despejar y preparar la tierra para distintos fines (^{Müller et al., 2013}). Sin embargo, en las últimas décadas, se ha reportado un aumento tanto en la frecuencia como en la intensidad de los incendios debido principalmente a las acciones antrópicas y al cambio climático, amenazando la integridad de los ecosistemas y su sostenibilidad (^{Cochrane, 2003}). En particular, la quema de vegetación en los países tropicales es una amenaza latente al generar impactos ecológicos, económicos y sociales a nivel local, con implicaciones de gran envergadura sobre niveles superiores. Los incendios de la vegetación representan una quema mundial de biomasa y materia orgánica que produce una emisión de carbono aproximada de 2 PgC/año, liberando una gran cantidad de gases de efecto invernadero (GEI), los cuales juegan un papel importante en las interacciones atmósfera-vegetación y la hidrología de la zona (^{Morton et al., 2008}), influyendo directamente en el cambio climático global (Müller et al., 2013).

Colombia es un país que ha visto incrementada la frecuencia y extensión de incendios que además ocurren en regiones geográfica, social, demográfica, económico y ambientalmente muy diferentes (^{Armenteras et al., 2009a}). En el sector noroeste de la Amazonía colombiana, estos eventos han tenido lugar de manera continua y creciente y el fuego se ha empleado como mecanismo para el cambio de cobertura del suelo, generando grandes cambios en la estructura y composición de los bosques (^{Cochrane, 2003}; Armenteras et al., 2009a). Estos eventos de fuego crean procesos de retroalimentación que aumentan la vulnerabilidad de las zonas boscosas, aumentando el efecto borde en una matriz altamente fragmentada (Cochrane, 2001; Armenteras et al., 2013). Aunque la presencia de áreas protegidas en esta región ha servido para controlar la incidencia y mitigar los efectos de los incendios (Armenteras et al., 2009b), es claro que este tipo de eventos y procesos se siguen desarrollando en sus alrededores (IDEAM, 2017).

La Serranía de La Lindosa se encuentra ubicada al norte del departamento de Guaviare hacia el suroccidente de su cabecera, San José del Guaviare, Colombia y forma parte de la figura de Distrito de Manejo Integrado (DMI) dentro del Área de Manejo Especial de La Macarena (AMEM). Esta serranía ha tenido fuertes presiones antrópicas a lo largo de los últimos años, lo cual determinó que se la considerase como una de las zonas más vulnerables en el país (^{Cárdenas et al., 2008}). Las coberturas naturales han sido reemplazadas por efectos de procesos de colonización, la instalación de actividades de cultivos ilegales y de pastoreo (ganadería extensiva) y la apropiación de terrenos en el territorio (^{Armenteras et al., 2006}; ^{Garzón, 2006}; Cárdenas et al., 2008; ^{Dávalos et al., 2014}). Entre 1984 y 2003 se reportó una pérdida de cobertura boscosa en la serranía cercana al 50 % dando lugar a bosques secundarios, pastizales y cultivos (Garzón, 2006), situación que se ha venido agravando debido a la continua expansión de la frontera agrícola y eventos de deforestación que siguen presentándose en la zona, ya considerada como núcleo de deforestación nacional (IDEAM, 2017). Esto se traduce en una amenaza constante sobre la estructura ecológica regional, ensambles de fauna y flora y efectos negativos sobre la provisión de servicios ambientales para las comunidades humanas, principalmente en San José del Guaviare (Cárdenas et al., 2008; ^{González et al., 2015}). En este trabajo, se busca realizar un análisis espacial que permita determinar el cambio de cobertura y el patrón y número de los eventos de fuego ocurridos en la serranía La Lindosa entre los años 2012 y 2018, considerando la hipótesis de que estos últimos no son aleatorios y que, pueden estar relacionados con el proceso de colonización en esta zona.

MATERIALES Y MÉTODOS

El área de estudio comprende La Serranía de La Lindosa en el municipio San José del Guaviare, Colombia, ubicada entre los 2°29' N y 72° 37'- 48' W. Se ubica entre los 146 y 638 m.s.n.m. y sus condiciones climáticas corresponden al tipo tropical lluvioso (clasificación climática Koppen), con precipitación monomodal promedio de 2800 mm/año, presentando una temporada seca entre noviembre y febrero (^{Cárdenas et al., 2008}). Se realizó la delimitación del área de la serranía (22 054 ha) y un área búfer de 15 km alrededor (Fig. 1), teniendo en cuenta la distancia de búfer utilizada en otros estudios (^{Silvestrini et al., 2011}). Dentro de esta área se cuantificó la ocurrencia de incendios y los cambios de cobertura en las diferentes unidades resultantes mediante el software ArcMap 10.1 de ArcGIS© (ESRI, 2011).

Figura 1 Mapa de ubicación de la Serranía La Lindosa y área de estudio 

Para el caso de las coberturas, la información fue recopilada de la base de datos del Instituto Amazónico de Investigaciones Científicas SINCHI, correspondientes a los años 2012, 2014 y 2016. Se empleó una simplificación de las categorías CORINE Land Cover: (i) clase Bosque (bosque primario), (ii) Fragmentado (bosque continuo que sufre perforaciones), (iii) Vegetación secundaria, (iv) Pastizales, (v) Otros naturales (Zonas arenosas naturales, Zonas pantanosas, Lagunas, Lagos y ciénagas naturales, Ríos, Herbazales) y (vi) Otros (Tejido urbano continuo y discontinuo, Zonas industriales, Mosaico de cultivos, Tierras desnudas y degradadas).

La información de incendios se recopiló a partir de puntos de calor y anomalías térmicas detectadas a través de sensores remotos incorporados en el monitoreo de incendios en la Amazonía colombiana, teniendo en cuenta los datos para los años 2016, 2017 y hasta marzo de 2018. La detección de llevó a cabo mediante sensores MODIS y VIIRS de la NASA (NASA, 2013; NASA, 2015), depurando los focos de incendios con los pozos y Áreas de Evaluación Técnica (TEA's) de hidrocarburos de la Agencia Nacional de Hidrocarburos-ANH para obtener las estadísticas diarias y mensuales de los incendios por jurisdicción de las Corporaciones Autónomas Regionales y de Desarrollo Sostenible-CAR, departamentos y categorías del ordenamiento normativo del Estado Legal del Territorio-ELT presentes en la región (^{Murcia et al., 2014}). Una vez obtenida la distribución de puntos, se procedió a calcular el índice de Moran, el cual refleja si la configuración espacial de los eventos se produce aleatoriamente teniendo en consideración que las observaciones, por su ubicación próxima, tengan valores similares (^{Goodchild, 2008}).

Para la determinación de área quemada, se tuvo en cuenta la identificación, delimitación y clasificación de las áreas de cicatrices de quema. La información se actualizó mensualmente en el Instituto SINCHI; se emplearon imágenes LANDSAT 8, que se procesaron con el programa Terra Amazon y haciendo uso de la metodología desarrollada por el Instituto Nacional de Pesquisas Espaciales -INPE- de Brasil propuesta por ^{Melchiori et al., (2015)} y ajustada por el Instituto Sinchi (Laboratorio de Sistemas de Información Geográfica y Sensores Remotos -Lab SIGySR-), usando combinaciones entre el Indice de Vegetación de Diferencia Normalizada - NDVI y el Radio Normalizado de Quema-NBR, con la banda del infrarrojo cercano (IR), y junto con técnicas de realce de contraste y de segmentación de polígonos a través del algoritmo Baatz, se realizó la identificación de las cicatrices. Para determinar el tipo de cobertura afectada por el incendio, las cicatrices fueron analizadas con la capa de Bosque/No Bosque de IDEAM, y para vegetación secundaria u otras coberturas (principalmente pastos) el análisis se hizo con los mapas de coberturas de la tierra de la Amazonía (Murcia et al., 2016). Este monitoreo comenzó en el mes de marzo del año 2017. Para este estudio se contó con la información disponible hasta enero de 2018.

RESULTADOS

Durante el periodo 2012-2016, hubo dominancia de las coberturas de Bosque y Pastizales, las cuales mantuvieron las mayores extensiones durante los tres años analizados, principalmente a partir de los 10 km desde la serranía. Por su parte, en la serranía resalta otras coberturas naturales que corresponden a herbazales y vegetación propia a zonas de afloramiento rocoso. Entre 2012 y 2016 se denota la pérdida de 8674 ha de cobertura boscosa y 6802 ha de bosques fragmentados, que se refleja en el aumento de pastizales en 4190 ha y de la vegetaciónsecundaria en 11 787 ha (Tabla 1). Para el 2016, la cobertura de Pastizales alcanza la mayor extensión con 100 400 ha, aproximadamente un 48 % del área de la zona de estudio mientras que Bosques decreció su extensión a 61 318 ha, llegando a un 29 % del área de estudio.

Tabla 1 Número de hectáreas disminuidas por km² en cada área de análisis y por cada cobertura entre los años 2012-2016. Los valores negativos corresponden al aumento de la extensión de la cobertura. 

El área reducida para la cobertura de Bosque no varió en alto grado respecto a la serranía y el área búfer. Para el caso de la cobertura Fragmentado aumenta sus valores mientras aumenta la distancia a la serranía. Por otro lado, la cobertura Vegetación secundaria aumenta su extensión en toda el área de estudio siendo más alta entre los 10 y 15 km desde la serranía. La clase Pastizales también aumenta su extensión, sin embargo, alcanza valores más altos en la serranía y en el área búfer entre los 5 y 10 km.

La transición de Bosques a Fragmentado, Vegetación secundaria y Pastizales se dio en mayor grado entre los 0 y 10 km del área búfer. El cambio de Bosques a Pastizales presentó las mayores magnitudes en las diferentes distancias búfer (6,14 ha/km²) respecto a la transición a Fragmentado y Vegetación secundaria (5,49 ha/km² en promedio). Las zonas de bosque fragmentado tuvieron un mayor grado de transición hacia vegetación secundaria (9,3 ha/km²) seguida de Pastizales (6 ha/km²). Ambos cambios tuvieron valores más altos a partir de los 5 km del área búfer, con un promedio de 5,52 ha/km² afectadas.

En la detección de eventos de fuego, se contabilizaron 370 focos para el año 2016, 292 para el 2017 y 501 entre enero y marzo de 2018. Obtenido el índice de autocorrelación o estadístico de Moran se observa una autocorrelación positiva con un valor de 0,9848 que indica una concentración de las áreas afectadas por eventos de fuego y que dicha distribución no es aleatoria.

Los puntos estuvieron concentrados en principalmente en sección noroeste del área de estudio, hacia la Serranía de la Macarena, en el departamento del Meta para los tres años analizados (Fig. 2). El número de eventos de fuego por km² tuvo grandes diferencias entre la serranía y el área búfer, presentándose 0,12 eventos/km² en la primera y 0,54 eventos/km² en promedio en la segunda. Los pastizales fueron los más afectados por eventos de fuego, casi triplicando su número frente a los resultados para otras coberturas durante los tres periodos analizados. De igual forma, los eventos de fuego casi se duplicaron para el periodo analizado del año 2018, excepto para las coberturas Otras naturales y Otros (Fig. 3).

Figura 2 Eventos de fuego sobre la zona de estudio en los años 2016, 2017 y 2018 

Figura 3 Número de eventos de fuego por cobertura para los años 2016, 2017 y 2018 

Las cicatrices de quema entre marzo de 2017 y enero de 2018 suman 3504 ha. La cobertura que tuvo mayor afectación fue la de Pastizales con un área total de 2793,12 ha. En general, la serranía mostró la mayor afectación por quemas en pastizales respecto a las zonas búfer (1,83 ha/ km²), seguida de la distancia búfer entre los 10 y 15 km (1,38 ha/km²). Por otro lado, exceptuando la serranía, la cobertura boscosa presentó mayor área afectada entre los 0 y 15 km de búfer (Fig. 4).

Figura 4 Número de hectáreas por km2 representadas por cicatrices de quema entre marzo de 2017 y Enero de 2018 

DISCUSIÓN

El área posee una fuerte dinámica espacial por el reemplazo y cambios de cobertura. La tasa de deforestación en la serranía La Lindosa y su área de influencia entre 2012 y 2016 alcanza las 2168 ha/año, una tasa del 3,3 % anual. La relación de cambio de Bosques a Pastizales en el noroeste, hacia la Serranía de la Macarena, en el departamento del Meta, permite entrever que el proceso de deforestación se encuentra activo en esta región, anotado anteriormente por ^{Armenteras et al., (2013)}, teniendo en cuenta que allí se concentran las áreas boscosas más extensas. A su vez, se continúa deforestando los remanentes hacia el sur de la serranía La Lindosa. Esta expansión de lo que sería el frente de colonización obedece a una dinámica para la obtención y titulación de tierras, mecanismo ya expuesto por ^{Dávalos et al., (2014)}.

El que los puntos de fuego sobre cobertura boscosa no se concentrasen en la serranía se debe a que dicha cobertura se encuentra en zonas con pendientes fuertes y zonas escarpadas de los afloramientos rocosos, lo que les hace poco viables de ser colonizadas. Sin embargo, las quemas sobre pastizales en su interior y alrededores, entre los 0 y 5 km, evidencia el grado de amenaza constante sobre esta formación y su aislamiento del resto de cobertura boscosa remanente.

El análisis espacio temporal permite ver que el fuego tiene una doble dinámica, hace parte del proceso de deforestación en los frentes, pero así mismo está siendo usado con mayor intensidad para el control y manejo de cultivos o renovación de pastizales. En primer lugar, la deforestación está ligada a la práctica de roza y quema (^{Cochrane, 2001}; ^{Morton et al., 2008}; Lime et al., 2012;), una práctica económica que es común en los campesinos de la región para el manejo del suelo, sus pastizales y cultivos desde su promoción en el año 1970 (^{Del Cairo y Montenegro, 2015}). En segundo lugar, la presencia de fuegos en los bordes del bosque no es arbitraria, pues obedece a que las zonas donde el bosque se encuentra más expuesto cambian su microclima y las condiciones de humedad disminuyen, lo que le hace más susceptible para la quema (Cochrane, 2003). Estos procesos se han evidenciado ya, en relación con otras variables, en el estudio realizado por ^{Armenteras et al., (2013)}. Finalmente, esta incidencia de fuegos sobre el área, inevitablemente le deja vulnerable a la expansión o intensificación de otros incendios, naturales o provocados, afectando de manera directa los bosques y demás coberturas naturales remanentes que, a su vez, no podrían recuperarse debido a la frecuencia de las quemas (Cochrane, 2001).

A pesar de que el área de estudio comprende una parte del Parque Nacional Natural La Macarena y la serranía está comprendida como Zona de Preservación dentro del Distrito de Manejo Integrado Ariari-Guayabero, no existe una administración ni manejo efectivos para frenar los procesos de deforestación antes mencionados y demás problemáticas asociadas a las alteraciones sobre los ecosistemas presentes (^{Cárdenas et al., 2003}). Debe prestarse mayor atención a la gestión sobre la serranía La Lindosa a razón de que las principales fuentes de agua que abastecen esa zona del municipio nacen allí y, a nivel ecológico, debido a que se encuentran ecosistemas propios de afloramientos rocosos con un alto número de especies endémicas, con riqueza estructural y funcional propios (^{Giraldo, 2001}).

CONCLUSIONES

La serranía de La Lindosa se encuentra bajo una presión constante por procesos activos de cambio de cobertura, deforestación y un creciente número de eventos de fuego sobre todo en áreas de manejo agrícola y frentes de colonización. El proceso de deforestación entre los municipios de La Macarena y San José del Guaviare ha dado lugar al aislamiento de la serranía, lo cual puede generar dinámicas de degradación del paisaje e impactos sobre los diferentes ecosistemas que allí coinciden. Hace falta realizar estudios de escala paisajística que permitan explicar y comprender este fenómeno de manera más explícita.

Se pudo establecer una relación intrínseca entre los cambios de cobertura y la incidencia de eventos de fuego sobre la serranía y la zona búfer, teniendo en cuenta la proporción en número y magnitud de afectación sobre las diferentes coberturas, las cuales obedecen a un patrón regular durante el periodo de análisis. Sin embargo, para determinar con mayor precisión las variables explicativas de estos patrones, se debe tener en cuenta otros aspectos, entre ellos los socioeconómicos, propios de la región (^{Armenteras et al., 2011}).

Se espera que la información compilada en el presente trabajo brinde herramientas para poder establecer políticas de manejo más estructuradas para la serranía de La Lindosa, una zona de la cual se cuenta con poca información y la cual es preciso estudiar, al ser considerada como vulnerable (^{Cárdenas et al., 2008}) y siendo un enclave de diversidad en la zona de confluencia entre las regiones Orinoquía y Amazonía.