20 000 m3 (Universidad del Norte, 2009). Sin embargo, los resultados del presente artículo muestran que esta acción no logró contrarrestar los otros factores adversos que causaron constante pérdida de playa en éste sector. Además de los factores antrópicos, hay factores naturales como el debilitamiento en la barrera arrecifal, eventos extremos de oleaje y presencia de huracanes, que ocasionan pérdida de arenas de las playas del sector Sound Bay.
Las playas de San Luis han sido menos usadas para el turismo por su pequeña extensión y por estar rodeadas de viviendas de pobladores locales. El desgaste de estas se debe, principalmente, a presiones antrópicas de los habitantes y a una urbanización intensa del sector, uno de los más poblados de la isla.
La reducción de playas confirma la presencia de amenazas identificadas por Guerra-Vargas y Mancera-Pineda (2015), quienes con base en la percepción de los habitantes de la isla de San Andrés las agruparon en diferentes categorías: 1) Desarrollo urbano e infraestructura, que incluye urbanización, construcción de vías, muelles, espolones, muros de contención, acceso de vehículos de transporte y congestión de turistas (Lambin, Geist y Lepers., 2003). 2) Reclamación de tierras, que incluye edificaciones, linderos, cercas o enrejados, avisos de venta de predios, caminos o senderos protegidos y actividades agropecuarias (Defeo et al., 2009). 3) Extracción de recursos costeros, que incluye excavación o extracción de arenas (Crain, Halpern, Beck y Kappel, 2009). Con los resultados de este estudio se comprueba parcialmente la hipótesis de reducción del área de playas y se comprueban amenazas que deben ser consideradas para la sostenibilidad económica de la región.
Por otra parte, en los 66 años de observación, la extensión de las áreas de manglar se ha incrementado notoriamente en la isla de San Andrés. Este incremento puede deberse a que son ecosistemas protegidos por la Ley (Plan de Ordenamiento Territorial, Decreto 325 de 2003). Un ejemplo de esto fue la denominación de parque regional de los bosques de manglar de bahía Honda y bahía Hooker, hoy conocidos como Old Point Mangrove Regional Park. Esta medida fue muy importante debido a que este manglar es el que mayor presión antrópica ha tenido. En el periodo entre 1956 y 1969, su área se vio reducida por la construcción del puerto marítimo; sin embargo, paulatinamente ha recuperado su cobertura por medio del desarrollo de islotes de manglar. De esta manera, el crecimiento de los bosques de manglar está favorecido tanto por el establecimiento de las condiciones adecuadas para su desarrollo y crecimiento, como por la implementación de políticas que declaran estos ecosistemas como zonas estratégicas de reserva. Estos cambios son favorables para la isla por los bienes y servicios provistos por el manglar.
El único bosque de manglar de los cinco evaluados que presentó pérdida de cobertura fue el manglar Smith Channel. Este ecosistema ha sufrido una fragmentación en los 66 años de observación, situación que puede inducir a cambios impredecibles no solo en su composición biótica, sino también en los procesos ecológicos que se desarrollan allí. Este manglar es muy particular ya que no tiene una conexión directa con el mar por lo que el régimen hídrico depende fundamentalmente de la lluvia. En consecuencia, la salinidad intersticial de los suelos permanece baja a lo largo del año (Sánchez-Núñez y Mancera-Pineda, 2011). Consecuentemente, los árboles presentan un desarrollo estructural muy grande. La tala, la presión de la actividad agrícola y el crecimiento urbano sobre los límites de este bosque han reducido su extensión, aumentando, probablemente, el efecto de borde. Tanto la fragmentación como el efecto de borde establecen una mayor tensión, disminuyendo la capacidad de recursos alimentarios, reproductivos y espaciales en el hábitat y, por tanto, incrementando su vulnerabilidad. La conservación de este manglar es vital porque es el único manglar de la isla con estas características y uno de los pocos que existe en el Caribe (Medina, 2016).
Los resultados muestran que las políticas de protección de ecosistemas resilientes como el manglar son efectivas. Dado que diferentes tipos de manglar proveen diferentes bienes y servicios (Ewel, Twilley y Ong, 1998), es importante aplicar medidas de manejo específicas para los manglares del sur de la isla.
Conclusiones
Durante las siete décadas analizadas, las playas de la isla de San Andrés objeto de este estudio, sufrieron una pérdida aproximada de 23.2 % en su cobertura (2.84 % por año), caso contrario al de las áreas de manglar, que han tenido una expansión del 100 % a lo largo del mismo periodo. El sector sur de la isla demanda mayor atención, pues es donde se presentan las mayores pérdidas de playas por erosión y donde se localiza un manglar único que ha perdido cobertura vegetal. El crecimiento o decrecimiento en el área de las playas está directamente relacionado con intervenciones antrópicas, tales como construcción de vías, viviendas y edificaciones, dragado de arenas, construcción de espolones y rellenos hidráulicos. La situación principal que reduce las zonas de manglar es la tala de árboles, el crecimiento de los mismos esta favorecido por el establecimiento de las condiciones adecuadas para su desarrollo y crecimiento, además de políticas que declaran estos ecosistemas como zonas estratégicas de reserva. La isla de San Andrés es un buen modelo para el diseño de planes de manejo ambiental en áreas insulares del Caribe.
Agradecimientos
A todo el personal de la sede Caribe de la Universidad Nacional de Colombia por el apoyo suministrado. Al programa de pasantías de la sede por el soporte ofrecido a la segunda autora que permitió el desarrollo del presente estudio. A la sede Bogotá por el apoyo ofrecido a los tres autores. Proyecto Hermes: 31 393 “Efecto del estado sucesional de bosques de manglar del Caribe colombiano en los procesos de control de la erosión costera y de almacenamiento de carbono (Blue Carbon)”.
Referencias
Aguilera, M. (2010). Geografía económica del archipiélago de San Andrés, Providencia y Santa Catalina. Cartagena: Banco de la República.
Burke, L. y Maidens. J. (2005). Reef at risk in the Caribbean. Washington, D. C.: World Resources Institute.
Celis, J. S. y Mancera-Pineda, J. E. (2015). Análisis histórico de la incidencia de ciguatera en las islas del Caribe durante 31 años: 1980-2010. Bol. Invest. Mar. Cost., 44 (1), 7-32.
Constanza, R., Arge, R., De Groot, R., Farberk, S., Grasso, M., Hannon, H. y Limburg, K. (1997). The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Nature, 387 (may.), 253-260.
Crain, C. M., Halpern, B. S., Beck, M. W. y Kappel, C. V. (2009). Understanding and managing human threats to the coastal marine environment. An. NY Acad. Sci., 1162, 39-62.
Daily, G. C., Polasky, S., Goldstein, J., Kareiva, P. M., Mooney, H. A. y Pejchar, L. (2009). Ecosystem services in decision making: Time to deliver. Front. Ecol. Environ., 7 (1), 21-28.
Decreto 325 de 2003. Plan de ordenamiento territorial (POT) de San Andrés Isla 2003-2020. (18 de noviembre de 2003).
Defeo, O., McLachlan, A., Schoeman, D. S., Schlacher, T. A., Dugan, J., Jones, A., Lastra, M. y Scapini, F. (2009). Threats to sandy beach ecosystems: A review. Estuar. Coast. Shelf Sci., 81, 1-12.
Donato, D. C., Kauffman, J. B., Murdiyarso, D., Kurnianto, S., Stidham, M. y Kanninen, M. (2011). Mangroves among the most carbon-rich forest in the tropics. Nature Geosci., 4, 293-297.
Ewel, K., Twilley, R. R. y Ong., J. E. (1998). Different kinds of mangrove forests provide different goods and services. Global. Ecol. Biogeogr. 7, 83-94.
Field, C. D. (ed). (1996). Restoration of mangrove ecosystems. Okinawa, Japón: International Society for Mangrove Ecosystems.
Fisher, B., Turner, R. y Morling, P. (2009). Defining and classifying ecosystem services for decision making. Ecol. Econ., 68 (3), 643-653.
Gavio,
