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INTRODUCCIÓN
Los estudios del cambio de uso del suelo son herramientas de gran importancia ya que evalúan la velocidad de la deforestación/reforestación, determinan su extensión geográfica y entienden cuáles son las causas sociales y económicas de los cambios, en las escalas global, regional y local (Ruiz, Savé y Herrera, 2014).
El uso de imágenes de satélite y la aplicación de ellas en estudios multitemporales utilizando SIG, han logrado cuantificar los cambios antrópicos ocurridos en un determinado espacio y en un periodo de tiempo definido, de ésta manera y gracias a este tipo de herramientas los cambios de uso de suelo y cobertura de suelo han tenido una mayor atención los últimos años; éste tipo de estudios aportan una valiosa información en la toma de decisiones de tipo ambiental y son de gran ayuda como herramientas para monitorear y cuantificar los cambios ocurridos en un área de interés con un periodo de tiempo establecido (Pimiento, 2019).
Esta temática ha cobrado interés en la actualidad destacándose los trabajos realizados por Escobar y Castillo, (2021) quienes analizan las trayectorias del cambio en la cobertura y usos del suelo en tres cuencas en la región del Soconusco, Chiapas, México durante un período de 25 años; Sandoval et al., (2021) en una microcuenca de la Mixteca Alta Oaxaqueña, México durante el periodo de 1995 a 2016; Pérez et al., (2021) en ecosistemas del municipio San Pablo Cuatro Venados, Zaachila, Oaxaca en el periodo de 1998 al año 2000.
Bonilla-Moheno et al., (2012) señalan que las investigaciones sobre el cambio de cobertura y uso del suelo a nivel local proporcionan información puntual de los principales factores de esas modificaciones; además de, incorporar al análisis detalles de las actividades productivas en el ámbito familiar, así como en el contexto histórico y social.
Es por ello que, contando con un plan de manejo del Parque Nacional Sangay desactualizado, el cual data del año 1998, trae por consiguiente que no se conozcan los cambios que ha experimentado el área por las actividades antrópicas, las cuales han sido intensas según Vistín (2018) este trabajo se planeta como objetivo: analizar los cambios de uso del suelo del sector Guangras dentro del Parque Nacional Sangay (PNS).
MATERIALES Y MÉTODOS
El área de estudio se localiza en el bosque de la comunidad de Guangras en la Parroquia Achupallas dentro de la microcuenca del río Santiago, ubicado en la provincia de Chimborazo dentro de los límites del Parque Nacional Sangay, Ecuador, la cual limita al Norte con la microcuenca de Ozogoche, al Sur con la provincia de Azuay, al Este con la provincia de Morona Santiago, y al Oeste con la provincia de Cañar. Las coordenadas geográficas proyectadas UTM Zona 17S, DATUM WGS 84 son de Latitud Sur, 765693 de Longitud Este 9726656 (Figura 1).
Para la clasificación de uso de suelo y los cambios ocurridos a través del periodo 1991-2016 fueron empleadas dos imágenes Landsat 5 para la imagen de 1991 y Landsat 8 para la imagen de 2016 obtenidas durante la estación seca con una cobertura de nubosidad del 10 % (path/row: 10/62), técnicas de percepción remota, y el uso de Sistemas de Información Geográfica (SIG). Donde se determinó los siguientes usos de suelo: bosque, cuerpos de agua, cultivos, pastizal, plantaciones y páramos en las fechas enero de 1991 y noviembre del 2016.
Las imágenes de satélite de las fechas seleccionadas se obtuvieron del portal de Internet del Servicio Geológico de los Estados Unidos (United States Geological Survey USGS). Se seleccionaron las fechas anteriores por por la escasez de imágenes sin cobertura de nubosidad, problema recurrente en la zona de estudio. Las imágenes fueron georreferenciadas usando coordenadas en la proyección cartográfica Universal Transversal de Mercator (WGS 84 Zona 17S), para su integración dentro del entorno SIG. Con una resolución espacial (30x30m).
Este proceso se llevó a cabo en el SIG ArcGis 10.1 una vez que las imágenes tuvieron la misma georreferencia, se procedió entonces a las correcciones radiométricas que implica la restauración de líneas o píxeles perdidos, mediante Surface Reflectance, combinación de bandas, corrección atmosférica que se efectuó con modelos matemáticos que integran el valor registrado de niveles de gris con los valores reales existentes del objeto sobre el terreno (proceso de calibración) mediante LEDAPS (software nasa), y corrección geométrica que modifica la geometría de los pixeles ajustándolos a un sistema geométrico, proceso que se realizó mediante imágenes georreferenciadas 17S UTM Datum WGS 84.
Las correcciones radiométricas son fundamentales para una adecuada interpretación de las imágenes satelitales, ya que los contrastes en la iluminación y la geometría deben ser minimizados en estudios multitemporales mediante el uso de valores constantes o coeficientes de corrección de factores tales como la distancia entre la Tierra y el Sol (Alexakis et al., 2014).
La corrección consistió en la utilización de ecuaciones estándar para convertir números digitales (ND) a unidades de radiancia y reflectancia percibida por el sensor del satélite. Las ecuaciones y los datos de calibración fueron obtenidos de Chander et al., (2009). Después de la conversión a radiancia, cada imagen fue convertida a reflectancia superficial considerando la corrección atmosférica.
Una alternativa para determinar la influencia atmosférica y reducir sus efectos dentro del proceso de calibración fue mediante la propia información de la imagen, para lo cual se empleó el método de substracción del objeto oscuro (DOS) propuesto por Chavez (1996).
El procedimiento se realizó mediante una clasificación supervisada, utilizando el clasificador de máxima verosimilitud, ya que es uno de los algoritmos más comúnmente utilizados en percepción remota y es considerado como uno de los procedimientos de discriminación más eficientes donde se estableció en la imagen campos de entrenamiento representativos de cada categoría de cobertura vegetal y uso de suelo, con base en los cuales se caracterizó estadísticamente cada categoría. Posteriormente, se evalúo una función de probabilidad multidimensional completa, en la que cada píxel es asignado a la clase de mayor probabilidad de pertenencia (Eastman, 2010). Es importante notar que este enfoque se basa únicamente en la información espectral de la imagen y no considera elementos como textura, forma y disposición de objetos (Berlanga et al., 2010).
Para el análisis de la cobertura vegetal, en el 2016 el procedimiento involucró la selección de áreas de entrenamiento, donde se delimitan áreas representativas de las distintas categorías; posteriormente, se calculó los parámetros que caracterizan la distribución de los datos espectrales de las áreas definidas como muestras, se hizo el análisis de las áreas y finalmente la clasificación para obtener en forma de polígonos las superficies de las diferentes categorías. A partir de la corrección radiométrica, geométrica y atmosférica de la imagen de satélite Landsat 8 del 2016 y su posterior clasificación supervisada con el algoritmo de máxima verosimilitud, se generó el mapa de uso de suelo.
RESULTADOS
Cuando se aplicó el módulo de clasificación supervisada para el análisis de cada uso de suelo o cubierta vegetal se generaron nuevas capas, cada una según el valor de radiancia de los píxeles (Figura 2).
Posteriormente, con la utilización de la herramienta (Spatial Analyst tools) (Multivariate) (Maximum Likelihood) del Arc Gis 10.1, y la combinación de bandas cuatro, tres, dos para color natural, cinco, cuatro, tres para infrarrojo, cinco, seis, dos para vegetación saludable además de la banda número ocho pancromática logró una mejor resolución (15 m) pudiendo determinar la pérdida de cobertura vegetal (Figura 3).
Las imágenes del año 1991 corresponden a recortes suministrados por la USGS. Dichos recortes hacen parte del área significativa para el estudio de cambio en la cobertura vegetal en la microcuenca del río Santiago, PNS.
A partir de la corrección radiométrica, geométrica y atmosférica de las imágenes del satélite Landsat 5 de 1991 y su posterior clasificación supervisada con el algoritmo de máxima verosimilitud, se genera el mapa de uso de suelo, dando como resultado cinco usos y coberturas de suelo (páramo, cultivo, bosque, pastizal y cuerpos de agua) de manera cuantitativa los siguientes valores de uso de suelo: zona de páramo 4 146,06 ha que representan el 35,28 %, cultivos 1 990,17 ha el 16,93 %, bosque 4 332,89 ha con el 36,87 %, pastizal 1 251,83 ha el 10,65 %, cuerpos de agua 32,40 ha con el 0,28 %, con un total del área de estudio de 11 753,35 ha.
El análisis de la cobertura vegetal en el 2016 dio como resultado los mismos cinco usos y coberturas de suelo que en el análisis de 1991 de manera cuantitativa los siguientes valores de usos de suelo: zona de páramo 3 431,14 ha que representan el 29,19 %, cultivos 3 200.53 ha el 27,23 %, bosque 2 355,95 ha con el 20,04 %, pastizal 2 735,53 ha el 23,27 %, cuerpos de agua 30,20 ha con el 0,26 %, con un total del área de estudio de 11 753,35 ha.
Cambio de cobertura de suelo
En la Figura 4, se muestran los cambios de uso del suelo del área de estudio, en 1991 el área boscosa tenía una superficie de 4 332,89 ha sin embargo, para el 2016 esté disminuyó a 1 976,94 ha con una tasa de deforestación del 2,47 %, de igual manera el área de páramo tenía una superficie de 4 146,06 ha reduciéndose para el 2016 en 714 ha con una tasa de pérdida de 0,76 % los cuerpos de agua contaban con un área de 32,4 ha la cual disminuyó en 2,2 ha así la tasa de cambio fue de 0,28 %, mientras tanto para pastizales el área inicial era de 1 251,83 ha la cual aumentó en un 3,07 %, de igual manera el área de cultivos se registró 1 990,17 ha aumentado en 1,88 % (Figura 4) .
Para el análisis de los patrones de cambio de uso de suelo se generó una matriz de evolución en superficie y porcentaje donde se explica claramente los cambios ocurridos en cada categoría en un lapso de 25 años (Tabla 1).
Entre 1991 y 2016, se ha perdido 1 976,94 ha de zonas de bosque, 714,92 ha de páramo, 2,2 ha de cuerpos de agua (Tabla 1), por lo tanto, se representa con valores negativos indicando que estas tres categorías fueron perdiendo área paulatinamente en 25 años.
Mientras que 1 210,36 ha pertenecientes a cultivos y 1 483,7 ha de pastizales representan sitios que, presuntamente, pudieran haber contribuido al avance de la frontera agrícola mientras que las zonas de pasto han venido aumentando debido a la implementación de crianza de ganado.
Pudiera especularse que, por las causas anteriores, esta zona boscosa se haya fragmentado y degradado a lo largo de estos 25 años, a esto hay que sumarle las actividades de roza, tumba y quema por parte de los moradores del sitio, ocasionando con esta actividad una pérdida, no solo de las especies vegetales, sino también de toda la diversidad del bosque a pesar de encontrarse dentro de una zona protegida.
Tabla 1. - Evolución del uso de suelo en superficie y porcentaje entre 1991 y 2016
| N° | Categorías | 1991 (ha) | % | 2016 (ha) | % | Cambio de la superficie (ha) |
| 1 | bosque | 4 332,89 | 36,87 | 2 355,95 | 20,04 | -1 976,94 |
| 2 | cultivo | 1 990,17 | 16,93 | 3 200,53 | 27,23 | 1210,36 |
| 3 | páramo | 4 146,06 | 35,28 | 3 431,14 | 29,19 | -714,92 |
| 4 | pastizal | 1 251,83 | 10,65 | 2 735,53 | 23,27 | 1 483,70 |
| 5 | cuerpo de agua | 32,40 | 0,28 | 30,20 | 0,26 | -2,20 |
| Total | 11 753,35 | 100 | 11 753,35 | 100 |
La dinámica del cambio de uso de suelo se presenta en la Tabla 2.
La sumatoria de los valores de persistencia (indicados en la diagonal) establece que un total de 9 059,29 ha mantuvieron su categoría de ocupación lo que representa el 77,08 % del total de la superficie del bosque de la comunidad de Guangras.
Los resultados de ganancias y pérdidas indican notables pérdidas de 1 689,65 ha de bosque y una ínfima ganancia de apenas un 0,35 ha, los cultivos tuvieron una pérdida de 2,3 ha y una ganancia de 1 403,44 ha, la pérdida de páramos fue de 788,67 ha con una ganancia de 3,35 ha, los pastizales tuvieron 213,24 ha de pérdida y 1 286,92 ha de ganancia y los cuerpos de agua perdieron 0,2 ha con una ganancia de cero (Tabla 2).
Tabla 2. - Matriz de transición por tabulación cruzada usos del suelo de 1991 y 2016
| Estables (9059,29) | bosque | cultivo | páramo | pastizal | cuerpo de agua | Total (1991) | Pérdidas | Cambio total |
| bosque | 2 355,95 | 723,14 | 0,36 | 966,15 | 0 | 4 045,60 | 1 689,65 | 1 690,00 |
| cultivo | 0 | 1 990,17 | 2,30 | 0 | 0 | 1 992,47 | 2,30 | 1 405,74 |
| páramo | 0 | 468,10 | 3 431,14 | 320,57 | 0 | 4 219,81 | 788,67 | 792,02 |
| pastizal | 0,35 | 212,20 | 0,69 | 1 251,83 | 0 | 1 465,07 | 213,24 | 1 500,16 |
| cuerpos de agua | 0 | 0 | 0 | 0,20 | 30,20 | 30,40 | 0,20 | 0,20 |
| Total (2016) | 2 356,30 | 3 393,61 | 3 434,49 | 2 538,75 | 30,20 | 11 753,35 | ||
| Ganancias | 0,35 | 1 403,44 | 3,35 | 1 286,92 | 0 |
El resultado del presente estudio ofrece una caracterización del cambio de uso de suelo en la microcuenca del río Santiago durante el período 1991-2016, mediante el uso del procedimiento de máxima verosimilitud (Figura 5).
Los cambios de superficie más representativos son el bosque ya que ha perdido un 16,83 % mientras que los cultivos aumentaron en un 10,3 %, en cambio la zona de páramo se ha perdido un 6,09 %, no obstante, la zona de pastizal aumentó en área un 12,62 %, y los cuerpos de agua disminuyeron un 0,02 %.
Entre 1991 y 2016 se perdieron más de 2 694,35 ha de vegetación natural. La situación es especialmente crítica en el caso de los bosques, que aportan el 36,87 % del área total. Los terrenos dedicados a la ganadería (pastizales) aumentaron su superficie en 1 483,7 ha debido a la expansión de áreas agrícolas y la ganadería.
DISCUSIÓN
La evaluación de la confiabilidad temática en los cinco usos de suelo: bosque, cultivo, páramo, pastizal, cuerpo de agua, se concuerda con los obtenidos por (Champo, Valderrama y España 2012; Pimiento, 2019; Camacho, Jara y González, 2022).
En relación a los cambios de usos de suelo se concuerda con Damian et al., (2018) en la microcuenca del río Jubal (MCJ), Suroeste del Parque Nacional Sangay, parroquia Achupallas, cantón Alausí, provincia de Chimborazo, donde el análisis de cambios de cobertura y uso del suelo arrojó en de 1991 a 2011 hubo una disminución de la superficie de páramo y un aumento de áreas de cultivo y pastizales resultados atribuidos a un aumento de la producción ganadera y la agrícola. De hecho, estas son las actividades de subsistencia más importantes en la parte Este de la microcuenca.
También se coincide con los resultados reportados por Cargua et al., 2018 en bosque de Ceja Andina en el sur occidental del PNS donde hubo del año 2001 al 2014 disminución del bosque de 18 888,72 ha, con una pérdida de 1 931,60 ha como consecuencia según al aprovechamiento del bosque para luego usar los terrenos en la agricultura.
Los cambios de uso del suelo que se presentan en el área según Vistin (2018) son como consecuencia de que las comunidades indígenas han cambiado su economía, realizando actividades como la ganadería, el cultivo de Solanum quitoense Lam y la explotación de madera mediante prácticas inadecuadas deteriorando los recursos naturales y el medio ambiente del interior y de la zona de amortiguación del PNS.
Las comunidades de la zona alta del Parque son en su mayor parte, indígenas quichuas de asentamiento tradicional que han obtenido sus tierras por medio del reconocimiento de territorios comunales realizado por parte del extinto Instituto Ecuatoriano de Reforma Agraria y Colonización. El tiempo de asentamiento, la tierra disponible y las presiones del mercado interno son las causas para que su principal forma de trabajo haya sido la tumba del bosque, extendiendo la frontera agropecuaria mediante la introducción de cultivos y ganado mayor.
Las comunidades campesinas se orientan a una producción básica de subsistencia combinada con unos pocos cultivos para comercialización en el mercado interno. Dichas comunidades también han sido desplazadas a tierras no aptas para usos agrícolas y pecuarios dando lugar a un progresivo agotamiento del recurso que reduce substancialmente los rendimientos y desencadena procesos erosivos, estos fenómenos van en contra de los fines conservacionistas del Parque. El pastoreo es una actividad que se ha intensificado en esta última década especialmente en los páramos. Por las condiciones climáticas y especialmente por las frecuentes heladas la agricultura no se practica en altitudes a 3.400 m. Por esta razón, todas las familias se dedican a la crianza del ganado principalmente ovino (Gómez et al., 1998).
Downer (1996) afirma que de 1991-1993 en el sector de Culebrillas (incluyendo áreas del interior del parque) había entre 300 a 1.000 cabezas de ganado vacuno, que causan varios problemas incluyendo la erosión del suelo. La dinámica de cambio es desencadenada y controlada también por factores demográficos y las consecuentes actividades productivas; la mayoría de la población que se asienta en los alrededores del parque tiene como principal ocupación la actividad agropecuaria: 33,9 % en Pondoa, 50 % de los hombres de Osogoche, 43.6 % en San Vicente y 54 % en Colonia Tarqui. Pese a que las mujeres se consideran dedicadas a los quehaceres domésticos, se tiene referencia que también de parte de ellas existe una gran contribución y participación en labores agrícolas y de pastoreo de animales Parque (Gómez et al., (1998).
El estado de conservación del recurso bosque presenta fragmentos de hábitat natural bajo una fuerte presión como producto de factores antropogénicos (MARENA, 2004). La fragmentación del bosque nativo se da por el reemplazo de grandes áreas por otros ecosistemas, dejando parches (o islas) separados del bosque y entre sí Dzieszko (2014). En el área, esto se evidencia en los diferentes tamaños y formas de los fragmentos que reflejan las diferentes coberturas paisajísticas. El grado de intervención del área da lugar a una fragmentación excesiva del bosque.
Las modificaciones humanas son las más determinantes en la fragmentación de los ecosistemas, acelerando la pérdida de hábitat y la reducción de la diversidad biológica. El paso de bosque nativo a áreas de pastizales y agrícolas en el área, hace que el paisaje se encuentre más fragmentado y el efecto de borde sea más abrupto (Ruiz, Savé y Herrera 2013).
Los resultados vienen a corroborar estimaciones sobre la proporción de superficies de ciertas coberturas y sus cambios, expuestas en otros trabajos de investigación dentro de la microcuenca del río Blanco, Cayambe, Ecuador tal es el caso del trabajo de Valencia (2014), quien determinó que el 19 % del bosque ha sido convertido a pastizales, mientras que en este estudio el resultado fue de 20,04 %. También existió coincidencia con los resultados de Lozano, Delgado y Aguirre (2003), quienes determinaron que las principales causas de deforestación en Bosques Montanos ubicadas en el Parque Nacional Podocarpus han sido provocadas por el crecimiento de la actividad agropecuaria a costa de la cobertura vegetal existente.
Así se coincide también con la pérdida de cobertura vegetal de otros estudios espacio temporales como son los reportados por Nájera et al., (2010) de 1995 y 2005, en el estado de Nayarit, México, por Hernández et al., (2015) de 1995 y 2008 en la costa de Tabasco, México, por Fragoso (2017) de 2003 a 2014 en el municipio Acaxochitlán, del estado de Hidalgo, México, Sepúlveda, Saavedra y Esse (2019) en una subcuenca hidrográfica, de la región de La Araucanía, Chile, de 1994-2007, así como en áreas protegidas como los reportados por Ruiz, Save y Herrera (2014) en el Paisaje Terrestre Protegido Miraflor Moropotente, Nicaragua de 1993 2011.
CONCLUSIONES
El uso y cobertura del suelo en la microcuenca del Santiago cambiaron considerablemente de 1991 al 2016, el bosque, páramo, y cuerpos de agua exhibieron una reducción del área debido a la actividad antropogénica de 2,47 %, 0,76 %, 0,28 % respectivamente. La principal fuerza impulsora de los cambios de uso y cobertura en la microcuenca del río Santiago son la ganadería y la agricultura. Los resultados de este trabajo son de utilidad para futuros planes de ordenamiento territorial y en la planeación de estrategias para la conservación de los recursos naturales de la microcuenca del río Santiago perteneciente al Parque Nacional Sangay.
