Cambios
globales en los manglares del golfo de Urabá (Colombia): entre la cambiante
línea costera y la frontera agropecuaria en expansión
Global changes in Urabá gulf mangroves (Colombia):
between the changing coastline and the expanding agricultural frontier
Juan F. Blanco-Libreros1
Resumen
Las alteraciones del nivel medio local del mar y la
deforestación son dos cambios globales que impactan severamente a los manglares
del Caribe colombiano, pero poco se ha discutido acerca de ellos en el golfo de
Urabá. El objetivo de esta revisión es sintetizar la literatura publicada sobre
esos temas en esta área. Este golfo presenta extensas áreas estructuralmente
diferentes a las del resto del Caribe, que están disminuyendo y degradándose
como producto de: a) la erosión
costera y el aumento del nivel del mar; b)
la entresaca de árboles y la expansión de la frontera agrícola; y c) la deforestación de las cuencas y la
exportación de sedimentos hacia los estuarios. El delta del río Atrato y varios
microdeltas de la costa oriental se expandieron, mientras que la ensenada de
Rionegro permaneció estable, al menos durante el siglo XX. La costa oriental,
con las áreas más pequeñas de manglar, se erosionó varios metros por año debido
a la deriva litoral. Cerca a la cabecera municipal de Turbo, la entresaca de
árboles para diferentes fines ha reducido el diámetro promedio de Rhizophora mangle y ha aumentado el
valor de importancia de Laguncularia
racemosa, afectando el reservorio de biomasa y carbono aéreos. La expansión
de la frontera agropecuaria ha reducido la extensión de los rodales interiores de
Avicennia germinans. La alta tasa de deforestación
de las cuencas y planicies costeras de la zona bananera ha incrementado la
carga de sedimentos de los ríos, la cual se acumula en los deltas. En estos,
los manglares retienen cantidades significativas de sedimentos, con posible detrimento
de la colonización y sobrevivencia de plántulas y macroinvertebrados bénticos.
En conclusión, en el golfo de Urabá se presentan en la actualidad cambios
globales naturales y antropogénicos de magnitudes significativas, tanto en la
zona litoral como en las cuencas costeras, los cuales requieren una urgente
implementación de medidas de adaptación dentro de los planes de manejo de los
manglares y de la zona costera.
Palabras clave: conversión agrícola, deforestación, erosión
costera, manglares, sedimentación
Abstract
Accelerated mean sea level rise and deforestation are two global changes
severely impacting mangroves along the Colombian Caribbean coast, but little
has been discussed about then for the Urabá Gulf. The objective of this review
is to synthesize the published literature on such topics available to date for
this area. This gulf holds extensive areas, structurally different from the
rest of the Caribbean, that are shrinking and degrading as a consequence of: a) coastal erosion and sea level rise; b) selective logging and agriculture
expansion; and c) watershed
deforestation and sediment exports to the estuaries. The Atrato River delta,
and several microdeltas located along the Eastern Coast have expanded during
the twentieth century, while the Rionegro Cove has remained relatively
unchanged. In contrast, the small mangrove patches settled along this coast
have been eroded at a rate of various meters per year due to the littoral drift
currents. In the vicinity of the Turbo municipality, selective logging for
different purposes has reduced the mean tree-diameter in Rhizophora mangle and has increased the importance value of Laguncularia racemosa, thus altering
above ground biomass and carbon reservoirs. The agricultural expansion is
responsible for shrinking inland Avicennia
germinans-stands. High deforestation rates in coastal plains and watersheds
in the banana agriculture district have increased river sediment load that
accumulates in the deltas. Mangroves settled in these areas trap significant
amounts of sediments, with likely negative effects on colonization and survival
of seedlings and benthic macroinvertebrates. In conclusion, in the Urabá Gulf
significant global changes, both natural and anthropogenic, currently occur
within the littoral zone as well as within the coastal watersheds, and they
require an urgent implementation of adaptation measures within the management
plans of mangrove ecosystems and the coastal zone.
Key words:
coastal erosion, deforestation, forest-agriculture transition, mangroves, sedimentation
INTRODUCCIÓN
Las zonas costeras tropicales, entre ellas el Caribe
colombiano, son afectadas por cambios globales que se originan en el océano y
en tierra firme, y por lo tanto, un gran reto para su manejo sostenible es
identificar las magnitudes y las escalas espaciales y temporales de variación
de dichos cambios y sus consecuencias locales (Restrepo 2008, Vernette et al. 2012).
Los cambios globales son procesos complejos (usualmente antropogénicos) que
comprometen a la atmósfera y la biósfera, y que tienen efectos sobre la
extensión, estructura y dinámica natural de los ecosistemas, y sobre los
servicios que prestan a los humanos (NRC 2000). Dentro de estas zonas costeras
tropicales y subtropicales de todo el mundo, los manglares son uno de los
ecosistemas más vulnerables en las condiciones actuales y escenarios futuros de
cambios globales tales como el ascenso del nivel medio del mar y la progresiva
deforestación (Duke et al. 2007, Kirwan y Megonigal 2013, Lugo et al. 2014).
Ante estos dos cambios globales, se plantea la hipótesis que los manglares del
Caribe (incluyendo el Caribe colombiano) son muy vulnerables debido a: 1) la magnitud de las amenazas (Ellison
2008, Ellison y Farnsworth 1996), 2)
las reducidas áreas (Gilman et al. 2008) y 3)
la baja riqueza de especies de mangles (Polidoro et al. 2010).
En el Caribe, como respuesta al ascenso del nivel
relativo del mar, los manglares posiblemente se desplazarán hacia tierra adentro
con el avance de la inundación de las aguas marinas y salobres [según evaluaciones
durante varias décadas y análisis palinológicos del Holoceno, v.g., Castaño et
al. (2010) y Urrego et al. (2013)], pero esta adaptación natural está
supeditada a la disponibilidad de tierras bajas sobre las cuales nuevos mangles
puedan asentarse, formando franjas internas que compensen la pérdida de las
externas debido a la inundación (sensu
Gilman et al. 2008). Esta posibilidad es reducida en las costas urbanizadas que
no disponen de espacio para la progradación de los manglares hacia tierra firme
(Gilman et al. 2008, Kirwan y Megonigal 2013). Adicionalmente, los manglares
ubicados cerca a centros urbanos están usualmente sometidos a fuerte presión
por tala y reclamación de tierras, desencadenando consecuencias más graves que
las del calentamiento atmosférico global (Blanco y Estrada-Urrea 2015, Bosire
et al. 2013, FAO 2007). Por lo tanto, se espera que los manglares ubicados en
el borde de la costa se reduzcan en zonas densamente pobladas de continuar las
tasas de aumento del nivel medio del mar (promedio mundial 1950-2000: 1,8
mm/año; Church et al. 2004) y de deforestación (promedio mundial 2000-2005:
0,66%/año; FAO 2007) observadas al finalizar el siglo XX.
El golfo de Urabá presenta extensas áreas de manglar
de características ecológicas únicas en el contexto del Caribe colombiano
(Blanco et al. 2011, Urrego et al. 2014), pero que están experimentando rápidos
cambios de extensión y estructura dasonómica como producto de: a) la erosión costera (Correa y Vernette
2004, Ruíz 2013), b) la entresaca de
árboles y la expansión de la frontera agrícola (Blanco y Estrada-Urrea 2015, Blanco
et al. 2012a), y c) la deforestación
de las cuencas hidrográficas costeras y la consecuente exportación de
sedimentos hacia los estuarios (Blanco et al. 2013b). Este trabajo sintetiza
las evidencias disponibles en la literatura y las generadas por investigaciones
recientes lideradas por el autor sobre estos principales cambios globales en la
zona costera del golfo de Urabá y las compara con las disponibles para otras
áreas del Caribe colombiano. Sin embargo no se compara con los casos del
Pacífico con el fin de obtener mayor profundidad, y debido a que se requiere
tener en cuenta las diferencias geomorfológicas, oceanográficas y
climatológicas (Restrepo 2008). Finalmente, se proponen recomendaciones para el
manejo sostenible de los manglares y al manejo integrado de la zona costera de
Unidad Ambiental Costera del Darién (UAC Darién), como parte de un plan de
adaptación ante las amenazas por ascenso del nivel del mar, expansión de la
frontera agrícola y el incremento de la sedimentación por la deforestación de
las cuencas hidrográficas costeras.
MATERIALES
Y MÉTODOS
Área de
estudio. Se recomienda remitirse a la descripción del área de estudio en Blanco et
al. (2015). El golfo de Urabá (7º 50’-8º 56’ N, 77º
22’-76º 25’ O; área: 4.291 km2), ubicado en el Caribe Sur, límite
con Panamá, es la más extensa entrada de mar en la costa colombiana, siendo un
cuerpo de agua alargado, en dirección norte-sur, con morfología en forma de “U”
(80 km de largo y 25 km de ancho promedio). Es el estuario de mayor tamaño en
el Caribe colombiano ya que en la parte media de su costa occidental desemboca
el río Atrato (4.155 m3/s, el segundo mayor caudal después del río
Magdalena). Este forma un extenso delta digitado que contrasta con los
microdeltas acuminados del costado suroriental en la desembocadura de varios
ríos de menor caudal (Currulao, El Tres, León y Turbo) (figura 1). La
estacionalidad de los vientos y de la precipitación (2.500 mm/año; época
húmeda: abril-mayo, agosto-noviembre; época seca: diciembre-marzo; junio-julio)
juegan un papel importante en la variabilidad espacial de la salinidad del agua
en costas y manglares. La circulación de los vientos en el área es modulada por
el movimiento de la Zona de Convergencia Inter-Tropical. Su desplazamiento
hacia el sur de Colombia durante la época seca (diciembre-enero) produce los
vientos alisios del noreste, mientras que cuando se desplaza hacia el norte en
la época húmeda, produce los vientos alisios del sureste. En la época seca,
aunque las precipitaciones son muy bajas, el aumento de los vientos alisios del
norte y nordeste retienen el aporte de agua dulce ocasionando que el Golfo se convierta
en una gran zona oligo- a meso-halina a nivel superficial. En la época húmeda
los vientos son débiles y se caracterizan por soplar principalmente desde el
sur y suroeste. Sin embargo, el aporte de agua dulce al Golfo proveniente del
río Atrato y de otros ríos de menor magnitud es exportado, y se mantiene una
masa de agua más salada (polihalina) al interior sur (bahía Colombia).
Figura 1. Ubicación de los manglares del golfo de Urabá,
Colombia. A. Ensenada de Rionegro; B. Delta del río Atrato; C. Costa oriental
Fisionómicamente,
los manglares del golfo de Urabá son principalmente de borde y ribereños
dominados por Rhizophora mangle L. (1753), aunque hay pequeñas áreas de manglares de cuencas en las partes
internas dominadas por Avicennia germinans L. (1764). El delta del río Atrato es el área de mayor extensión de manglares
dominados por R. mangle. En la costa occidental
del Golfo existen pequeñas áreas dominadas por A. germinans. En la
ensenada de Rionegro, ubicada en el límite nororiental del Golfo, se presenta
la mayor área de manglar de la costa oriental, dominada por R. mangle y Laguncularia
racemosa. En el costado suroriental sobresalen los parches de manglar en la
desembocaduras de los ríos León y Currulao, y en las bahías Turbo y El Uno. En
bahía Colombia, en la desembocadura del río Suriquí, y en la costa norte en los
municipios de San Juan y Arboletes se presentan pequeños manglares de tipo
ribereño con mezcla de varias especies. Es de resaltar que en la parte sur del golfo
se encontraron recientemente varias poblaciones pequeñas del mangle piñuelo Pelliciera rhizophorae Planchón y Triana
(1862) (Blanco et al. 2016). Las características de la bahía El Uno, el delta
del río Turbo y su cuenca hidrográfica, ubicadas en el área rural y peri-urbana
al norte de la cabecera municipal de Turbo, fueron descritas ampliamente en
Blanco et al. (2013b).
Métodología. Los
resultados presentados provienen de varias investigaciones realizadas entre
2007 y 2013 con metodologías complementarias que buscaban obtener un
conocimiento integral de las amenazas a las que están expuestos los manglares
del golfo de Urabá. Durante el proyecto “Expedición Estuarina, golfo de Urabá”
(Blanco et al. 2010, 2011, 2012a, 2013a), cuyo objetivo fue comprender la
biogeografía de la fauna y flora de los manglares, se tomó como base
metodológica la construcción de un ortofotomapa con > 600 aerofotografías a
color de alta resolución (pixel: 30 cm) para toda la extensión del litoral del
Golfo entre cabo Tiburón (Chocó) y punta Caribaná (Antioquia), además del
Caribe antioqueño (entre este accidente y punta Rey (Arboletes), con el fin de
utilizarlo para la fotointerpretación de las coberturas de manglar y otros
ecosistemas (al igual que de las geoformas, Correa et al. 2010) y como base
para construir un sistema de información geográfica que sirviese para el manejo
sostenible de la zona costera, tal como lo propuso Dahdouh-Guebas (2002).
Durante este proyecto se hizo un recorrido a lo largo de 609 km de costa y se
realizaron parcelas de estructura vegetal del manglar en las áreas más extensas
(Urrego et al. 2010; 2014). También con este proyecto se construyó un modelo de
oleaje basado en datos de campo y de estaciones de viento (Osorio et al. 2010a,
b). Como extensión de este proyecto se ejecutó el denominado “Fragmentación de
los manglares y sus condiciones antrópicas y naturales en el golfo de Urabá”
que buscó explorar las relaciones entre las características paisajísticas de
los parches de manglar con sus propiedades forestales concentrándose en la
costa suroriental (entre los ríos Caimán Nuevo y Suriquí) y realizando un
muestreo de campo mucho más refinado en el espacio y una reinterpretación de la
cartografía de la “Expedición” con base en mayor número de puntos de control de
campo (Blanco y Estrada-Urrea 2015). Este empleó una aproximación jerárquica
para comprender los procesos en su escala espacial apropiada: parches,
vecindarios y paisajes (sensu Dahdouh-Guebas
et al. 1998). Este también utilizó la reconstrucción histórica de los
vecindarios aledaños a la cabecera municipal de Turbo utilizando fotografías
aéreas para estimar la dinámica de la deforestación del área. Finalmente, para
buscar una comprensión del impacto de la deforestación de las cuencas costeras
sobre los manglares, se concentraron los estudios en el delta del río Turbo con
los proyectos “Respuesta de los manglares a cambios naturales y antrópicos en
el delta del río Turbo” e “Impactos de la sedimentación en el delta del río
Turbo y bahía El Uno” (Amortegui et al. 2013, Arroyave et al. 2012, 2014, Blanco
y Castaño 2012, Blanco et al. 2012b, 2013b, Hoyos et al. 2013, Taborda 2008, 2013).
El objetivo de estos dos proyectos, además de las reconstrucciones de los
cambios de cobertura del bosque terrestre y del manglar, fue utilizar
herramientas de múltiples disciplinas (v.g., series de tiempo hidrológicas) y
tipos de datos de campo (tasas de sedimentación, muestreos de bentos y pelagos,
variables oceanográficas, entre otras) y escalas espaciales (cuencas
hidrográficas vs. abanico deltaico) y
temporales (intra- vs. inter-anual)
para vincular la producción de sedimentos en las cuencas con su deposición en
los deltas y estimar sus impactos ecológicos. Esta fue una estrategia inter- y
trans-disciplinaria tal como la sugieren Dahdouh-Guebas y Koedam (2008) como
base para la gestión integral de los manglares y zonas costeras.
En este artículo se presenta una síntesis de las
investigaciones disponibles que aportan datos acerca de los impactos sobre los
manglares debido a: 1) la erosión
costera y el posible aumento local del nivel del mar, 2) la entresaca de árboles y la expansión de la frontera agrícola, y
3) la deforestación de las cuencas
hidrográficas costeras sobre la erosión del suelo y la consecuente
sedimentación en los deltas, utilizando como modelo de estudio el delta del río
Turbo y su cuenca. Para el análisis de la información sobre cada uno de los
tres impactos se siguió la estrategia descrita a continuación.
Erosión costera y posible
aumento local del nivel del mar. Debido a que no existen datos sobre cambios del nivel del mar en el
último siglo en el golfo de Urabá, la estrategia preferida para establecer la
persistencia, la expansión o la reducción de las áreas de manglar ante los
escenarios globales y caribeño de ascenso del nivel del mar fue la comparación
de áreas deltaicas en la cartografía histórica y fotografías aéreas
multi-temporales publicadas por Correa et al. (2010), Menanteau (2007) y
Nieto-Oliveros (2004). Los datos de erosión costera entre Arboletes y Turbo fueron
tomados de Correa y Vernette (2004) como evidencia de la amenaza subregional
para los manglares. También se tomaron las tasas de progradación del delta del
río Turbo durante los últimos 40 años (Taborda 2008, 2013), como ejemplo de un
microdelta progradante y de oportunidades locales para la persistencia de los
manglares ubicados a lo largo de una costa erosiva. Finalmente, se discutieron
las tasas de ganancia y pérdida de algunas áreas de manglar del delta del río
Atrato en la costa occidental y de otros menores de la costa occidental desde
la década de los setentas, comparando la aerofotografía obtenida durante la
“Expedición Estuarina” con otras anteriores de diferentes fuentes (Ruíz 2013). Se
contextualizó la información sobre pérdida de manglar por erosión costera con
las evidencias de campo (v.g., árboles muertos en pie, las raíces sumergidas o
las raíces socavadas) y el modelo de oleaje del golfo de Urabá (Osorio et al. 2010a),
también obtenidos durante la “Expedición”. También se contextualizó dicha
pérdida y ganancia con las tendencias de velocidad del ascenso del nivel del
mar en el Caribe colombiano (Castaño et al. 2010, Restrepo et al. 2012, Ruíz
2013, Ruíz-Ochoa et al. 2008, Urrego et al. 2009, 2013).
La entresaca de árboles y la
expansión de la frontera agrícola. Aunque durante la “Expedición” se construyó el
ortofotomapa y una fotointerpretación preliminar, Estrada-Urrea (2014) hizo una
rigurosa verificación de campo y muestreo de variables dasonómicas en todos los
vecindarios existentes a lo largo de la costa suroriental del golfo de Urabá (la
que experimenta actualmente la mayor presión por deforestación) con el fin de
comprender las presiones que ejercen diferentes actores que hacen uso del
manglar, así como las escalas de tiempo y de espacio relevantes para dichas
actividades. Finalmente, con este componente se calcularon las tasas de
deforestación más precisas hasta la fecha, ya fuera por la verificación de
campo de parches identificados en el 2009 que desaparecieron en 2011 o por la
comparación de varias aerofotografías ente 1938 y 2009. Los resultados fueron
recientemente publicados por Blanco y Estrada-Urrea (2015) y Blanco et al. (2016).
La deforestación de las
cuencas hidrográficas costeras y su efecto sobre la erosión de sus suelos y
sedimentación en el delta del río Turbo. Se obtuvieron series de tiempo de la literatura (Blanco
2009, Restrepo 2005) y de CORPOURABA para poder reconstruir la influencia
humana sobre las dinámicas de los caudales líquido y sólido (Arroyave et al.
2012). Se realizaron mediciones de caudal sólido en la desembocadura del río
Turbo que se correlacionaron con la tasa de sedimentación en varios bordes de
manglar a lo largo de la bahía El Uno para comprender el patrón de distribución
espacial y temporal durante un año (Blanco et al. 2013b, Taborda 2013).
Finalmente, se reconstruyó la cobertura de la parte baja del río Turbo usando
aerofotografías y verificaciones de campo para comprender la dinámica y
magnitud de la transición de cobertura de bosque a cultivos o potreros (Blanco
et al. 2013b, Taborda 2008, 2013). Esta información fue complementada con
trabajos recientes realizados a la escala de toda la cuenca del río Turbo (Nieto-Oliveros
2011, Posada-Mira 2011) y la región centro-norte de Urabá (Ramírez-Sosa y
Orrego-Suaza 2011).
RESULTADOS
Y DISCUSIÓN
Posibles efectos del ascenso
del nivel del mar y la erosión costera sobre los manglares.
A nivel global,
durante el siglo XX, el nivel del mar aumentó aproximadamente 1,8 mm/año (= 18
cm/100 años), pero durante la década 1993-2003 se incrementó a 3,1 mm/año (= 31
cm/100 años) (Church et al. 2004, IPCC 2007, 2014). Sin embargo, en el Gran
Caribe existe gran incertidumbre con respecto a dichas tasas debido a la baja
cobertura espacial de los mareógrafos, la corta extensión temporal de los
registros y el limitado número de estudios estratigráficos (Church et al. 2004,
Ellison 2008, Gilman et al. 2008). Dentro de las estimaciones regionalizadas
hechas por Church et al. (2004) con base en datos de mareógrafos (1950-2000) y
del altímetro satelital TOPEX/Poseidon (1993-2001) se informó que en el Gran
Caribe el aumento del nivel medio del mar fue de 2-3,5 mm/año, el cual es
superior al promedio global pero mucho menor que el encontrado en las zonas más
sensibles como el océano Pacífico central y occidental. De acuerdo a los
diferentes modelos de emisiones gases generadores de efecto invernadero se
estima que en 2100 el nivel medio del mar global habrá ascendido entre 18 y 59
cm, sin embargo, modelos más pesimistas predicen hasta 1 y 3,7 m (IPCC 2007,
2014).
Debido a que no existen estudios de campo en la
región del Caribe sobre los cambios de extensión del manglar con respecto al
aumento del nivel medio del mar durante el pasado siglo, los estudios
palinológicos y sedimentológicos durante el Holoceno se han convertido en una
alternativa metodológica para comprender los efectos de las oscilaciones del
nivel del mar y del cambio climático sobre estos ecosistemas (Ellison 2008, Ellison
y Stodard 1991, Wodroffe y Grindrod 1991). Durante el Holoceno, los manglares
de sitios insulares y continentales del Caribe sobrevivieron incrementos del
orden de 8-9 cm/100 años (Ellison y Stoddart 1991, Parkinson et al. 2004), pero
en algunas partes donde estos superaron los 12 cm/100 años los manglares fueron
escasos o compuestos por pequeños parches o árboles dispersos (v.g., Bermuda: Ellison
1996). Sin embargo, no es posible conocer los cambios en extensión con base en
esos estudios palinológicos, lo cual los convierte solo en una referencia para
la presencia local de los manglares. La evidencia disponible sugiere que los
manglares ubicados en deltas y estuarios, con fuentes alóctonas de sedimentos,
han sido más resilientes al aumento del nivel del mar que los ubicados en
bahías, lagunas costeras o planicies arrecifales con pocas fuentes alóctonas de
sedimentos, mantenidos principalmente por la acumulación de hojarasca y
detritos autóctonos (Ellison y Stoddard 1991, Parkinson et al. 2004, Woodroffe
y Grindrod 1991). Debido a que la compactación de los sedimentos y la
descomposición de los detritos aumentan la incertidumbre de las estimaciones de
las tasas de acreción y de incremento del nivel del mar, estos valores deben
ser interpretados con cuidado y urge ejecutar estudios en las áreas de interés
particular (Ellison 2008, Parkinson et al. 2004). Por lo tanto, considerando
que los diferentes modelos proyectan aumento del nivel del mar de 18 a 370 cm
en el año 2100 (valores conservativos y pesimistas del IPCC), a una tasa dentro
de un rango de 45-66 cm/100 años, los manglares desaparecerían en la mayor
parte de localidades dentro de la cuenca del Caribe (como se observó en Bermuda
y el sur de la Florida durante el Holoceno), siendo esta generalidad solamente
contrarrestada en localidades con elevadas tasas de sedimentación y formación
de turberas. Sin embargo, en ausencia de estudios palinológicos, se desconoce
qué sucedió durante el Holoceno en el Caribe sur y por lo tanto no es posible
hacer predicciones precisas.
Los estudios sobre el aumento del nivel del mar en
Colombia están limitados a los análisis de los datos de mareógrafos
(Andrade-Amaya 2008, Vernette et al. 2012). En el Caribe, el mareógrafo de
Cartagena registró un ascenso relativo del nivel del mar de 20 cm entre 1950 y
2000 (= 40 cm/100 años), mientras que el de Cristobal (Panamá) comunicó 20
cm/100 años (Andrade-Amaya 2008, Ellison y Stoddard 1991, Restrepo y López
2008). Adicionalmente, Restrepo y López (2008) demostraron que los deltas de
ambas costas colombianas están experimentando cambios geomorfológicos y
oceanográficos debido al aumento del nivel relativo del mar sea por aumento en
el nivel regional del mar o por la subsidencia de las costas, las cuales son
usualmente sedimentarias. En el caso del Caribe sur, se ha observado una
basculación (hundimiento) del orden de los 4 mm/año en las terrazas costeras
debido a la sedimentación y la tectónica compresiva. De acuerdo a esto, los
manglares del Caribe colombiano están experimentando rápidas tasas de inundación
en aquellos deltas con déficit de aportes de sedimentos o de agua dulce (Restrepo
y López 2008). Por ejemplo, en la península de la Guajira, donde los manglares
reciben pocos aportes de dichos elementos debido a su clima árido actual, ha
presentado una historia con una etapa de colonización modulada primero por la acelerada
inundación del nivel del mar hace 6.000 años y mantenida por una estabilidad
marina e incremento de la precipitación hace 3.000 años, y con una etapa
segunda de cambio florístico (reemplazo de Rhizophora
por Avicennia) producto del
incremento de condiciones de sequía hace 2.450 años (Urrego et al. 2013).
Durante los últimos 150 años el ascenso del nivel del mar ha llevado a una
expansión de las áreas de manglar tanto en dirección tierra-adentro como
mar-adentro debido a las condiciones deltaicas de baja energía de oleaje
(lagunas costeras), pero a una escala espacial mayor (regional) se han perdido
manglares a causa del incremento de la erosión costera en las costas
desprotegidas (Urrego et al. 2013). Aun bajo estas condiciones de aridez en la
península de la Guajira, es claro que la persistencia de los manglares ante el
ascenso del nivel del mar depende condiciones de alta sedimentación (0,98
cm/año, comparado con valores de baja sedimentación en otra localidad: 0,08
cm/año). La
expansión de los manglares es aún más clara desde 1930 en zonas de alta
sedimentación (0,13-0,33 cm/año) del Caribe sur como la bahía de Cispatá en el
delta Tinajones en Córdoba, producto del mayor aporte de agua y sedimentos
continentales del río Sinú (Urrego et al. 2009). Adicionalmente, a pesar de la
gran dinámica espacial de las coberturas en el delta producto de los cambios
hidrodinámicos, el contenido de polen de Rhizophora
ha aumentado de manera lineal desde 1500 (Castaño et al. 2010). Dicha
persistencia de los manglares en zona de alta sedimentación se está dando bajo
condiciones actuales de ascenso estimado del nivel del mar en el Caribe
colombiano (ca., 0,6 cm/año: Andrade-Amaya
et al. 2003, Ruíz-Ochoa et al. 2008), lo cual implica que factores tectónicos
de levantamiento podrían estar implicados en los cambios de nivel del subsuelo
que compensen el ascenso del nivel medio del mar. Contrario a dicha situación,
los manglares de pequeños archipiélagos de la plataforma continental (v.g.,
Islas del Rosario), sometidos no solamente a un bajo o nulo aporte de
sedimentos terrígenos fluviales, sino a un fuerte oleaje, en medio de un mar en
constante ascenso, perdieron entre 6 y 49% de su área durante la segunda mitad
del siglo XX (Restrepo et al. 2012).
En el golfo de Urabá, existe una compleja dinámica
costera producto del aporte de grandes caudales y cargas de sedimentos por
parte del río Atrato y otros ríos menores, y la deriva litoral norte-sur
(Bernal et al. 2005, Blanco et al. 2013a, García-Valencia 2007). Por una parte,
el delta digitado (en forma de dedos) del río Atrato de la costa occidental y
varios microdeltas acuminados (en forma de cúspide) de la costa oriental se han
expandido. La comparación de mapas históricos de los siglos XVII y XIX con imágenes
de satélite de las últimas décadas ha mostrado que varios brazos del delta del
río Atrato se han progradado alrededor de los distributarios, pasando de una
forma lobulada a una digitada (Menanteau 2007, Nieto-Oliveros 2004). Esto
podría ser explicado por la enorme descarga de sedimentos acarreada por el
caudal líquido del río Atrato, el cual es el segundo mayor del Caribe
colombiano (García-Valencia 2007, Restrepo 2005). Sin embargo, los manglares no
parecen haberse progradado, sino que se han migrado juntamente con los brazos,
manteniéndose en forma de delgadas formaciones de borde en la parte externa,
que colindan con panganales (bosques internos dominados por palmas y otros
árboles típicos de humedales de agua dulce) que se asientan en la parte fluvial
y son inundados estacionalmente (CORPOURABA 2003, Urrego et al. 2010, 2014) (figura
1). En la costa oriental, otros deltas menores de forma acuminada también se
progradaron durante el siglo, aparentemente de manera natural (figura 1).
Taborda (2008, 2013) cuantificó la tasa de progradación del nuevo delta del río
Turbo durante la segunda mitad del siglo XX (figura 2a). A pesar de la
progradación de estos deltas, las áreas de manglar han disminuido o permanecido
constantes como producto de la deforestación, como se explicará más adelante
(Blanco et al. 2013b, Estrada-Urrea 2014, Taborda 2008, 2013). Por otra parte, los
manglares de la costa oriental ubicados por fuera de los deltas, especialmente
las asociadas a pequeños ríos, quebradas o depresiones costeras, están
amenazados por la progresiva erosión costera asociada con la deriva litoral y
eventos extremos de mares de leva (figura 2). Esta costa presenta tasas de
retroceso entre 1 y 40 m/año dependiendo de la localidad, las cuales son altas
en el contexto del Caribe colombiano (Correa y Vernette 2004). Estos retrocesos
son causados por la deriva litoral mantenida por los vientos predominantemente
del norte sobre una costa con orientación casi perpendicular. De acuerdo a
modelos recientes, esta costa podría experimentar alturas de ola promedio de 1
m capaces de transportar sedimentos de playa y erosionar acantilados sedimentarios,
pero durante eventos ciclónicos originados en el Caribe estas podrían registrar
hasta 3 m de altura, responsables de erosiones episódicas o sobrelavados
(Osorio et al. 2010a, b). Aunque en el golfo de Urabá existen estaciones
meteorológicas con registros de vientos de varias décadas no existen estaciones
de oleaje y mareas, por lo cual hay gran incertidumbre sobre los efectos del
cambio del nivel del mar local en respuesta al cambio del nivel medio del
Caribe y al aumento del régimen de tormentas tropicales y huracanes.
Adicionalmente, Church et al. (2004) mostraron que a nivel global la dinámica
del nivel del mar entre 1950 y 2000 estuvo fuertemente correlacionada con el Índice
de Oscilación del Sur, por lo cual un efecto del calentamiento global sobre los
manglares podría estar mediado por la magnificación de los eventos El Niño y La
Niña.
Figura 2. A. Tasas
de erosión y progradación a lo largo de la costa oriental del golfo de Urabá,
Colombia (modificado de Correa y Vernette 2004); B. Expansión histórica del área emergida del delta del río Turbo
(zona de acreción) (modificado de Taborda 2008); C. Zonas de expansión de los manglares: brazos del delta del río
Atrato (abajo; nótese la pluma turbia) y delta del río Turbo (al fondo); D y E. Ejemplos de oleajes con potencial erosivo: “mareta” (generada
por vientos diarios y estacionales en la bahía Colombia) y “mar de leva”
(generado por oleaje de fondo por sistemas de tormentas en bahía El Aguacate,
Chocó), respectivamente; F, G y H. Mortalidad del manglar producto de
la erosión costera: frente de árboles muertos en pie en el delta del río Atrato
posiblemente debido al aumento relativo del nivel del mar (F), árboles volcados
y desenraizados por efecto de la rompiente en punta Coquito, y raíces expuestas
en un árbol remanente por efecto de la erosión en quebrada Cartagenita al sur
de Necoclí, zona donde los manglares han desaparecido casi totalmente por
efecto de erosión de las playas (H)
Ante este escenario de progresivo aumento del nivel
regional del mar en el Caribe sur, la deriva litoral y los eventos extremos
(mares de leva locales y tormentas tropicales en mar abierto), se predice que en
el golfo de Urabá desaparecerán las áreas pequeñas de manglar ubicadas en
localidades con déficit de aporte de sedimentos, mientras que las ubicadas en
los deltas podrían permanecer estables o inclusive continuar creciendo. La
ensenada de Rionegro (figuras 1, 3), que es un geoforma atípica dentro del
Golfo, ha mantenido una geomorfología estable durante los últimos tres siglos
(Menanteau 2007, Nieto-Oliveros 2004), y sus manglares han mantenido su
extensión durante el último (Correa et al. 2010), pero un incremento de la tasa
de ascenso del nivel del mar y un aumento del régimen de “mares de leva” o
sobrelavado producto del incremento de huracanes y tormentas tropicales del
Caribe podría causar rompimiento más frecuente de las delgadas barras arenosas
que lo protegen (entre punta Arenas norte y sur), alterando el presupuesto de
sedimentos y detritos que mantiene la acreción actual.
Figura 3. Vista aérea de la ensenada de Rionegro (Urabá,
Colombia) mostrando su configuración geomorfológica de laguna costera, con
manglares interiores de borde e islotes que han permanecido fisionómicamente
constantes durante más de 100 años (fotografía cedida amablemente a la
Expedición Estuarina por Aeroestudios S. A.)
Por otra parte, se predice que los manglares
persistirán en áreas con aporte de sedimentos que compense las pérdidas por
erosión o por aumento del nivel local del mar. Recientemente, Ruíz (2013)
estableció que los bordes externos de los manglares se han progradado tanto en
la costa oriental (1991: 238 ha; 2009: 452 ha) como en la costa occidental
(delta del río Atrato) (1975: 1907 ha; 2009: 2325 ha) durante las últimas tres
décadas en zonas de alta sedimentación dando lugar a la formación de “nuevos
manglares”. Esto es explicado por tasas de sedimentación de actuales de 1,37
cm/año en la bahía El Uno, en la costa oriental, y 1,50 cm/año en la bahía
Candelaria, en la costa occidental. Sin embargo, precisamente en la bahía
Candelaria y la costa de brazo Matuntugo se ha encontrado que la costa ha
retrocedido y los manglares se han perdido progresivamente entre 1975 y 2009 (figura
2), posiblemente como un efecto combinado de la erosión costera asociada al
fuerte oleaje de fondo proveniente del Caribe, al ascenso del nivel del mar y al
hundimiento de la costa norte del delta del río Atrato (García-Valencia 2007,
Osorio et al. 2010a, b). Esto último posiblemente también provocó el cierre de
boca Tarena y la apertura de la boca El Roto (Ménanteau 2007). En conjunto,
estos resultados contradictorios muestran que la erosión o la progradación de
los manglares podría depender no solo de factores regionales sino de factores
locales.
Efectos de la tala selectiva
de árboles y la expansión de la frontera agrícola sobre los manglares.
Se ha estimado
que la tasa de deforestación del manglar es cuatro veces superior a la de los
bosques lluviosos tropicales, aunque hay gran variabilidad regional (FAO 2007).
Sin embargo, la resolución espacial de los estudios sigue siendo baja, apoyada
principalmente en inventarios nacionales realizados con imágenes de satélite (v.g.
1980-2005: FAO 2007). Si bien los manglares de Suramérica han experimentado las
más bajas tasas de deforestación, en comparación con Asia, África y Norte y
Centro América, se han perdido extensiones significativas. Entre los ocho
países suramericanos con presencia de manglar, Colombia (18% de la cobertura)
es el que presenta la mayor tasa de deforestación anual (Colombia: 1980-1990:
1,1%; 2000-2005: 0,6%; promedio suramericano: 0,69 y 0,18%, respectivamente;
FAO 2007). La situación podría ser mucho más dramática a nivel sub-nacional
debido a que los inventarios nacionales tienden a sobrevalorar las extensiones
de manglar debido a la gruesa resolución que ofrecen las imágenes de satélite y
a los errores de clasificación en zonas nubladas como la mayor parte del
Pacífico colombiano y del golfo de Urabá. En el Caribe colombiano, al igual que
en el Gran Caribe, la extensa transformación del manglar a otras coberturas y
usos, se debe a la ampliación de la frontera agrícola y acuícola y a la
urbanización de zonas costeras, pero esto ha sido escasamente cuantificado
(Álvarez-León 1993, Álvarez-León y Polanía 1996, Ellison y Farnsworth 1996). Mientras que para la
mayor parte de las zonas del país existen mapas de cobertura y estado de
conservación de los manglares con resolución más fina (< 1:50.000) que la
provista por el inventario nacional de Sánchez-Páez et al. (1997), en muy pocas
áreas existen estudios de dinámica multianual. El caso mejor documentado es el
de la Ciénaga Grande de Santa Marta (Rivera-Monroy et al. 2006, Simard et al.
2008), el cual mostró que entre 1956 y 1995 se perdió el 56% de la cobertura de
manglar producto de varias actividades antropogénicas que desencadenaron la
hipersalinización de los suelos en una extensión significativa, pero a partir
de 1995 se observó incremento de la cobertura debido a las acciones de
rehabilitación que se tomaron para reducir la salinidad del suelo y a la
ocurrencia del evento La Niña 1999-2000. Se estima que en 2009 ya existía 66%
de la cobertura original (1956), sin embargo, la recuperación no ha sido
homogénea.
En el golfo de Urabá, la entresaca de árboles para
diferentes fines y la expansión de la frontera agropecuaria han alterado la
estructura y reducido la extensión, respectivamente, en las localidades más
cercanas a la cabecera municipal de Turbo, donde viven la mayor parte de
personas dedicadas a la extracción de postes y fabricación de carbón (Blanco et
al. 2012a). Al comparar las estimaciones de la extensión de los manglares en 2003
(6.993 ha, CORPOURABA 2003) y 2009 (4.908 ha,
Urrego et al. 2010) se observó reducción de 2.085 ha (29,8% en 6 años =
5%/año), la cual puede reflejar en parte el avance de la deforestación, pero
posiblemente las diferencias en la resolución de la fotointerpretación y al
tipo de sensor remoto utilizado (imágenes de satélite y aerofotografías,
respectivamente). Por lo tanto, en el futuro es necesario realizar comparaciones con los sensores
remotos adecuados y estandarizados para establecer las magnitudes y los
patrones espaciales de deforestación y los factores que los afectan.
Estrada-Urrea (2014) cuantificó la deforestación del
manglar de la costa oriental del Golfo, utilizando aerofotografías con escalas comparables
y verificaciones de campo. Durante estas últimas, posteriores a las
aerofotografías de 2009, encontró que algunos vecindarios perdieron hasta 10 ha
en dos años, lo cual es significativo a nivel local teniendo en cuenta la poca
extensión de los manglares (< 1 km2) y que coincide con la
apertura de potreros, lo cual no es un fenómeno aleatorio (figura 4). Las
reconstrucciones históricas para la cabecera municipal de Turbo mostraron
puntos calientes de deforestación dentro del casco urbano y en la zona rural,
promovidos, respectivamente, por la invasión de zonas de bajamar para la
construcción de viviendas y la reclamación de la parte trasera de los manglares
para establecer cultivos y potreros (figuras 5, 6). Durante el periodo
1938-2009 la pérdida de manglar en el área de Punta Yarumal al norte del casco
urbano de Turbo varió entre el 1 y 2%/año debido a la alteración hidrológica y
a la reclamación de tierras para cultivos y potreros (figura 6). Sin embargo,
durante el periodo 1975-2004 se dio una extensión del manglar del 7,2% debido a
la progradación del delta del río Turbo después de la reubicación de su
desembocadura a mediados del siglo XX (figura 6). En el casco urbano la mayor
pérdida de manglar se dio en barrio Mocho o de los Pescadores en la bahía Turbo
debido a la urbanización ilegal (1938-1975: 1,0%/año; 1975-2004: 1,8%/año),
pero a partir de 2004 se dio una expansión del manglar (7,8%/año) como producto
del desalojo por parte de las autoridades en cumplimiento de la legislación ambiental
y el plan de ordenamiento territorial municipal (figura 6). Estos puntos
calientes de deforestación contrastan con la baja deforestación observada en la
base de la infantería de marina que cumple con funciones de guardacostas
(1938-1975: 0,4%/año; 1975-2009: 0,3%/año) (Blanco y Estrada-Urrea 2015). Estos
hallazgos son consistentes con los de Martinuzzi et al. (2008), quienes registraron
que los manglares bajo alguna figura de protección legal presentaron bajas
tasas de deforestación en contraste con los manglares en zonas urbanas (v.g.,
San Juan) y rurales en Puerto Rico. Las tasas de deforestación observadas en el
municipio de Turbo pueden considerarse altas con respecto a los promedios
nacionales de Colombia, Panamá y Méjico, estos dos últimos considerados los dos
países latinoamericanos con mayor tasa de deforestación del manglar (2000-2005:
1,3%/año) (FAO 2007). Aunque existen pocos estudios a escala subnacional en el
Caribe, nuestros resultados son comparables a los observados en zonas urbanas
(Ciudad de Panamá: Benfield et al. 2005) y rurales turísticas (Quintana Roo,
Méjico: Hirales-Cota et al. 2010), donde los manglares han sido destruidos por
los asentamientos humanos y las carreteras.
Figura 4. Pérdida del manglar en la desembocadura del río
León (Urabá, Colombia; ver ubicación en figura 1C) entre 2009 y 2011 para el
establecimiento de un potrero. Proyección de área talada en 2011 (área verde
punteada) sobre manglares identificados (línea verde) en la ortofotografía
tomada en 2009. Se observan tres panorámicas (derecha) del nuevo potrero cuyo
punto de toma se indica en la ortofotografía de la izquierda (modificado de
Estrada-Urrea 2014)
Figura 5. Formas de deforestación del manglar en el golfo de
Urabá, Colombia. A. Venta ilegal de
varas de mangle rojo; B. Varas de
mangle rojo recién cortadas; C.
Aserrador ilegal cortando tablones de mangle negro; D y E. Elaboración de
carbón a partir de madera de mangle; F-K.
Diferentes formas de reclamo del manglar; L.
Invasión de helecho después de la tala del manglar y ausencia de mantenimiento
(tomado de Blanco et al. 2012 con licencia de reproducción por Creative
Commons)
Figura 6. Tres contextos de cambio de extensión del manglar
en el municipio de Turbo (Urabá, Colombia) durante el siglo XX. A. zona rural; B. zona sub-urbana y; C.
Zona protegida (puesto de guardacostas) (modificado de Estrada-Urrea 2014)
Debido a esta fuerte presión por deforestación,
actualmente se observan reducidos diámetros de los mangles y un reemplazo de R. mangle por parte de L. racemosa en los manglares más
cercanos a la cabecera municipal de Turbo (Blanco y Estrada-Urrea 2015). Esto
ha tenido implicaciones cualitativas (reemplazo de especies) y cuantitativas
(reducción del reservorio) en el almacenamiento del carbono en la biomasa aérea
(sintetizado por Blanco et al. 2012a). En términos de los reservorios de
carbono, Blanco et al. (2015) estimaron, con base en los datos dasonómicos de
la “Expedición” y ecuaciones alométricas, que los manglares del delta del río
Atrato almacenan aproximadamente 83 ton C/ha, mientras que los manglares más
degradados ubicados en el delta del río Turbo solo almacenan 38 ton C/ha. De
hecho, los resultados recientes obtenidos por Ruíz (2013) han permitido identificar
que la parte interior de los manglares (cuencas) de la costa oriental,
principalmente en la cercanía de Turbo, han disminuido su área total entre 1991
y 2009 (137 y 97 ha, respectivamente) por causa de la deforestación, mientras
que los de la costa occidental (delta del río Atrato) han permanecido
relativamente constantes (1975-2009), lo cual se refleja en los reservorios de
biomasa y carbono. Finalmente, la deforestación plantea un peligro potencial
sobre las pequeñas poblaciones del mangle P.
rhizophorae, clasificado como vulnerable, si se perdiera el estatus de
protección militar de punta Las Vacas ubicada en la vecindad de Turbo, frente
al muelle de El Waffe (Blanco et al. 2016). Otra amenaza para las poblaciones
silvestres más extensas y aisladas de la actividad humana ubicadas en punta
Coquito es el posible establecimiento de infraestructura portuaria entre el río
León y Turbo, lo cual podría estimular la deforestación ilegal (Blanco et al.
2016).
Se hipotetiza, que además de la evidente pérdida de
áreas de manglares (particularmente los rodales de A. germinans) como producto de la conversión a potreros a lo largo
de la costa suroriental, muchas áreas que persistan durante las próximas
décadas podrían experimentar un reemplazo de la especie dominante R. mangle, por la especie secundaria L. racemosa, como producto de su sobre
explotación. Esto podría conferir menor resiliencia a los manglares ante el
asenso del nivel del mar dado que R.
mangle es la especie fundadora y es más resistente a la inundación que L. racemosa.
Efectos
de la deforestación de las cuencas hidrográficas costeras sobre la
sedimentación en los estuarios. En Colombia, está ampliamente documentado que la producción y carga
de sedimentos de los ríos es producto de las altas tasas de deforestación de
sus cuencas (Restrepo 2005). Sin embargo, existen pocos estudios que relacionen
dichos procesos con la sedimentación en los manglares, aunque existen varios
estudios en arrecifes coralinos tropicales (Restrepo 2005). En el caso de la
cuenca baja del río Turbo, los bosques naturales desaparecieron entre 1960 y
1975, se observó disminución continua de los pastos desde 1960 hasta el 2007,
ambos procesos correlacionados con aumento acelerado de los cultivos de plátano,
los cuales para el último año de estimación ocuparon el 76,1% del área. La
anterior dinámica fue producto de altas, pero variables, tasas de deforestación
anual (1960-2007: 1,36%; máximos: 2,64, 5,65%) (Taborda 2008, 2013). Estudios
posteriores que expandieron las estimaciones a toda la cuenca han establecido
que los cambios de cobertura de bosque otra coberturas antropogénicas en la
cuenca baja ocurrió antes de 1950, mientras que cambios similares en la cuenca
media y alta se produjeron a partir de 1970 (Nieto-Oliveros 2011, Posada-Mira
2011).
Esta transición bosque natural-pastos-cultivos
obedece a la ocupación y asentamiento del territorio del municipio de Turbo y
todo Urabá para usos múltiples (Keep 2000). Desde el ámbito biofísico, estas
transiciones son un patrón asociado a los cambios de uso del suelo en
ecosistemas forestados andinos y de tierras bajas caribeñas de Colombia
motivadas por economías agropecuarias (Etter y Villa 2000, Etter y Wyngaarden
2000). Recientemente, Arroyave et al. (2012) determinaron que en algunas áreas
de los municipios de Apartadó y Chigorodó el 90% de los humedales (panganales)
y bosques terrestres inundables y de terrazas de la planicie costera de Urabá
fueron convertidos a potreros y áreas de cultivos de banano en un lapso de 46
años (1961-2007), arrojando una tasa anual de deforestación (> 2%). Estos datos coinciden con lo obtenido por
Ramírez-Sosa y Orrego-Suaza (2011) para el periodo 1980-2000 en la zona centro
de Urabá, quienes establecieron mediante una modelación econométrica que la
deforestación de los manglares y bosques (v.g., cativales) de la planicie
costera estuvo correlacionada con la conversión a pastizales permanentes,
cultivos permanentes de banano y cultivos itinerantes de maíz, siendo mayor en
las proximidades de los centros poblados (v.g., Turbo y Apartadó) y los ríos, y
correlacionada positivamente con el crecimiento poblacional (1990-2000) y la
densidad poblacional. Las áreas de manglar y de humedales de agua dulce más
afectadas fueron las ubicadas entre los deltas de los ríos León y Guadualito
(El Tres) (figuras 1, 4). Dicha tasa de deforestación es mayor a la observada
en los bosques terrestres de las regiones Caribe y Andina (Etter y Villa 2000, Etter
y Wyngaarden 2000).
El grado de transformación de la cuenca baja del río
Turbo, podría representar la generalidad de las cuencas costeras del golfo de
Urabá, y puede explicar las altas tasas de exportación de sedimentos
registradas por la estación limnimétrica El Dos del Instituto de Estudios
Ambientales (IDEAM), lo cual fue confirmado por nuestras mediciones de campo en
2010 (época seca: 1.095 ± 2.028 ton/mes; época lluviosa: 31.098 ± 51.566
ton/mes; Blanco et al. 2013b, Taborda 2013). La exportación bruta anual
estimada (0,037 x 106 ton/año) estuvo en el mismo orden de magnitud
del promedio multianual (1966-93: 0,073 x 106 ton/año) registrado
por Restrepo (2005). Producto de esta exportación se observó una pluma turbia
que se desplaza en dirección norte-sur, y a lo largo de ésta se observó
gradiente de sedimentación decreciente (figura 7). Se hipotetiza que las
crecientes inundan el manglar ubicado en la margen sur del río y aportan los
sedimentos al sistema de canales y “ciénagas” (Ciénaga de Las Mujeres), ya que
la comunicación con la bahía El Uno es muy reducida y los niveles de sedimentos
suspendidos y sedimentación de la misma son muy bajos. En este delta se ha
calculado que la tasa de acreción ha aumentado desde 0,34 a 1,50 cm/año entre
1939 y 2009, superando el rango observado para un punto en el delta del río
Atrato para el mismo periodo (bahía Candelaria: 0,41-1,37 cm) basado en
dataciones de plomo de núcleos de sedimentos (Ruíz 2013). Sin embargo,
mediciones posteriores de cambios de nivel del suelo usando horizontes marcados
con feldespato mostraron tasas promedias de sedimentación entre 2,5 y 5,1
cm/año durante el periodo 2009-2010 dominado por inundaciones del río Turbo
(Hoyos et al. 2012).
Figura 7. Tasas anuales de sedimentación en varios puntos del
delta del río Turbo (Urabá, Colombia; modificado de Blanco et al. 2013b y
Taborda 2013)
Estas tasas históricas y episódicas de sedimentación
son consecuencia directa de la aceleración de la erosión de las laderas de la
cuenca del río Turbo durante el siglo XX. De acuerdo con Restrepo (2005) y
Blanco (2009), las cuencas de los ríos que atraviesan la zona bananera de la
planicie costera de Urabá producen más sedimentos por kilómetro cuadrado que
las que atraviesan mayores cubiertas boscosas. Los ríos que drenan
cuencas pequeñas, y que atraviesan
los distritos bananeros de Carepa, Apartado y Turbo, tienen
exportaciones de sedimentos que varían de manera errática intra- e
inter-anualmente, desacopladas de la dinámica marcadamente estacional del
caudal (Arroyave et al. 2012), sugiriendo la prevalencia de controles antrópicos (especialmente
la deforestación) sobre los naturales. Las cargas de sedimentos de los ríos que
drenan la serranía de Abibe, atravesando la zona bananera y desembocando en el
golfo de Urabá, son de las mayores de Colombia (valores x 106 ton/año:
Turbo: 0,073; Guadualito = 0,031; Apartadó = 0,062; Grande = 0,044; Zungo =
0,029). Se ha establecido ampliamente que el aumento natural de la exportación
de sedimentos hacia los ríos se debe al aumento
de la escorrentía por acción de la alta precipitación o la topografía pendiente y la morfología y litología de la
cuenca, pero es usualmente magnificada debido a la deforestación y cambio de
cobertura y uso de los suelos (Milliman y Syvitski, 1992). Por consiguiente, la conversión de bosques
inundables y de tierras bajas a usos agrícolas, en este caso a extensas
plantaciones de plátano y banano, y a tierras de pastoreo, promueven la alta
producción de sedimentos que son fácilmente transportados por la escorrentía
producida por la alta precipitación (Blanco 2009).
El incremento episódico de la sedimentación tiene un
efecto negativo sobre la supervivencia de propágulos y plántulas de mangles en
delta del río Turbo (Hoyos et al. 2012). Aunque no se encontró influencia
directa de las tasas de sedimentación a través del sobre la abundancia y
riqueza de macroinvertebratos, se presentó dominancia de gasterópodos (Neritina virginea) y cangrejos
violinistas (Uca spp.) altamente
tolerantes a la sedimentación, y ausencia de infauna del suelo y de caracoles
arborícolas (Blanco y Castaño 2012, Blanco et al. 2012b, 2013b, Taborda 2013). El
incremento de la sedimentación y la turbiedad también tienen efecto sobre las
dietas de los peces demersales de este delta (Blanco et al. 2013b, Sandoval
2013, Sandoval et al. 2015). Se recomienda revisar los trabajos de Blanco
(2009), Arroyave et al. (2012), Blanco et al. (2012b, 2013b), Sandoval (2013), Taborda
(2013) y Sandoval et al. (2015) para una detallada presentación del caso de
estudio de la sedimentación en el delta del río Turbo.
Se predice que el incremento de la sedimentación en
los manglares en los deltas de los ríos Turbo, El Tres y Currulao, producto de
la erosión de las laderas y planicies ubicadas aguas arriba, facilitará la
invasión por parte de especies vegetales terrestres y la conversión a potreros
debido a la estabilización y desecación del terreno, convirtiéndose en una
influencia sinérgica de gran importancia.
Finalmente, aunque en el golfo de Urabá se han
identificado otras amenazas asociadas con cambios globales tales como
enfermedades de los mangles (agallas inducidas por bacterias y debilitamiento
de raíces por moluscos barrenadores: Sánchez-Alférez et al. 2009) e invasiones
de especies marinas (v.g., camarón tigre: Penaeus
monodon; Sandoval et al. 2014), no han sido objeto de estudio por parte de mi
grupo y los estudios disponibles no permiten hacer evaluación de impacto a
nivel ecosistémico y, por lo tanto, estimación de la vulnerabilidad.
CONCLUSIONES
Los estudios aquí sintetizados han servido para
advertir que, si bien los posibles efectos negativos del aumento del nivel del
mar sobre los manglares no pueden revertirse si la tasa es elevada, bajo las
tasas actuales los manglares parecen estar estables e incluso progradándose en
muchas áreas (principalmente en la costa occidental y aun en la costa oriental)
debido al aporte de sedimentos terrígenos. A pesar de ello, en la costa
oriental la deforestación por entresaca y por tala rasa de los manglares
interiores es la amenaza de mayor magnitud. Ante el ascenso del nivel del mar y
la erosión episódica, las áreas de manglar más pequeñas ubicadas en la costa
oriental han sido y seguirán siendo las más sensibles debido a la presencia de
barreras antropogénicas que impiden su migración tierra-adentro, pero también
debido a la tala selectiva, la reclamación de tierras y la sedimentación
producto de la deforestación de las cuencas, las cuales deterioran su condición
y su capacidad de respuesta natural al aumento del nivel del mar. Todas estas
amenazas también han generado impactos sobre las poblaciones de las especies de
mangles presentes y sobre algunas especies de fauna. Finalmente, la
persistencia de las áreas de manglar en la costa oriental durante las próximas
décadas dependerá del ordenamiento territorial municipal y de acciones de
control para detener la conversión de manglares a cultivos y potreros para que
pueda no solo existir una fuente de propágulos para la migración
tierra-adentro, sino para frenar la erosión costera actual y futura. Las mayores
áreas de manglares (delta del río Atrato y ensenada de Rionegro) y las más
importantes a nivel ecológico (más extensas y con mayor biomasa) para el Golfo,
ubicadas en la costa occidental, posiblemente sean más resilientes al aumento
del nivel del mar. Esta síntesis, finalmente, demuestra la importancia de la
utilización de diferentes métodos (encuestas, muestreos de campo, sensores
remotos y series de tiempo hidrológicas) y escalas temporales (diarias-decadales)
y espaciales (1:500-1:100.000) de observación para la cuantificación de los
cambios en la geomorfología costera (particularmente los deltas) y de la
deforestación de los manglares y otros bosques costeros, permitiendo así tener la
primera aproximación de la magnitud de los cambios globales en las zonas
costeras del golfo de Urabá.
RECOMENDACIONES
Se recomiendan acciones de manejo basado en
investigación científica en las que participen varios actores como la academia,
las autoridades ambientales y asociaciones de base como los consejos
comunitarios y las organizaciones no gubernamentales (incluyendo asociaciones
de pescadores):
1.
Conservación del delta del río Atrato y la ensenada de Rionegro, las áreas con
mayor extensión de manglares y más estables durante por los menos los últimos
100 años, utilizando figuras legales dentro de los sistemas nacional o regional
de áreas protegidas. En el caso del delta del río Atrato se debe promover el
co-manejo con el Consejo Comunitario de Bocas del Atrato. Estas áreas son las
que podrían ofrecer mayor número de servicios ecosistémicos para todo el golfo
de Urabá, particularmente para el sostenimiento de la pesca, la regulación del
clima y de la hidrología estuarina. En ellas se podrían establecer redes de
monitoreo a largo plazo tales como parcelas permanentes de crecimiento de
árboles y canastas de estimación de productividad primaria, medidores de
niveles de suelo (acreción/erosión), mareógrafos y estaciones meteorológicas.
2.
Medidas de control de la deforestación por reclamación y entresaca de árboles
de la parte interna de los manglares de la costa oriental, particularmente en
la periferia de la ciudad de Turbo. Estas también deben ir acompañadas de la
acciones de restauración y manejo participativo por parte de los propietarios
de predios agropecuarios colindantes con los manglares para detener la
expansión de la frontera agrícola. Por otra parte, la educación ambiental será
necesaria para los habitantes de las zonas urbanas, periurbanas y rurales para
frenar la demanda de madera para construcción, leña y carbón. En estas áreas se
podrían establecer programas de medición periódica de diámetros y densidad de
árboles, conteo de tocones y estimación de áreas por medio de sensores remotos.
3.
Medidas de adaptación ecosistémica ante la amenaza de inundación por ascenso
del nivel del mar y mares de leva dentro del Plan de Ordenamiento de la ciudad
de Turbo. La actual delimitación de zonas de bajamar como altamente vulnerables
ante la inundación provee instrumentos de gestión legales y financieros que permitirán
el desmonte de infraestructura y reubicación de viviendas en las zonas críticas,
facilitando la migración tierra-adentro de los manglares con el gradual ascenso
del nivel del mar. Como parte de esta acción es necesario cuantificar las
variables que confieren mayor resiliencia al manglar en cada zona ante el
ascenso del nivel del mar. Particularmente, es importante establecer la
importancia relativa de la biomasa vegetal sobre o bajo el suelo, la alta
productividad primaria, el aporte de sedimentos alóctonos y la geomorfología
protegida.
4.
Manejo ecosistémico basado en la identificación y mantenimiento de los
servicios ecosistémicos. Evidentemente los manglares del delta del río Atrato y
de la ensenada de Rionegro proveen los mayores servicios para todo el golfo,
sin embargo, los manglares de los pequeños deltas de la costa oriental también
proveen muchos servicios ecosistémicos a los pequeños centros poblados que habitan
en sus inmediaciones, y por ello, si estos servicios se pierden por usos
insostenibles que no permitan la resiliencia ante el ascenso del nivel del mar,
se dará un impacto sobre las poblaciones humanas. Por lo tanto, el manejo
ecosistémico con fines de desarrollo sostenible debe apuntar a la reducción de
la deforestación locales y regionales como adaptación ante aumento del nivel
del mar. Es importante cuantificar los servicios ecosistémicos y cómo aquellos
de provisión de madera reducen la resiliencia del manglar y vulneran otros como
el soporte vital y la regulación de formación del suelo, el control de ciclos
biogeoquímicos y el enfriamiento de la atmósfera local.
5.
Implementación de una red de monitoreo del ascenso del nivel del mar, sedimentación
y cambios de nivel del suelo en los manglares. Esto se puede hacer en
diferentes localidades para tener mediciones bajo diferentes contextos.
6.
Implementación de un plan de monitoreo de los cambios de extensión de los
manglares por medio de sensores remotos, en puntos calientes de deforestación y
erosión costera. La implementación de tecnologías nuevas como LiDAR podría
ayudar a estimar los cambios no solo de área sino de biomasa asociados con la
deforestación. El empleo de esta tecnología asociada a DRONES equipados con
cámaras para mapeo de alta resolución podría ayudar a monitorear de manera periódica
los puntos calientes, sin necesidad de contratar vuelos de avionetas o
helicópteros.
7.
Reducción de la deforestación en las cuencas hidrográficas costeras e
implementación de planes de reforestación ribereña dentro de los Planes de
Ordenamiento y Manejo de las Cuencas Hidrográficas (POMCAs) para reducir la
erosión y exportación de sedimentos y eventualmente la presión por
sedimentación en los manglares de los deltas de la costa suroriental. Es
importante conocer en mayor profundidad las dinámicas de sedimentación en los
manglares de los diferentes deltas para realizar las evaluaciones de impacto,
principalmente sobre la capacidad de regeneración (establecimiento de
propágulos y supervivencia de plántulas). También será necesario estudiar
diferentes técnicas de reforestación de laderas y planicies de inundación y, en
algunos casos, de restauración de cauces.
8.
Implementar un manejo ambiental riguroso de los cultivos de banano y plátano, y
de los potreros que reduzca la erosión de los suelos ribereños de la costa
oriental. Será necesario establecer los balances de sedimentos en laderas
bananeras y plataneras, y en sistemas experimentales de restauración que
reduzcan la erosión y que adicionalmente sirvan como trampas de sedimentos
escurridos ladera arriba.
AGRADECIMIENTOS
El autor agradece a las entidades financiadoras,
colegas y estudiantes que han participado de los siguientes proyectos:
“Expedición Estuarina, golfo de Urabá” (Gobernación de Antioquia-Universidad de
Antioquia-Universidad Nacional de Colombia, Sede Medellín-Universidad EAFIT),
“Respuesta de los manglares a cambios naturales y antrópicos en el delta del
río Turbo” (CODI Universidad de Antioquia - CORPOURABA), “Impactos de la
sedimentación en el delta del río Turbo y bahía El Uno” (DIME, Universidad
Nacional de Colombia, Sede Medellín), y “Fragmentación y de los manglares del
costado oriental del golfo de Urabá” (CODI Universidad de Antioquia). Adicionalmente,
los inventarios de carbono y de la especie vulnerable P. rhizophorae fueron realizados, respectivamente, durante los
proyectos CODI: “Expedición Antioquia: Estimación de los reservorios de carbono
y evaluación de posibles impactos de la deforestación en algunos manglares del
golfo de Urabá” y “Programa Regiones: Distribución y desarrollo estructural de
la población del mangle piñuelo, Pelliciera rhizophorae, en el Golfo de Urabá, Caribe de Colombia”. Se
agradece especialmente a Edgar Andrés Estrada-Urrea y a Alexander Taborda por
las discusiones durante el desarrollo de sus tesis de posgrado que han
enriquecido este manuscrito. Las ideas descritas en este manuscrito fueron inicialmente
expuestas como una ponencia plenaria en el 5° Congreso Internacional de Medio
Ambiente y Desarrollo Sostenible, realizado en la Universidad de Manizales en septiembre
de 2012, y por ello se agradece a los organizadores y a Ricardo Álvarez-León por
haber motivado la escritura del manuscrito. Los comentarios de dos evaluadores
anónimos mejoraron significativamente la versión inicial. Las opiniones
expresadas en este artículo son propias del autor y no implican una postura
institucional de CORPOURABA, la Universidad de Antioquia o la Universidad
Nacional de Colombia (Sede Medellín) como entidades financiadoras. La revisión
final del manuscrito fue apoyada por “Estrategia de Sostenibilidad 2014-2015”
del CODI. Contribución ELICE N.º 10.
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