Reseña

La influencia del ser humano en el manejo de los recursos naturales de manera desordenada y sin planificación, está causando un impacto directo en los factores bióticos y abióticos, provocando destrucción y degradación de hábitats naturales (Bennett, 2003; Hilty, Lidicker, & Merenlender, 2006). Sin embargo, tal degradación no es un fenómeno nuevo, y su rápido incremento a escala global es preocupante (Bennett, 2003). La población humana se ha incrementado seis veces desde 1800´s, y su huella es visible en el 83% del paisaje de mundial (Hilty et al., 2006). Como parte de esa huella, se estima que la tasa de deforestación del bosque tropical es de 10.7 millones de hectáreas (ha.) por año. Pero esto no ocurre solo en países tropicales, si no, en muchos países, incluidos aquellos en los que ya se ha realizado una gran deforestación como consecuencia de su industrialización (Bennett, 2003). Las áreas de cultivo en América del Norte ocupan aproximadamente 2.6 millones de kilómetros cuadrados, provocando la pérdida de más del 96% de praderas de pasto alto, del 76 al 82% de praderas mixtas orientales y del 25% de praderas de pastos cortos (Hilty et al., 2006). Es obvio que la huella huma es la principal causa de la perdida y fragmentación de hábitat natural a través del mundo, la cual amenaza la supervivencia de la biota. Los efectos biológicos de la fragmentación del hábitat, varía desde la disminución de especies que requieren grandes cantidades de hábitats naturales conectados, extinciones locales, aislamiento de áreas naturales, afecta la capacidad de movilidad de las especies, y el incremento de especies exóticas (Hilty et al., 2006; Hilty & Merenlender, 2004; Jordán, Báldi, Orci, Rácz, & Varga, 2003). En consecuencia, la tendencia que se ha producido en la dinámica de los paisajes es la perdida de la diversidad biológica y la homogenización de los paisajes agrícolas (Gurrutxaga & Lozano, 2012).
La fragmentación se presenta no solo como un proceso, sino como un patrón dentro del paisaje (Gurrutxaga & Lozano, 2012). Estos paisajes se han convertido en un mosaico de parches de varios tamaños, en los cuales encontramos parcelas o líneas de bosques naturales remanentes (Bennett, 2003). La disposición espacial de los parches en el paisaje, es otro factor que influyen en la dinámica poblacional de la fauna silvestres. Ya que depende de la capacidad de las especies para moverse entre parches para acceder a recursos, mantener la diversidad genética y conservar la capacidad reproductiva dentro de las poblaciones (Gurrutxaga & Lozano, 2012; Hilty & Merenlender, 2004). Incluso para animales con amplia movilidad pueden evitar atravesar por hábitats alterados (Hilty et al., 2006; Hilty & Merenlender, 2004).
En este contexto una de las prácticas recomendadas que surgió de estudios de fragmentación de hábitat es, que los fragmentos estén conectados por corredores. Estas recomendaciones se basan en la teoría de biogeografía de islas ((Bennett, 2003; Hilty et al., 2006). Posteriormente la protección e implementación de corredores continuos de hábitat para conectar áreas aisladas como reservas naturales, bosque o parches de bosque antiguos han sido ampliamente recomendadas como medida de conservación para contrarrestar los impactos de la reducción y fragmentación de hábitat (Bennett, 2003; Hilty et al., 2006; Worboys, Francis, & Lockwood, 2010). Esta recomendación ha sido muy exitosa y ampliamente aceptada por la comunidad científica, administradores de áreas protegidas y fauna silvestre, así como por administradores y planificadores de tierras. Esto ha permito la generación de una amplia gama de corredores: a. Corredores de vida silvestre, b. Corredor de conectividad biológica, c. Bio-corredores, d. Enlaces de paisaje, e. Corredores de dispersión, f. Cinturones verdes, g. Vías verdes, y otras formas de conexión han sido propuestas, implementadas he incorporadas a planes de conservación. De la misma manera que se implementas varias formas de conexión, estas contienen una gama de escalas espaciales y una variedad de niveles de complejidad, desde túneles artificiales y pasos subterráneos que ayudan a la movilidad de los animales a través de barreras locales como carreteras y líneas ferroviarias, hasta grandes extensiones de bosques naturales no perturbados que enlazan reservas en elevaciones altas y bajas (Bennett, 2003; Hilty et al., 2006; Hilty & Merenlender, 2004). Sin embargo, la utilidad de los corredores solo se da si conectan los hábitats, y, si los animales usan los corredores para lograr conectividad entre paisajes reales, generando viabilidad de las poblaciones de fauna silvestre he incrementado su valor de conservación (Beier, 1993; Beier, Noss, Beier, & Nosst, 2007).
Para abordar este panorama de asilamiento de bosques nativos, ya sean áreas protegidas estatales, privadas o remanentes boscosos, causados por la fragmentación y perdida de hábitat, generamos dos preguntas relacionadas a la movilidad de fauna silvestre por los corredores: a. ¿la diversidad de fauna registrada en los corredores implementados por EcoFondo, es mayor a la diversidad de fauna registrada en áreas sin corredores o áreas protegidas? y b. ¿los corredores implementados por EcoFondo promueven la movilidad de grandes mamíferos (ungulados y carnívoros)?. Para responder a estas preguntas, nos planteamos tres objetivos que nos permitan evaluar la funcionalidad de los corredores en términos de movilidad de fauna silvestre: a. levantar una línea base de la composición faunística en áreas con corredores, sin corredores y áreas protegidas, b. estimar la diversidad faunística en áreas con corredores, sin corredores y áreas protegidas, c. determinar si los corredores implementados por EcoFondo promueven la movilidad de grandes mamíferos (ungulados y carnívoros).