2.1. Área de estudio

2.1.2. Bosque mesófilo de montaña

Los fragmentos forestales de BMM fueron seleccionadas en la zona centro de la Sierra Madre. Uno de estas áreas está ubicada en dentro del municipio de Tlanchinol (19° 59’ 21” N y 98° 40’ 43” W; 1 800-2 200 m de altitud) y la otra área en el municipio de San Bartolo Tutotepec (20° 24’ 00” N y 98° 12’ 00” W; 2 000 y 2 600 m de altitud), ambos en el estado de Hidalgo, México. La superficie total de ambos polígonos fue de 22 560 ha. En ambos sitios habitan población indígena con alta marginación (^{Ramírez-García, 2009}; ^{CONAPO, 2010}) (Figura 1).

Fuente: elaboración propia

Figura 1 Área de estudio de la región Huasteca y fragmentos de bosque mesófilo en los municipios de Tlanchinol y San Bartolo Tutotepec. 

2.2. Fuentes de datos y análisis espacial

Con base en la carta digital de vegetación y uso del suelo Serie V, escala 1:250 000 (INEGI, 2013) se elaboró el mapa de vegetación y usos del suelo de los polígonos. Se sobrepuso la carta digital a la imagen de satélite multiespectral Spot (2015), en la combinación de bandas RGB 432. Lo anterior permitió resaltar el vigor de la vegetación debido a que se compone de las bandas infrarrojas que contrasta los fragmentos de bosques montanos. La construcción cartográfica se realizó usando ArcGis 10.1.

Usando los mapas se verificó la coincidencia de los polígonos de cada una de las clases presentes en la carta digital y su correspondiente tonalidad, forma y tamaño mostrado en las imágenes de satélite. Donde no hubo coincidencia entre las imágenes y la clasificación de la carta de INEGI (²⁰¹³), fueron modificados o reclasificados según correspondiera. Para establecer con precisión los tipos vegetación y los usos de la tierra asociados, se realizaron verificaciones de campo mediante georreferenciación usando GPS.

Para obtener los mapas de vegetación y uso del suelo para los años 2015, 2000, 1990 y 1986 se utilizó el método propuesto por ^{Mas (2005)}, el cual disminuye los errores derivados de los falsos cambios en la clasificación de los mapas. El método consistió en sobreponer la cobertura vegetal y usos del suelo de la fecha más actual (2015), sobre imágenes satelitales más antiguas (en este caso Landsat 1986, 1990 y 2000 con resolución de 30 m); con base en un análisis visual, se procedió a modificar las coberturas.

Para disminuir los errores y el nivel de incertidumbre en los mapas generados de los cambios en la cobertura vegetal en la región Huasteca y del bosque mesófilo y uso del suelo en ambos fragmentos, se llevó a cabo la evaluación de la fiabilidad temática. La cual consistió, en la evaluación del mapa de 2015, debido a que fue el mapa base para generar los de 2000, 1990 y 1986, por lo cual, la calidad de estos últimos dependería del primero. De acuerdo con lo sugerido por Olfsson et al. (²⁰¹⁴), se determinó el tamaño de la muestra con base en una aproximación normal con base en un mapa de fiabilidad global de 90%.

Se seleccionaron 600 puntos de muestreo para la región Huasteca y 40 sitios de verificación los fragmentos de BMM, con base en un muestreo de aleatorio estratificado. Este método, permitió escoger el número de sitios para cada categoría. Para corregir los sesgos de representación entre categorías se aplicó el método propuesto por ^{Card (1982)} y Olfsson et al. (2014). El cual, consiste en evaluar el valor de varios índices de fiabilidad. Así como su certidumbre (intervalo de confianza). Los índices calculados fueron: 1) la fiabilidad global (proporción del mapa correctamente clasificada), 2) la fiabilidad del usuario (relacionada con los errores de comisión de la categoría) y 3) la fiabilidad del productor (relacionada con los errores de omisión de la categoría). Asimismo, se llevó acabo la interpretación de los mapas comparando la información del mapa con el de referencia, considerado confiable, a partir de verificación de campo y de las imágenes de satélite de alta resolución (^{Mas et al. 2003}). Este método permite a los usuarios del mapa valorar su ajuste con la realidad para la toma de decisiones con base en su información cartográfica (^{Stehman & Czaplewski, 1998}; Mas et al., 2003; Franco et al., 2006a).

Las áreas deforestadas y aquellas que cambiaron a otros usos del suelo fueron identificadas y cuantificadas por medio de sobreposición cartográfica para 2015, 2000, 1990 y 1986. La tasa de deforestación y el porcentaje de cambios para cada periodo se obtuvo mediante la Fórmula empleada por la FAO (¹⁹⁹⁶). (Ecuación 1)

Finalmente, se elaboraron los mapas de las áreas con cambios en los usos de la tierra, y se cuantificó su superficie y calcularon las tasas de cambio.

2.3. Modelización y simulación espacial con DINAMICA EGO

La modelización de los escenarios futuros en el uso del suelo y la transformación de la cobertura vegetal se realizó considerando las tendencias, los fenómenos espaciales y temporales con los procesos de cambio (^{Soares-Filho et al., 2002}). Para esto se utilizó el programa DINAMICA EGO que se basa en algoritmos de autómatas celulares y los pesos de evidencia de distintas variables biofísicas y socioeconómicas identificadas como causas directos (Soares-Filho et al., 2002, ²⁰⁰⁴, ²⁰⁰⁶; ^{Sahagún et al., 2011}; ^{Mas and Flamenco, 2011}; ^{Leija-Loredo et al., 2016}, 2017). Se usaron las siguientes variables explicativas para la región Huasteca y los fragmentos de BMM: a) marginación, b) densidad de población c) vías de comunicación, d) altitud, e) pendientes, f) tipo de suelo, g) hidrología y h) cobertura y uso del suelo del mapa de 1986 y 2000. La información de las variables se obtuvo del gobierno mexicano (CONAPO, 2010; INEGI, 2005), además se incluyó las vías de comunicaciones que sirvieron para generar mapas de distancias entre terracerías y pavimentadas mediante la aplicación de un buffer de influencia (Pijaowski et al., 2002). Se incluyeron variables ambientales tales como la altitud (modelo digital de elevación), pendientes, tipo de suelo e hidrología superficial y los mapas de cobertura y uso del suelo de 1986, 1990 y 2000.

3.1. Región Huasteca

Durante el periodo 1990-2015 se mantuvo el proceso de cambio de uso de suelo en la región de la Huasteca, generando un incremento del área para actividades agrícolas y ganaderas. Por lo que el bosque tropical ha sido severamente transformado. En 25 años se perdieron 87 173 ha de BT 4 709 ha de bosque mesófilo de montaña y 288 ha de bosque de encino. En el año 1990, la región Huasteca registró una superficie de 394 460 ha de coberturas naturales (374 180 ha de bosque tropical, 17 031 ha de bosque mesófilo, 2 943 ha de bosque de pino-encino y 305 ha de bosque de encino), que se redujo a 301 984 ha (92 476 ha menos), 25 años después. En términos proporcionales, el bosque de encino tuvo el detrimento más drástico al perder más de su 60% de su superficie, seguido del el bosque mesófilo de montaña con 30% y el BT con 25% de su superficie al pasar de 374 180 a 286 006 ha en el mismo periodo (Figura 2).

Fuente: ^{Leija y Pavón, 2017}

Figura 2 Vegetación y uso actual de la tierra en el área de estudio en la región de la Huasteca. 

Las tasas de deforestación calculadas para las coberturas de vegetación natural, en el periodo 1990-2015, fueron de 1.1% para el bosque tropical, 1.2% para el bosque mesófilo, 0.7% para el bosque de pino-encino, 4.5% para el bosque de encino. Se observa una importante disminución de las tasas de deforestación en el periodo 2000-2015 con respecto a la década anterior. El proceso de cambio de uso de suelo en este estudio ocurrió en las zonas de mayor altitud, en laderas y pie de monte de la Sierra Madre Oriental, dada que las zonas de menor altitud fueron fuertemente transformadas en periodos previos y actualmente tienen un uso de suelo principalmente agrícola (Figura 2). Los pastizales mostraron incrementos en su superficie al pasar de 155 563 ha en 1990 a 196 763 ha en 2015. Por su parte las áreas agrícolas se incrementaron en 51 311 ha, en 25 años (Tabla 1).

Se obtuvieron 290 funciones de pesos de evidencia con influencia sobre los procesos de cambio de uso de suelo, de acuerdo a las ocho variables explicativas (socio-económicas y ambientales) que se utilizaron en el modelo prospectivo. Las varibles que tuvieron mayor peso en la transformación de las coberturas naturales fueron: marginación, pendiente, densidad de población, distancia a ríos y la distancia a carreteras.

El proceso de evaluación de la confiabilidad temática muestra que los mapas de uso del suelo y cobertura vegetal del año 2015 en la región Huasteca tuvieron una confiabilidad global de 73%. Este valor permite tener un alto grado de confianza en la interpretación de los mapas de cambio de uso de suelo. Además, fueron validados satisfactoriamente a través del método de muestreo aleatorio estratificado y mediante puntos de muestreo en el trabajo de campo.

Las tendencias de los cambios en las coberturas vegetales y uso de la tierra, indican que para 2050, en la región Huasteca se perderían 155 856 ha de bosque tropical, 7 208 ha de bosque mesófilo y 295 ha de bosque de encino. Se prevé que los mayores cambios de las coberturas naturales a otros tipos de uso sean en la franja montañosa de la Sierra Madre Oriental, principalmente en los municipios de Tamazunchale, Xilitla, Matlapa, San Felipe Orizatlán, Huejutla y Huautla. De acuerdo a las estimaciones el bosque de encino ubicado en el municipio de San Felipe Orizatlán y el bosque mesófilo ubicado en el municipio de Yahualica habrán desaparecido en los siguientes 35 años. En términos absolutos el bosque tropical será el ecosistema que pierda la mayor superficie.

Por su parte los asentamientos humanos incrementarían en 205 ha para el año 2050 (Figura 3, Tabla 2).

Fuente: ^{Leija y Pavón, 2017}

Figura 3 Los mapas muestran las proyecciones del modelo DINAMICA EGO de vegetación y uso potencial de la tierra en el área de estudio en la región de Huasteca. 

Las actividades agropecuarias, fueron determinantes en la dinámica del cambio de uso de suelo en la región Huasteca. Para 2050 la superficie de pastizal se incrementaría a 63 251 ha, mientras que la agricultura sería la actividad que ganaría mayor terreno al sumar 98 831 ha. El incremento de la superficie agrícola se prevé sea acosta de la del bosque tropical (Figura 3).

3.2. Bosque mesófilo de montaña

En 1986, el área ocupada por bosques en los dos sitios era de 11 935 ha, pero la cubierta forestal se había reducido significativamente a 7 248 ha en 2015 como resultado de la conversión del uso de la tierra en pastoreo de ganado (Tabla 2). En el sitio de Tlanchinol, se deforestaron 3 608 ha en 29 años, lo que representa una pérdida del 47.2%. En el sitio de San Bartolo Tutotepec, el área boscosa era de 4 291 ha en 1986. En 29 años, había disminuido a 2 694 ha, una pérdida de cobertura forestal del 36.4% (Figura 4 y Tabla 3).

Fuente: ^{Leija et al., 2018}

Figura 4 Pérdida de cobertura forestal y cambio en el uso del suelo en el polígono ubicado en el municipio de San Bartolo Tutotepec, Hidalgo, en 1986, 2000, 2015 y proyección hasta 2030 (utilizando el software Dinamica EGO). 

Las tasas de deforestación anual para el período 1986-2015 fueron de -1.5% para Tlanchinol y -1.3% para San Bartolo (Tabla 3). Durante este período, el cambio en la cobertura de la tierra implicó la conversión del bosque en pasto para el ganado. El pasto en Tlanchinol aumentó de 6 762 ha a 9 711 ha y en San Bartolo Tutotepec de 3 702 ha a 5 074 ha. El área dedicada al asentamiento humano también aumentó en ambos fragmentos. En Tlanchinol, el área poblada aumentó de 102 ha a 243 ha y en San Bartolo de 59 ha a 284 ha (Figura 5).

Fuente: ^{Leija et al., 2018}

Figura 5 Pérdida de la cubierta forestal y cambio en el uso del suelo en el polígono ubicado en el municipio de Tlanchinol, Hidalgo, en 1986, 2000, 2015 y proyección para 2030 (utilizando el software Dinamica EGO). 

El peso de la evidencia para las variables explicativas mostró que no todas ellas tuvieron una influencia significativa en el proceso de cambio. Se identificaron variables altamente correlacionadas, que tenían valores superiores a 0.45 basados en el índice de Cramer. La marginación y la elevación fueron los impulsores indirectos más importantes en los modelos de simulación de deforestación (Tabla 4).

El modelo DINAMICA EGO estimó que para 2030 en ambos sitios, 3 608 ha de bosques se convertirán en pastos y los asentamientos humanos aumentarán en 240 ha. En San Bartolo se perderán 2 097 ha de bosque (Figuras 5 y 6), 1 760 ha se transformarán en pastos y los asentamientos humanos cubrirán 337 ha (Tabla 2). En términos relativos, los fragmentos de bosque de San Bartolo Tutotepec perderían la mayor parte del área. En esta región, es notable que las áreas deforestadas, inicialmente convertidas en “milpas” (pequeños campos de cultivo, generalmente de maíz con otras plantas asociadas) bajo el método de tala y quema, eventualmente se convierten en pastizales. Esto agrava la presión sobre las áreas forestales adyacentes, al requerir más área de tierra en menos tiempo.

Solo el 18.2% del área del BMM en el sitio de Tlanchinol y el 12.8% en el sitio de San Bartolo Tutotepec tenían valores de NDVI en el rango del modelo de regresión. El resto del área en las imágenes de satélite estaba sombreada debido al terreno empinado, lo que resulta en valores bajos de NDVI. Por lo tanto, solo fue posible estimar el stock de carbono como 13 539.84 MgC (16.35 MgC ha-1) para el TMCF en Tlanchinol y 4 363 MgC (12.7 MgC ha-1) para el sitio de San Bartolo (Figura 6).

Fuente: ^{Leija et al., 2018}

Figura 6 Carbono almacenado en el bosque nublado de montaña tropical en la zona central de la Sierra Madre Oriental, media estimada (Mg C ha-1) utilizando la teledetección. (A) polígono ubicado en el municipio de Tlanchinol, Hidalgo; Se estimó el carbono para el 18.2% de la superficie forestal del polígono, y (B) polígono ubicado en el municipio de San Bartolo Tutotepec, Hidalgo; Se estimó el carbono para el 12.8% del área del polígono. 

4.1. Región Huasteca

El bosque tropical es un ecosistema en peligro de desaparecer debido a la expansión de las actividades agropecuarias. La Huasteca representa una región tropical donde el proceso de transformación del bosque tropical ha ocurrido desde el establecimiento indígena (huastecos o tenek) prehispánico hasta la fecha. Los remanentes de bosque Tropical se han conservado en las zonas de mayor altitud y de difícil acceso, donde el proceso de transformación de uso de suelo ha sido lento pero continuo. El impacto de la colonización por los españoles provoco la creación de extensas áreas agrícolas y ganaderas en zonas planas y bajas, por ser actividades económicas rentables (^{Toledo, 1990}; ^{Guevara, 2001}). La ganadería extensiva en México fue un modo de producción animal que homogeneizo los paisajes, convirtiéndolos en áreas principalmente de pastizales. Se sustituyó, en su mayoría, la actividad agrícola por la actividad pecuaria, convirtiéndose en una herramienta poderosa de colonización europea (Guevara, 2001). A finales del siglo xix y principios del xx fue puesta en marcha la introducción de pastos africanos y la división de parcelas con alambres de púas, lo que ocasionó la transformación radical de los ecosistemas en la Huasteca y otras regiones tropicales (^{Aguilar-Robledo, 1997}).

La pérdida de más de 90 mil ha de ecosistemas naturales en la Huasteca en el periodo 1990 y 2015, han generado que los paisajes en la región sean cada vez más homogéneos. Este es un proceso que en general provoca pérdida de la biodiversidad (^{Carpenter et al., 2009}). La tala selectiva y la creación de áreas para potreros son factores que propician la fragmentación del bosque tropical, lo que altera la funcionalidad, estructura y composición de los ecosistemas (^{Pompa, 2008}). Estudios florísticos en relictos de bosque tropical en la planicie costera del Golfo de México, documentan que solo 5% de las especies arbóreas coinciden con las especies encontradas hace cinco décadas para este tipo de vegetación (^{Reyes et al., 2009}). Esto nos habla de la alta pérdida de biodiversidad en México a través de la deforestación. En promedio 17.9 km2 de bosque tropical en México se deforestan principalmente por las actividades agropecuarias.

Las tasas de deforestación anual calculadas para la región Huasteca, oscila entre los 0.47 y 4.5%, éstas se consideran altas con respecto a las reportadas para México (1.1%) y otras regiones tropicales (^{Wright, 2005}; FRA, 2015; ^{Rosete et al., 2014}; ^{Kim et al., 2015}; ^{Leija et al., 2011}). El bosque tropical, a nivel global, tiene las tasas de deforestación más altas, con un promedio de 2.56 % (Wright, 2005; Kim et al., 2015; FRA, 2015). La deforestación de bosques tropicales en 34 países alcanzó el 62% entre el periodo 1990-2000 (Kim et al., 2015). Para América Latina la superficie que se perdió fue de 60 millones de ha para el mismo periodo analizado. Siendo Brasil el que mayor superficie forestal neta perdió con 33%. Asia también tuvo una acelerada pérdida neta en su superficie forestal, al pasar de 350 millones en 1990 a 318 millones de ha en 2000, perdiendo más de 30 millones de hectáreas de superficie original (Kim et al., 2015).

De acuerdo a los escenarios prospectivos, la conversión del bosque tropical hacia otros usos persistirá, por lo que seguirá reduciendo su superficie. Se estimó que para 2050 las coberturas naturales pierdan más de 160 mil ha. Siendo la agricultura la principal actividad que influirá en la apertura de nuevas tierras principalmente para la siembra de maíz. La cercanía a los ríos es el factor principal que explica la selección de sitios para la actividad agrícola. El incremento de los asentamientos humanos, también influiría en la creación de nuevos espacios, lo que implicará una mayor demanda de recursos naturales para satisfacer sus necesidades. La dinámica del proceso de deforestación implica una relación entre las variables sociales, económicas, políticas y ambientales (^{Pijanowski et al., 2002}). Se recomienda que las proyecciones de cambio de uso de suelo se realicen a futuros cercanos. Esto debido a que las variables explicativas de los modelos pueden modificarse a corto plazo y de esta manera generar una predicción diferente (^{Mas et al., 2003}). Por ejemplo, una política de apoyo al campo que beneficie la expansión agrícola podría acele-rar la deforestación de bosques a mediano plazo.

4.2. Bosque mesófilo de montaña

La deforestación es una consecuencia de la transformación del BMM en campos agrícolas y pastizales. Los fragmentos de bosque han persistido principalmente en laderas empinadas con difícil acceso, ya que el impacto humano es más pronunciado en terrenos relativamente planos (^{Sandel y Svenning, 2013}). Los porcentajes anuales de deforestación estimados en las dos áreas de estudio fueron más altos que la tasa de deforestación de bosques montanos tropicales en todo el mundo (-1.1) (^{Doumenge et al., 1995}). Sin embargo, los resultados fueron inferiores a los reportados en otras regiones de México. La deforestación del BMM ha sido tan alta como -1.95 en la zona occidental del cinturón transmexicano (^{Ruíz et al., 2016}), -3.84 en la Sierra Madre Oriental (^{Leija et al., 2011}) y -8.5 en las montañas áreas en el sureste del estado de Chiapas (^{Navarrete et al., 2010}). Estos altos valores de deforestación muestran una tendencia preocupante para la conservación del BMM en México.

La vulnerabilidad de los fragmentos de BMM al cambio en el uso de la tierra se ilustra con la pérdida del 40% de BMM durante 30 años debido a la deforestación. Esta pérdida de bosque también se traduce en la liberación a la atmósfera del carbono almacenado en BMM. Según el modelo, el BMM de San Bartolo Tutotepec disminuyo más. La tendencia a la deforestación en ambos sitios de estudio continuará hacia 2030 si no se implementan acciones de política pública para reducir la expansión de los pastos para el ganado. De los conductores indirectos incluidos en el modelo, la distancia a las carreteras aumentaría la fragmentación del bosque debido a la proximidad a los asentamientos humanos. Estos factores están relacionados con las instalaciones logísticas para la agricultura porque el terreno es con frecuencia menos empinado y accesible. Se descubrió que otro factor indirecto crucial era la marginación porque tenía un efecto positivo en la deforestación. Esto también ha ocurrido en otros países tropicales (^{Watson et al., 2001}; ^{Pérez-Verdin et al., 2009}), donde los procesos de deforestación están convirtiendo la tierra para usos agrícolas, lo que representa ingresos para los habitantes (^{Ramírez-García y Castillo-Escalante, 2009}). Los valores del índice de marginación fueron altos en Tlanchinol y muy altos en San Bartolo Tutotepec (CONAPO, 2010). Este factor indirecto estaría relacionado con la tasa acelerada de deforestación en ambos sitios, lo que, además de la falta de recursos económicos y capacitación técnica, ha llevado a pérdidas de fertilidad del suelo (^{Muñoz-Piña et al., 2003}). Las áreas marginadas también carecen de bienes y servicios, como la electricidad y la estufa de gas y el carbón y la leña representan su principal combustible, lo que afecta los procesos forestales. Cabe esperar que las políticas centradas en combatir la marginación también puedan reducir las tasas de deforestación.

La deforestación debido al cambio en la cobertura del suelo implica emisiones de CO2, y también pérdidas de los servicios del ecosistema, como el mantenimiento de la biodiversidad y los procesos hidrológicos. Las condiciones ambientales del BMM permiten atraer lluvia, capacidad de infiltración, regulación del flujo de la corriente y almacenamiento de agua en el suelo (^{Ramírez et al., 2017}). Sin embargo, la deforestación disminuye la nubosidad y la niebla en los bosques montanos que afectan los aportes de agua (^{Ray et al., 2006}). Por otro lado, junto al bosque lluvioso de tierras bajas, el BMM es el ecosistema con la mayor biomasa vegetal y, en consecuencia, con grandes reservas de carbono para los trópicos (^{Spracklen y Righelato, 2014}). Se han hecho pocas estimaciones de biomasa y carbono para estos ecosistemas a nivel mundial, particularmente en México. En el sureste de México, se reportaron 384.16 ± 40.13 Mg C ha-1 (incluidas las tiendas subterráneas) (^{Alvarez-Arteaga et al. 2013}), y 28.8 Mg C ha-1 para la Reserva de la Biosfera El Cielo dentro de la Sierra Madre Oriental (este valor se estimó como el 50% de la biomasa aérea reportada) (^{Rodríguez-Laguna et al., 2006}).

El último valor es similar al obtenido en ambas áreas de estudio utilizando el NDVI, una medida útil para estudios de ecosistemas terrestres. El NDVI tiene en cuenta el vigor de la vegetación, que está estrechamente relacionado con el estado de los factores bióticos y abióticos y se ha utilizado como un estimador sustituto de la productividad primaria neta (^{Xu et al., 2012}). Permite traducir un panorama espacial en valores netos de productividad primaria a través de la fotosíntesis y desempeña un papel esencial en el balance global de carbono (^{Garbulsky et al., 2008}; ^{Yu et al., 2014}; ^{Binfeng et al., 2016}). Sin embargo, las reservas de carbono podrían haberse subestimado como resultado del hecho de que los valores de NDVI eran bajos o nulos porque las imágenes de satélite tenían muchas sombras debido principalmente a la orografía accidentada de la región. Por otro lado, la regresión que se ajustó al NDVI y al carbono tenía una gran incertidumbre que implica que debe usarse con precaución. También se informaron valores bajos de R2 para otros procesos de vegetación, por ejemplo, la correlación entre los flujos de CO2 y el NDVI (^{Burgheimer et al., 2006}) Los valores de NDVI fluctúan ampliamente debido a múltiples factores, entre los cuales destaca la fenología del bosque, por lo que es importante seleccionar cuidadosamente las fechas de las imágenes de satélite para evaluar este tipo de proceso de vegetación (^{Meneses-Tovar, 2011}). Con frecuencia, los análisis se realizan con imágenes de satélite disponibles, lo que dificulta generar mejores estimaciones.

En México, el BMM tiene una riqueza de 27 000 especies de plantas vasculares, lo que representa el 10% de la flora del país, sin embargo, el 60% de las especies de árboles se encuentran en una u otra categoría de amenaza definida por la UICN (23% vulnerable, 27% en peligro y 11% en peligro crítico) (^{González-Espinosa et al., 2012}). Además, se han reportado 66 especies de reptiles, 36 de anfibios y 90 de escarabajos (Staphylindidae) en la zona de estudio (^{Ramírez-Bautista et al., 2017}). La conservación forestal también tiene implicaciones adicionales para el cambio climático; por ejemplo, la adaptación basada en el ecosistema (EBA), que se define como “el uso de la biodiversidad y los servicios del ecosistema para ayudar a las personas a adaptarse a los efectos adversos del cambio climático” (^{Newsham et al., 2018}). En el área de estudio, se concluyó que el esquema EBA podría producir resultados favorables si se mantienen los pagos por servicios ambientales u otros incentivos económicos para el desarrollo de los residentes y propietarios de tierras (Newsham et al., 2018). Por lo tanto, es esencial considerar todas las estrategias posibles, de las cuales REDD+ podría ser una de las más importantes. En este documento, mostramos que los fragmentos del bosque tienen un contenido de carbono significativo, que puede emitirse como consecuencia de la conversión del uso de la tierra al pastoreo de ganado a tasas que actualmente son de aproximadamente -1.5%, pero que podrían reducirse si los factores socioeconómicos generan Esta pérdida de bosque se modifica. REDD+ contribuiría con recursos económicos para compensar a los propietarios de tierras que no podrían continuar llevando a cabo la deforestación. REDD+ promovería la conservación y también generaría estrategias de desarrollo para el manejo sostenible de los bosques. Las evaluaciones iniciales de los proyectos piloto de REDD+ reportan resultados positivos, como los proyectos REDD+ brasileños con una disminución en la tasa de deforestación de aproximadamente 50% (^{Simonet et al., 2018}). Sin embargo, debe tenerse en cuenta que REDD+ no es una “varita mágica” que resolvería todos los problemas socio-ecosistémicos de la región (^{Weatherley-Singh y Gupta, 2015}), sino una estrategia esencial para generar sinergias con otras iniciativas ambientales, como pagos por servicios hidrológicos y conservación del suelo (programas del gobierno mexicano). Por otro lado, las políticas públicas efectivas contra la deforestación deben equilibrarse entre los valores ecológicos de los bosques y la importancia del sector agrícola (^{Nolte et al., 2017}).

Finalmente, la importancia de los servicios ambientales en relación al estudio de las variables biofísicas y el uso de la tierra (^{Turner et al., 2016}), la dinámica global, el conocimiento y la inclusión de modelos basados en agentes para comportamientos sostenibles (^{Alonso-Betanzos et al., 2017}). Lo que permite entender el territorio como un sistema complejo en el que existen relaciones y dinámicas sociales, económicas, históricas, políticas y biofísicas en espacios permeables como el concepto del paisaje (^{Christensen et al., 2016}; ^{Castro-Díaz et al., 2019}). En este contexto, comprender procesos complejos en un territorio, el modelado espacial surge como una forma de configurar los patrones que nutren el comportamiento de los sistemas socioecológicos (Cumming, 2011), además, de que deben incluir dimensiones temporales y espaciales como componentes de su complejidad (^{Perry y Enright, 2006}; Castro-Díaz et al., 2019).