Planificación ecológica multiescala con sistemas de información geográfica para la sostenibilidad de los paisajes : aplicación a la Comarca de A Mariña Oriental (NE de Galicia-España) : tesis doctoral

Universidade de Santiago de Compostela Departamento de Enxeñería Agroforestal Grupo de Investigación 1934 TTB-Laboratorio do Territorio PLANIFICACIÓN ECOLÓGICA MULTIESCALA CON SISTEMAS DE INFORMACIÓN GEOGRÁFICA PARA LA SOSTENIBILIDAD DE LOS PAISAJES. Aplicación a la comarca de A Mariña Oriental (NE de Galicia-España) Tesis Doctoral Autor: Emilio Rafael Díaz Varela Directores: Rafael Crecente Maseda Carlos José Álvarez López ii iii Universidade de Santiago de Compostela Departamento de Enxeñería Agroforestal Grupo de Investigación 1934 TTB-Laboratorio do Territorio PLANIFICACIÓN ECOLÓGICA MULTIESCALA CON SISTEMAS DE INFORMACIÓN GEOGRÁFICA PARA LA SOSTENIBILIDAD DE LOS PAISAJES. Aplicación a la comarca de A Mariña Oriental (NE de Galicia-España) Tesis Doctoral Memoria para optar al grado de Doctor realizada por Emilio Rafael Díaz Varela Ingeniero Agrónomo bajo la dirección de los Doctores del Departamento de Ingeniería Agroforestal de la Universidad de Santiago de Compostela Dr. Rafael Crecente Maseda Dr. Carlos José Álvarez López iv A mis padres ii iii Agradecimientos Debo el primer lugar de esta relación de agradecimientos a los doctores Rafael Crecente Maseda y Carlos Álvarez López, directores de la tesis. Ambos han supervisado la realización de la misma con una combinación de visión global y puntillosidad en el detalle, dando una nueva dimensión al concepto multiescala. Los compañeros de LaboraTe me han demostrado los beneficios de trabajar en un entorno interdisciplinar, al tiempo que han soportado estoicamente ruegos y preguntas. La lista de nombres es demasiado larga como para incluirlos aquí a todos, lo cual es manifiestamente injusto, ya que a todos les debo mi agradecimiento. Sin embargo, debo una especial mención al menos a los más temáticamente cercanos: Sven Adler, Luis Gonçalves, Inés Santé, Mónica Rodríguez, Sergio Fernández, Quico Ónega, Miguel Cordero, y José Antonio Riveiro, cuyas perspectivas han enriqucido tan intangible como profundamente este trabajo. La coordinación cronológico-temática con Silvia Calvo y Ramón Díaz, camaradas de la Spanish Armada, ha hecho más llevadera la redacción y composición del documento, y en general la realización de toda la tesis. Los consideraría como si fuesen de la familia, de no ser por que de hecho lo son. Debo agradecer a Manuel Marey, entre otras muchas cosas, la información facilitada sobre la comarca de A Mariña Oriental, especialmente en lo que se refiere al uso del suelo forestal. En esta temática, los trabajos previos de cartografía y codificación realizados por Manuel Gasalla, Uxía Rodríguez, y Alfonso Barreiro han sido asimismo, con su precisión y calidad, de tremenda utilidad para el desarrollo de esta investigación. Manuel Rodríguez Guitián ha contribuido generosamente con sus explicaciones y documentación sobre la distribución y dinámica de los bosques de frondosas autóctonas en el noroeste gallego. Debo un reconocimiento especial hacia Knut Krzywinski, supervisor durante mi estancia en el Marie Curie Training Site “Cultural Landscapes of Europe” en Bergen (Noruega) por su cordial hospitalidad y su generosidad en compartir sus vastos conocimientos sobre paisajes culturales. El contacto establecido con él y los restantes miembros del Botanisk Institutt ha dado lugar a una transformación y enriquecimiento de mis perspectivas y actitud hacia los paisajes, su comprensión y su gestión. Kurt Riitters ha proporcionado, a través del intercambio de correo electrónico, interesantes consejos, observaciones y palabras de ánimo para el uso de ventanas móviles en el cálculo de índices de paisaje. Por todo ello, mi más sincero agradecimiento. Algunas pequeñas entrevistas y conversaciones han sido de gran ayuda e inspiración para el desarrollo de la investigación. Por ello, debo mi agradecimiento a Wenche Dramstad y otros investigadores en la sede del NIJOS (Oslo, Noruega), por sus aportaciones relativas a algunas perspectivas sobre planificación ecológica; a Harvey Jacobs, que con sus lecciones y comentarios sobre tenencia de la tierra han sido de gran utilidad para la comprensión de las implicaciones de los regímenes de propiedad en la planificación ecológica; y a Stephen iv Ventura, que ha hecho precisos comentarios sobre algunos aspectos técnicos del análisis con Sistemas de Información Geográfica. Muchos investigadores tuvieron a bien hacer un hueco en sus tareas para responder por correo electrónico a mis preguntas. Estos incluyen a André Botequilha Leitao, Joao Paulo Fernandes, Marifé Schmitz, Jacob Wamberg, Xavier Simón, Kevin McGarigal, Joe Berry, Maxime Kanadyanian, Gerd Eiden, Sonia Fragoso o Jesper Brandt. A todos ellos mi más cordial agradecimiento. Por último, pero no por ello menos importante, pido disculpas a mi familia y amigos por no haber estado “tan presente”, física o mentalmente, durante los últimos meses de la redacción de este documento y agradezco de todo corazón su siempre incondicional apoyo. Y de forma muy especial, he de agradecer a Montse el haberme soportado con paciencia y humor todo el periodo de tesis… ¡y el no haberse dormido mientras leía algunos de sus capítulos! v Resumo Nesta tese desenrolase unha metodoloxía de deseño espacial para a planificación ecolóxica da paisaxe mediante sistemas de información xeográfica. Con este obxecto, a paisaxe é considerada coma un sistema complexo formado por elementos que se relacionan entre sí, estructurándose en múltiples niveis funcionais. Debido a esta complexidade, partese da análise estructural de un mapa de coberturas do solo, en formato dixital raster, completado cun modelo dixital de elevacións. Antes da análise estructural, estudiouse a análise da información espacial do mapa de coberturas cando este cambiaba de resolución. Con tal fin, cuantificouse a perda de información espacial co descenso na resolución, e comparouse coa variación nos resultados da aplicación de índices de patrón da paisaxe ós mapas. Constatouse a dependencia coa composición de clases de cobertura e a súa configuración espacial na perda de información do mapa. Verificouse tamén a influencia do sistema de transformación vectorial-raster adoptado. Métodos de corrección, coma filtrados por maioría e eliminación de ruido, facilitaron a preparación dos mapas para posteriores analises da estructura paisaxística. O deseño de estratexias espaciais de planificación basouse na distinción, a diferentes escalas de aquelas áreas nas que as paisaxes son estructuralmente diferentes. Con tal fin, analizouse a variación espacial da heteroxeneidade estructural mediante índices de patrón da paisaxe. A aplicación dos mesmos realizouse mediante ventás moveis, que definen subconxuntos no mapa analizado, e sutúan o resultado da análise no centro xeométrico do subconxunto, definindo un novo mapa para a totalidad da extensión analizada. A variación na superficie de ventá permitiu obter mapas de distribución da heteroxeneidade espacial a diferentes escalas. Os resultados permitiron a definición para cada escala de unidades de planificación da paisaxe. O estudio da composición de clases de cobertura e a súa configuración espacial dentro de cada unidade diferenciada verificou diverxencias entre as unidades. As unidades diferenciadas na análise anterior, caracterizadas na súa composición e configuración, sirven de base para a realización de un deseño espacial para a planificación ecolóxica da paisaxe. Aplicaranse para elo seis criterios básicos ós diferentes elementos da paisaxe identificados: estabilización ecolóxica, disposición espacial estratéxica, conectividade, segregación, protección e diverxencia de escalas. A combinación dos elementos en tres niveis funcionais diferentes permite a obtención dun concepto espacial multiescala, baseado nas características ecolóxicas e estructurais da paisaxe, orienteado hacia a xestión dinámica e multifuncional da paisaxe. Estudiaronse tamén as posibilidades de implementación da planificación ecolóxica da paisaxe no esquema normativo da Comunidade Autónoma de Galicia, tomando como referencia as tendencias europeas actuais neste campo. Detectáronse carencias importantes no esquema xii ESTUDIO DE CASOS DE ESQUEMAS NORMATIVOS DE PLANIFICACIÓN DEL PAISAJE EN ESTADOS MIEMBROS DE LA UNIÓN EUROPEA 61 ALEMANIA 61 FRANCIA 62 HOLANDA 64 SUIZA 65 REPÚBLICA ESLOVACA 65 EL ESQUEMA NORMATIVO DE APLICACIÓN A LA PLANIFICACIÓN PAISAJÍSTICA EN GALICIA 66 DISCUSIÓN 69 PRINCIPIOS GENERALES IDENTIFICADOS EN LA LEGISLACIÓN EUROPEA 69 OPORTUNIDADES Y CARENCIAS EXISTENTES EN LA LEGISLACIÓN RELATIVA A GALICIA 70 CONCLUSIONES 72 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 74 IMPORTANCIA DE LA UTILIZACIÓN DE ESCALAS ADECUADAS EN EL ANÁLISIS ESTRUCTURAL DEL PAISAJE 78 INTRODUCCIÓN 80 OBJETIVOS 81 MATERIAL Y MÉTODOS 81 ZONA DE ESTUDIO 81 CARTOGRAFÍA UTILIZADA 81 CUANTIFICACIÓN DE LA PÉRDIDA DE INFORMACIÓN ESPACIAL 83 ÍNDICES DE PAISAJE 83 RESULTADOS 84 CAMBIOS EN LA DISTRIBUCIÓN DE LA INFORMACIÓN ESPACIAL 84 COMPOSICIÓN Y CONFIGURACIÓN 84 POSIBLES SOLUCIONES A LOS EFECTOS NO DESEADOS 89 DISCUSIÓN 91 RESULTADOS ENGAÑOSOS EN ÍNDICES DE PAISAJE DEBIDOS A CAMBIOS EN LA RESOLUCIÓN 91 INFLUENCIA DEL MÉTODO DE REMUESTREO 92 RELACIÓN ENTRE ESCALA ESPACIAL Y TIPOLÓGICA 92 CONCLUSIONES 94 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 95 xiii DETECCIÓN DE UNIDADES DE PLANIFICACIÓN DEL PAISAJE A ESCALAS OPERACIONALES MEDIANTE ANÁLISIS DE VENTANAS MÓVILES 98 INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS 100 MATERIAL Y MÉTODOS 102 ZONA DE ESTUDIO 102 CARTOGRAFÍA DIGITAL 102 ÍNDICES DE PAISAJE UTILIZADOS 103 DETECCIÓN DE EFECTOS DE ESCALA 104 RESULTADOS 105 DIFERENCIACIÓN Y CARACTERIZACIÓN DE UNIDADES 109 DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES 113 VENTANAS MÓVILES 113 ÍNDICES DE PAISAJE 114 UNIDADES DE PLANIFICACIÓN DEL PAISAJE 114 REFERENCIAS CITADAS 116 PLANIFICACIÓN ECOLÓGICA DEL PAISAJE A ESCALAS MÚLTIPLES. APLICACIÓN EN A MARIÑA ORIENTAL (NO ESPAÑA) 120 INTRODUCCIÓN 122 METODOLOGÍA DE APLICACIÓN 124 ZONA DE ESTUDIO 124 CARTOGRAFÍA DIGITAL 124 ESTABLECIMIENTO DE UNIDADES DE PAISAJE 124 DISEÑO DE CONCEPTOS ESPACIALES MULTI-ESCALA 130 RESULTADOS 136 DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES 141 VARIACIÓN DE LA HETEROGENEIDAD Y DISEÑO MULTIESCALA 141 IMPLEMENTACIÓN DEL MODELO ESPACIAL PROPUESTO 142 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 143 CONCLUSIONES GENERALES 148 INTRODUCCIÓN 150 MODELOS, MÉTODOS, Y UTILIZACIÓN DE SISTEMAS DE INFORMACIÓN GEOGRÁFICA 150 PROBLEMÁTICA LIGADA A LA RESOLUCIÓN ESPACIAL 150 xiv DETECCIÓN DE NIVELES DE ESCALA FUNCIONAL 152 DISEÑO ESPACIAL DE LA PLANIFICACIÓN 153 IMPLEMENTACIÓN NORMATIVA 153 NECESIDADES DE INVESTIGACIÓN FUTURA 154 ANEXOS METODOLÓGICOS 156 ANEXO Nº 1: GRÁFICOS PARA LA IDENTIFICACIÓN DE EFECTOS DEL CAMBIO DE RESOLUCIÓN ESPACIAL SOBRE ÍNDICES DE PATRÓN DE PAISAJE 158 ANEXO Nº 2: ELECCIÓN DE ÍNDICES DE PATRÓN DE PAISAJE PARA EL CÁLCULO CON VENTANA MÓVIL, Y RESULTADOS GRÁFICOS 174 CONSIDERACIONES PRELIMINARES 176 ESPECIFICACIONES DE CÁLCULO 176 SELECCIÓN PREVIA DE ÍNDICES 177 EVALUACIÓN DE ÍNDICES 178 ÍNDICES FINALMENTE ELEGIDOS Y DISCUSIÓN 189 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 195 ANEXO Nº 3: DETECCIÓN DE AGRUPAMIENTOS NO ALEATORIOS DE MANCHAS SEMINATURALES EN ÁREAS DE ALTA FRAGMENTACIÓN 196 CONSIDERACIONES PRELIMINARES 198 PROCEDIMIENTO DE CÁLCULO 198 CÁLCULO DE LA DISTANCIA MEDIA AL VECINO MÁS CERCANO 198 VERIFICACIÓN DE NO ALEATORIEDAD 199 DISEÑO FINAL DE LAS ZONAS DE ESTABILIZACIÓN 200 RELACIÓN COMPLETA DE REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 204 CLAVE PARA LA IDENTIFICACIÓN DEL ORIGEN DE LA REFERENCIA 205 RELACIÓN COMPLETA DE REFERENCIAS 205 ÍNDICE DE TABLAS TABLA I.1.-: CLASES DE COBERTURA DEL SUELO. 23 TABLA 1.1.- NORMATIVA SOBRE PAISAJES A NIVEL EUROPEO, Y TENDENCIAS DESTACABLES EN CADA UNO DE LOS DOCUMENTOS ANALIZADOS. 58 TABLA 1.2.- NORMATIVA SOBRE PAISAJES EN ESTADOS DE LA UE SOMETIDOS A ESTUDIO, EN EL ESTADO ESPAÑOL Y EN LA COMUNIDAD AUTÓNOMA DE GALICIA, Y TENDENCIAS DESTACABLES DETECTADAS. 60 TABLA 3.1.- MATRIZ DE CORRELACIÓN ENTRE ÍNDICES UTILIZADOS PARA VENTANA DE 1000M DE DIÁMETRO. 107 TABLA 3.2.- COMPOSICIÓN PAISAJÍSTICA. 110 TABLA 4.1.- RESUMEN DEL ANÁLISIS DE COMPOSICIÓN. 128 xvi ÍNDICE DE FIGURAS FIGURA I.1.- AMBROGIO LORENZETTI, GLI EFFETTI DIL BUONGOVERNO IN CAMPAGNA (1340). 6 FIGURA I.2.- EVOLUCIÓN EN SISTEMAS EN NO-EQUILIBRIO Y EJEMPLO DE SISTEMAS AGRÍCOLAS. 11 FIGURA I.3.- LOCALIZACIÓN DE LA ZONA DE ESTUDIO 17 FIGURA I.4.- LÍMITES MUNICIPALES, DISTRIBUCIÓN DE POBLAMIENTOS Y CLASIFICACIÓN EN FUNCIÓN DE LA POBLACIÓN. 18 FIGURA I.5.- COBERTURAS DEL SUELO Y LEYENDA UTILIZADA. 23 FIGURA 2.1.- MAPA DE COBERTURAS DEL SUELO Y LEYENDA. 82 FIGURA 2.2.- GRÁFICA DEL CAMBIO EN EL PORCENTAJE DE COINCIDENCIAS EN FUNCIÓN DE LA RESOLUCIÓN DEL MAPA Y DEL NÚMERO DE CLASES CON UN PORCENTAJE SUPERIOR AL 90 % 85 FIGURA 2.3.- EJEMPLOS DE ESCALOGRAMAS PARA COBERTURAS REPRESENTATIVAS DE LOS TIPOS DEFINIDOS. 86 FIGURA 2.4.- COMPARACIÓN DE UN FRAGMENTO DE MAPA PARA DISTINTAS RESOLUCIONES. 88 FIGURA 2.5.- ESCALOGRAMAS A NIVEL DE PAISAJE PARA REMUESTREOS ORIGINALES Y TRATAMIENTOS (FILTRADO Y ELIMINACIÓN DE RUIDO). 90 FIGURA 2.6.- COMPARACIÓN ENTRE REMUESTREOS A DOS RESOLUCIONES DIFERENTES, Y EL RESULTADO DE LOS DOS TRATAMIENTOS REALIZADOS. 91 FIGURA 2.7.- COMPARACIÓN ENTRE EL MAPA VECTORIAL ORIGINAL Y MAPA RASTER FINAL PARA DOS RESOLUCIONES DIFERENTES. 93 FIGURA 3.1.- VENTANA MÓVIL. 101 FIGURA 3.2.-: RESULTADOS OBTENIDOS PARA EL ÍNDICE ED EN LAS VENTANAS DE 250, 750 Y 1500M DE DIÁMETRO. 105 FIGURA 3.3.- TIPOLOGÍA DE EFECTOS EN LA VARIACIÓN DEL VALOR DEL ÍNDICE ED CON LA ESCALA. 106 xviii FIGURA 3.4.- VALORES DE LOS ÍNDICES PARA TRES DIÁMETROS DE VENTANA DIFERENTES, A LO LARGO DE UN TRANSEPTO ALEATORIO EN DIRECCIÓN N-S. 108 FIGURA 3.5.- VARIACIÓN EN S CON EL TAMAÑO DE VENTANA 109 FIGURA 3.6.- RESUMEN GRÁFICO DE LA METODOLOGÍA EMPLEADA, Y RESULTADOS. 112 FIGURA 4.1.- ESQUEMA METODOLÓGICO DE DIFERENCIACIÓN DE UNIDADES DE PAISAJE. 126 FIGURA 4.2.- ELEMENTOS A MICROESCALA. 129 FIGURA 4.5.- DESCRIPCIÓN DE ELEMENTOS A MESOESCALA, SOBRE MAPA CLASIFICADO EN FUNCIÓN DE LA INTENSIDAD EN LA DINÁMICA DE USOS DEL SUELO. 134 FIGURA 4.6.- CONCEPTO ESPACIAL A MACROESCALA. 135 FIGURA A2.1. REGLAS DE VECINDAD. 177 FIGURA A2.2.- COMPARACIÓN ENTRE MAPA ORIGINAL, MAPA DE NP, Y MAPA SUAVIZADO MEDIANTE FILTRADO. 178 FIGURA A2.3.- DIFERENCIAS ENTRE SHAPE_MN Y SHAPE_AM. 181 FIGURA A2.4.- RESULTADOS DE LA APLICACIÓN DE FRAC_MN EN MAPA DE COBERTURAS. 182 FIGURA A2.5.- MAPA DE COBERTURAS CON CUATRO CLASES. 184 FIGURA A2.6.- RESULTADOS DE LA APLICACIÓN DE IJI MEDIANTE VENTANA MÓVIL. 185 FIGURA A2.7.- APLICACIÓN DE CONTAG CON DIFERENTES TAMAÑOS DE RESOLUCIÓN. 186 FIGURA A2.8.- ÍNDICES DE DIVERSIDAD. 187 FIGURA A3.1. ÁREA DE REFERENCIA (UNIDAD B). 198 FIGURA A3.2. DETERMINACIÓN ESPACIAL DE LAS DISTANCIAS UMBRAL DE DISPERSIÓN NO ALEATORIA Y AGRUPAMIENTO NO ALEATORIO. 200 FIGURA A3.3. RESULTADO FINAL DE LA ASIGNACIÓN DE SUPERFICIES A LAS ZONAS DE ESTABILIZACIÓN 200 ESQUEMA GENERAL DEL DOCUMENTO 2 Introducción …humans are not apart from nature or even above nature, valuing only its instrumental functions, but they are integral Emilio R. Díaz Varela Introducción 8 Bajo esta perspectiva, Zonneveld (1995) afirma: El espacio, en el punto de transición entre el núcleo sólido/fluido del planeta y el universo infinito, es el hábitat de la clase humana. Contiene, más allá del hombre en sí mismo y sus artefactos, la mayoría de los atributos que determinan sus funciones ambientales materiales, y también psicológicas. Una palabra común para este ambiente tal y como puede ser observado por un hombre en su vida diaria, es paisaje. La disciplina llega a Norte América (y también Australia) en los años 80, a partir de la asistencia de ecólogos estadounidenses a reuniones de la Sociedad Holandesa de Ecología del Paisaje, y de la creación de la Asociación Internacional de Ecología del Paisaje (International Asociation for Landscape Ecology, IALE) en 1982, en Piestani (antigua Checoslovaquia) (Forman, 1990). No obstante, la existencia de un mayor vínculo con las teorías de la ecología clásica dan lugar a un cambio en la trayectoria de la disciplina (Wiens, 1997), desarrollándose en Norteamérica un énfasis sobre la estructura y dinámica de los mosaicos de paisaje y sus efectos sobre los fenómenos ecológicos, con un importante apoyo en los sistemas de información geográfica y la modelización informática. Bajo esta perspectiva, el paisaje es definido como superficie del territorio heterogénea compuesta por un racimo de ecosistemas interactuantes que se repiten extensivamente de forma similar (Forman & Godron, 1986). Si bien las diferentes perspectivas han dado lugar a una divergencia de la ecología del paisaje en múltiples ramificaciones, estas han enriquecido su bagaje científico y horizonte de actuación. La ecología del paisaje experimenta en la actualidad un creciente reconocimiento de su potencialidad para enfrentar problemas relacionados con la planificación de los usos del suelo y la conservación de la naturaleza (Hobbs, 1997), y de su capacidad para generar aproximaciones integradoras en la investigación y planificación del paisaje que contribuyan a superar la especialización excesiva y la fragmentación de ciencias, políticas y educación ambientales (Bastian, 2001). Si bien todavía ha de establecer cuales son sus límites y capacidades, y que presenta ciertas carencias en unidad conceptual y en la definición clara de un marco teórico (Wiens, 1997), estas son características comprensibles en una disciplina cuya tendencia fundamental es la integración transdisciplinar de múltiples perspectivas con una orientación común hacia el paisaje y bajo un punto de vista eminentemente práctico y holístico (Brandt, 2000; Moss, 2000; Naveh, 2001). Acotación del concepto de paisaje como objeto de planificación Los distintos significados de la palabra paisaje permiten apreciar el desarrollo de la actitud de la sociedad occidental hacia el concepto. En sus orígenes, el significado de paisaje, utilizado por la gente del campo, hacía referencia al territorio ordenado, conocido, y sobre el que se realiza algún tipo de gestión. Su adopción para la valoración estética del entorno, y por tanto para el reflejo de los conceptos éticos, filosóficos o espirituales de la sociedad, ha permitido la toma de conciencia del paisaje como fenómeno, lo que facilitó la posterior utilización científica del término para, en general, la descripción (desde diferentes puntos de vista) de un sistema territorial tal y como éste se percibe por parte del ser humano. Emilio R. Díaz Varela Introducción 9 La integración de los diferentes conceptos históricos de paisaje en una definición concreta, trascendiendo la multiplicidad de enfoques del término, es necesaria como referente en la planificación paisajística. Sin embargo, es difícil abarcar los diferentes aspectos de la planificación en una definición generalista. La definición establecida en la Convención Europea del Paisaje (Consejo de Europa, 2000), en la que el paisaje se entiende como “cualquier parte del territorio tal cómo la percibe la población, cuyo carácter sea el resultado de la acción e interacción de factores naturales y/o del hombre”, sintetiza acertadamente los diferentes aspectos del término2. No obstante, la amplitud de la definición hace precisas matizaciones para la implementación de medidas de planificación, gestión o protección de los paisajes. Por ejemplo, los aspectos ecológicos, geográficos o culturales han de ser reconocidos por igual, y no necesariamente han de recibir idéntico tratamiento legislativo. En consecuencia han de ser definidos más específicamente, si bien pueden serlo sin entrar en conflicto con la definición general. Como se ha observado anteriormente, en esta investigación se considera el paisaje como una cualidad emergente del sistema territorial que permite la percepción global del mismo por parte del ser humano. Esta definición resulta coherente tanto a los diferentes aspectos de su evolución histórica, como a la definición adoptada por la Convención Europea. Por otra parte, permite la consideración de aspecto fundamental en el tratamiento metodológico de la planificación: el paisaje es fruto de las interacciones y estructuras de un sistema territorial, y toda acción destinada a crear un efecto sobre el paisaje ha de tener en cuenta este sistema de relaciones. El desarrollo metodológico que tiene por objeto esta tesis se fundamenta en esta aproximación sistémica hacia el paisaje, por lo que se profundizará a continuación en las implicaciones de la misma. Visión sistémica de la desorganización y reorganización en los sistemas paisajísticos Según lo expuesto en el apartado anterior, los paisajes pueden ser definidos como cualidad emergente de los sistemas territoriales. Tal definición responde al principio de emergencia de propiedades de la teoría general de sistemas. Según este principio, las cualidades de un sistema se pueden ver determinadas tanto por las propiedades de sus elementos constituyentes, como por la forma en la que estos elementos se autoorganizan (Ingegnoli, 2002). Por lo tanto, la disposición de los elementos del sistema territorial determina el funcionamiento del mismo. Este hecho tendrá consecuencias directas con la planificación y gestión de los paisajes. La existencia de una teoría coherente sobre sistemas vivientes (ver Capra (1998) para una visión genérica de la misma), basada en los avances del pensamiento general de sistemas, la biocibernética y la termodinámica de no-equilibrio, ha permitido la interpretación de la evolución 2 Un análisis más profundo de las implicaciones de esta definición en la planificación del paisaje puede encontrarse en el capítulo I. Emilio R. Díaz Varela Introducción 10 del paisaje a partir de los sistemas que lo constituyen (Naveh, 1987; Naveh & Liebermann, 1994; Li, 2000b; Naveh, 2001; Ingegnoli, 2002). Estos pueden ser definidos como sistemas en no-equilibrio, caracterizados por mantenerse lejos del equilibrio termodinámico mediante un intercambio continuo de materia y energía con el medio. Este intercambio da lugar a la disipación de entropía del sistema, y el incremento de entropía negativa, o negentropía, la cual se caracteriza por el incremento en la eficiencia del uso de la energía e información, el aumento de la flexibilidad y creatividad, la ampliación de la complejidad estructural y la formación de niveles superiores de organización. La evolución de los sistemas en no-equilibrio se basa en la transición desde sus estados iniciales hacia un nuevos estados de estabilidad dinámica o meta-estabilidad, marcados por mínimos locales en producción de entropía o atractores (Ingegnoli, 2002). En general, los sistemas en no-equilibrio se mantienen como metaestables debido a mecanismos de estructuración y autorregulación inherentes. No obstante, si un cambio en las condiciones externas en cuanto al flujo de materia y energía afecta al funcionamiento del sistema, se produce una fluctuación que lo conduce a una situación de metaestabilidad a una de inestabilidad. Esta inestabilidad se caracteriza por la tendencia caótica hacia múltiples posibles futuros atractores, y se puede describir como una situación de bifurcación en la que el sistema puede evolucionar hacia un nivel superior de organización, o bien desorganizarse. El paso del sistema a un nivel superior de organización da lugar a un aumento en su estabilidad (ver figura 2-a). La evolución de los sistemas sociales sigue este mismo esquema. Ciclos sucesivos de meta-estabilización, y posterior desestabilización han guiado a la humanidad desde las comunidades de cazadores-recolectores hacia la actual sociedad post-industrial (Laszlo, 1994). Cada paso en la evolución es generalmente irreversible, y lleva a una mayor complejidad en el sistema. Asimismo, cada nuevo estado se produce por la convergencia de sistemas anteriores hacia una misma situación final (ver figura 2-b), para la creación de un nuevo sistema de mayor amplitud (Laszlo, 1994). Este punto de vista permite una comprensión integral e intuitiva de la evolución actual de los paisajes. Los paisajes eran, en el pasado, resultado de sistemas agrarios tradicionales que tendían a una autorregulación con escasas influencias exteriores determinantes. Su funcionamiento se basaba en el aprovechamiento estratégico de los procesos de la biosfera con una intervención tecnológica relativamente pequeña (Naveh & Liebermann, 1994; Naveh, 2001). La adaptación a las condiciones naturales del ambiente a través de decisiones tomadas en cuanto a la producción agrícola o pecuaria determinaba las características espaciotemporales del sistema: el alcance espacial de las interrelaciones entre los componentes del sistema paisajístico era en general limitado a su localización geográfica, y con grandes necesidades temporales para completar sus ciclos. El mantenimiento en el tiempo de este tipo de sistemas se debe fundamentalmente a la sostenibilidad de sus prácticas. En los paisajes europeos, la progresiva aparición de nuevos mecanismos de control y regulación externos al sistema a partir de la internacionalización de los mercados, la adopción de nuevas tecnologías de producción, y otras variables socioeconómicas (di Castri, 2000), han Emilio R. Díaz Varela Introducción 11 Figura I.2.- Evolución en sistemas en no-equilibrio (arriba, a) y ejemplo de sistemas agrícolas (abajo, b). Adaptado de Laszlo (1994). llevado a este a una situación de inestabilidad, todavía no resuelta. La actividad agrícola, hasta entonces responsable del carácter y cualidades fundamentales de los paisajes, deja de ser la principal actividad económica, y así el sistema agrario deja de ser sinónimo del sistema Emilio R. Díaz Varela Introducción 12 territorial en las zonas rurales. Como consecuencia de esta inestabilidad, se produce una tendencia polar en la evolución de los paisajes. Por una parte, hacia la marginalización de toda aquella tierra cultivada y forestal que no cumpla con las expectativas de producción según los condicionantes de mercado actuales (y como consecuencia más frecuente tiene el progresivo abandono); y por otra hacia la intensificación del uso en tierras con alta capacidad productiva. La internacionalización de los mercados ha tenido así como consecuencia la tendencia a la monofuncionalidad en las áreas rurales, guiada por una tendencia al productivismo. El reflejo físico de estas tendencias es la homogeneización y simplificación de los paisajes rurales, y la pérdida de su diversidad ecológica y cultural (Jongman, 2002 a y b). Tanto la intensificación como el abandono contribuyen a la inestabilidad de los paisajes de forma diferente. En los paisajes asociados a sistemas agrícolas intensivos, la interacción entre elementos estructurales es de gran intensidad, al existir un elevado control sobre cada elemento por parte del agricultor. En tales casos, es necesaria la existencia de elementos con un menor grado de conexión o interacción con el agricultor y con el resto de elementos del sistema, para evitar una inestabilidad por sobre-conexión de sus elementos (Allen & Starr, 1986). Tal sobre-conexión tendría dos posibles consecuencias: el paso a un nivel de organización superior con mayores requerimientos de energía para mantener el sistema conectado, o el colapso a un nivel inferior de organización, al no poder soportar la demanda energética de las conexiones. Ejemplo de un primer caso son los modernos sistemas de producción, muy demandantes en energía e insumos. El segundo caso se puede ejemplificar en los sistemas agrícolas que colapsan debido a problemas de erosión, salinización, etc. En el caso de sistemas paisajísticos en abandono, el control del agricultor sobre los elementos del sistema y la interacción entre los mismos se debilita progresivamente. Esta infraconexión tiene generalmente como consecuencia la caída del sistema a un nivel inferior de organización. Deja de constituir un paisaje para derivar en una suma de elementos que evolucionan de forma independiente y caótica por separado. Se produce así una desorganización del sistema paisajístico, en el que los diferentes usos del suelo se distribuyen de forma arbitraria en el territorio, mostrando una tendencia a la entropía en todo el sistema. Los cambios actuales en el paisaje están por lo tanto vinculados con la evolución hacia nuevos sistemas rurales. Como toda evolución sistémica, es en gran medida irreversible, y precisa de la convergencia entre los sistemas anteriores, incrementando la fuerza de sus interconexiones. No obstante, esto no garantiza una evolución hacia sistemas sostenibles. La continuidad de los antiguos paisajes agrarios tradicionales, basada en gran medida en la coherencia que aportaba al sistema el conocimiento y la cultura tradicionales, ha de ser tomada como referencia para el desarrollo de una nueva dimensión cultural del paisaje, necesaria para la comprensión del funcionamiento del sistema territorial en sus dimensiones actuales. Una de las tareas fundamentales de la planificación territorial actual es integrarse en esta dimensión cultural, participando en la creación de los elementos necesarios para favorecer la tendencia a la sostenibilidad en el paisaje. Emilio R. Díaz Varela Introducción 13 Nuevas expectativas para los paisajes rurales del s. XXI: sostenibilidad, multifuncionalidad e integridad ecológica El objetivo fundamental de la planificación de los usos del suelo, derivado del actual consenso global hacia el desarrollo sostenible, es la búsqueda de la sostenibilidad en el aprovechamiento de los recursos de un determinado entorno geográfico. Cuando la planificación de usos del suelo pone su énfasis sobre los recursos paisajísticos y sobre los atributos medioambientales como determinantes fundamentales en el proceso de toma de decisiones, adopta la forma de una planificación ecológica del paisaje (Cook & Van Lier, 1994; Ahern, 1999; Botequilha & Ahern, 2002; Hawkins & Selman, 2002). La sostenibilidad ha sido definida en el informe Brundtland (WCED, 1987) como la capacidad satisfacción de las necesidades del presente sin comprometer la capacidad de futuras generaciones de satisfacer las suyas. En una aplicación de este concepto genérico al paisaje, Forman (1995a) define un paisaje sostenible como un área en la que la integridad ecológica y las necesidades humanas básicas se mantienen de forma concurrente durante generaciones. Las necesidades humanas básicas son niveles adecuados de alimentación, agua, salud, edificación, energía y cohesión cultural. La integridad ecológica se refiere a una combinación en el paisaje de niveles de productividad primaria, biodiversidad, agua y suelo cercanos a las condiciones naturales. Esta concurrencia entre integridad ecológica y necesidades humanas en el paisaje implica el mantenimiento de la estructura y función ecológica del sistema territorial, y de sus condiciones de diversidad ecológica y biológica (King, 1993; Wiens et al., 2002). Para ello no se precisa la conservación estricta de todos los elementos del sistema, sino de su función general a pesar de los cambios estructurales en algunos de sus elementos. De esta forma, el sistema puede soportar impactos impuestos por cambios en las condiciones ambientales, y ser capaz de una rápida recuperación. La clave no es la persistencia del sistema en el tiempo, sino su adaptabilidad a los cambios (Forman, 1995a). La aplicación del concepto de integridad ecológica corresponde en consecuencia a la globalidad del sistema, más que a sus partes por separado. No obstante, la diferencia en las características de los componentes del sistema cuando éste se aborda a diferentes escalas y niveles jerarquicos hace que la integridad ecológica pueda ser interpretada de diferente forma para cada uno de dichos niveles (King, 1993; Wiens et al., 2002). En consecuencia, la planificación o gestión ambiental ha de tener en consideración esta dependencia con la jerarquía de escalas en la que se puede diferenciar el sistema, mediante la combinación simultánea de una perspectiva analítica para cada uno de los niveles, y sintética para el sistema en su conjunto. La conservación de ecosistemas viables y de la integridad ecológica a través de una jerarquía de escalas espaciales a través del tiempo ha sido considerada una aproximación más proactiva y eficiente que, por ejemplo, la de crear condiciones de hábitat específicas para especies en peligro (Poiani et al, 2000; Freemark et al., 2002). En conclusión, la actual planificación ecológica del paisaje ha de caracterizarse por una doble dimensión: antropocéntrica, mediante la búsqueda de beneficios para la sociedad humana, y Emilio R. Díaz Varela Introducción 14 eco-céntrica, fundamentalmente ética, a través de la protección de los valores intrínsecos a la existencia de los paisajes y del funcionamiento ecológico de los diferentes elementos que componen su estructura. Esta doble dimensión ha de desarrollarse a través de una aproximación holística, mediante la consideración global del territorio como base del sistema paisajístico, integrando sus diferentes componentes a través de múltiples escalas, y teniendo en cuenta su multifuncionalidad (Herrmann & Osinski, 1999; Naveh, 2001; Jongman, 2002 b; Brandt, 2003; von Haaren & Reich, 2004). La adopción de tal perspectiva multi-escala permitirá contemplar los diferentes niveles a los que se manifiestan los componentes estructurales y funcionales del paisaje, adaptando la definición del problema a las propiedades específicas de cada nivel. La planificación se desarrollará entonces a través de la integración multifuncional de aspectos ecológicos (funcionalidad de ecosistemas, conservación de la diversidad biológica y ecológica, etc.), sociales (identidad cultural, conocimiento tradicional, percepción del medio, educación, ocio, etc.), y económicos y de uso del suelo (agricultura, producción forestal, transporte, urbanización, turismo, etc.). La situación actual: posibilidades de implantación de planificación ecológica del paisaje Las aproximaciones a la planificación ecológica del paisaje consideradas en anteriores apartados como actualmente necesarias, están siendo progresivamente asumidas por la legislación a nivel europeo. En el capítulo I se revisan las tendencias actuales en la legislación comunitaria, y se analizan ejemplos de las perspectivas adoptadas por algunos estados miembros en cuanto a la planificación paisajística. Esta revisión revela tendencias generales hacia la consideración territorial del paisaje, y el reconocimiento de sus dimensiones ecológica y cultural, así como de la importancia del establecimiento de estructuras jerárquicas en la planificación. La segunda fase de esta revisión evalúa la situación normativa en materia de paisaje en la Comunidad Autónoma Gallega. El resultado de esta evaluación revela serias carencias en cuanto a su adaptación a estas tendencias generales. Además del alto grado de subjetividad en el escaso tratamiento del paisaje en la normativa de aplicación, existe un profundo vacío en lo referente a metodologías de planificación y mecanismos de coordinación de los diferentes niveles jerárquicos implicados a nivel legislativo. En consecuencia, resulta necesario el desarrollo de estrategias que permitan la incorporación de criterios de planificación ecológica a diferentes niveles y escalas, adaptadas a la realidad territorial de Galicia, e integradas en el sistema territorial junto con la población y sus actividades. Tales estrategias precisarán a su vez de metodologías de diferenciación de unidades y planificación ecológica de las mismas a varias escalas funcionales, que permitan su integración en los diferentes niveles de la jerarquía normativa. La investigación desarrollada en esta tesis pretende realizar aportaciones tanto para la puesta en práctica efectiva de la planificación ecológica del paisaje como para la adecuación de dicha planificación a las escalas de trabajo más adecuadas en cada caso. Con el fin de establecer un marco geográfico real Emilio R. Díaz Varela Introducción 15 para tal investigación, se ha establecido como zona de estudio la comarca de A Mariña Oriental, cuyas características fundamentales se comentan en el apartado siguiente. Emilio R. Díaz Varela Introducción 16 Emilio R. Díaz Varela Introducción 17 DESCRIPCIÓN DE LA ZONA DE ESTUDIO Características generales La zona de estudio es la comarca de A Mariña Oriental, en la parte nororiental de la Comunidad Autónoma de Galicia (España, UE). Esta comarca presenta una gran diversidad en sus características geográficas debido a un marcado gradiente interior-costa, así como desequilibrios entre zonas agrícolas y forestales con diferentes intensidades de producción. Tal diversidad se refleja en el patrón paisajístico, constituyendo una interesante fuente de estudio para la planificación a diferentes escalas en zonas heterogéneas. Figura I.3.- Localización de la zona de estudio Esta comarca se corresponde con una delimitación administrativa subregional que abarca cuatro municipios (Ribadeo, Barreiros, Trabada y A Pontenova), a su vez subdivididos en 39 unidades submunicipales (parroquias). La superficie total es de 399,92 Km2. El relieve presenta una notable variabilidad. Al norte, la línea de costa, caracterizada por acantilados de diferente altitud que se alternan con playas arenosas y de cantos rodados, da paso a la rasa cantábrica, un característico nivel de aplanamiento que ocupa una franja de entre 2 y 4 km en el norte de la comarca. Esta llanura se continúa con las primeras estribaciones montañosas del interior, constituidas por un antepaís de relieve relativamente suave, con valles amplios que se alternan Emilio R. Díaz Varela Introducción 24 Tratamiento y procesado de la información La investigación se ha orientado hacia el análisis espacial de los elementos representados en los datos de partida anteriormente descritos. Para ello, se ha utilizado un Sistema de Información Geográfica (SIG), que ha permitido el análisis de la estructura del paisaje y la generación de nueva información orientada a la planificación, a través del uso combinado de varios programas informáticos (ArcView 3.3; ArcGIS 9; Microsoft Excel; Fragstats). Figura I.5.-Cobertura del suelo y leyenda utilizada. Emilio R. Díaz Varela Introducción 25 LAS APROXIMACIONES MULTI-ESCALA EN LA PLANIFICACIÓN PAISAJÍSTICA Los esquemas jerárquicos multi-escala en la planificación del paisaje Las necesidades de adopción de una perspectiva holística, multiescala, y multifuncional en la planificación ecológica del paisaje contrastan con la realidad compleja del sistema territorial. La multiplicidad de elementos y procesos implicados hacen del sistema territorial algo inabarcable en su totalidad, por lo que es precisa la selección de factores que incidan directamente en la planificación (Messerli & Messerli, en Lenz et al., 2001). El procedimiento de simplificación más inmediato es la definición de los niveles jerárquicos de organización en función de las características físicas y estructurales del sistema, ordenándolos de acuerdo a su posición espacial y temporal. De esta forma, el nivel jerárquico de organización coincide espacialmente con la escala funcional del paisaje (King, 1993), y puede ser delimitado a través del análisis de los elementos del sistema territorial. La estructuración de referencia constituye así una jerarquía en la complejidad del espacio (Zonneveld, 1995), que divide el patrón horizontal del paisaje en áreas o unidades a su vez compartimentadas en otras, presentando cada una de ellas diferencias en su estructura (distribución y configuración espacial de los elementos del paisaje) y función (flujos y procesos establecidos entre los componentes estructurales). Se establece así una jerarquía “anidada” (nested) (O’Neill et al., 1986), que permite la descripción de los paisajes utilizando múltiples niveles (Naveh & Liebermann, 1994; Zonneveld, 1995, Bastian et al., 2002). La aplicación de la teoría de jerarquía a ecosistemas y paisajes en varios estudios (O’Neill et al., 1986; O’Neill et al., 1989; King, 1997) ha puesto de manifiesto la utilidad de considerar al menos tres niveles jerárquicos en la interpretación del paisaje. El paisaje estudiado constituiría un nivel focal, surgido como consecuencia de las características e interacciones entre los elementos de un nivel inferior, y sometido a controles y restricciones por parte de un nivel superior. La utilidad de tal jerarquización en la planificación ecológica del paisaje ha sido manifestada en varias ocasiones. Dramstad et al. (1996) describen una serie de estudios de caso en la aplicación de principios ecológicos a la planificación de usos del suelo, clasificándolos como de microescala (o escala de sitio); mesoescala (o escala de paisaje) y macroescala (o escala regional). Mander et al. (2003) han seguido un esquema similar para la integración de redes ecológicas multi-escala, añadiendo un cuarto nivel (megaescala) que añade la escala continental o global al esquema jerárquico. En otros estudios, los niveles abarcados han sido el local, regional y estatal (White et al., 1999; Herrmann & Osinski, 1999), en función de los objetivos y alcance da la planificación. Desarrollo metodológico Con el fin de aplicar un esquema multi-escala en la planificación de los paisajes rurales en la zona de estudio, se ha desarrollado una metodología basada en la identificación de escalas funcionales a partir del estudio de la heterogeneidad del paisaje. El proceso comienza por la determinación de un nivel focal del estudio, que puede interpretarse como la identificación de la Emilio R. Díaz Varela Introducción 26 extensión geográfica para la que el paisaje de interés, estudiado a una resolución dada, muestra un carácter que lo diferencia de paisajes adyacentes. El factor natural de diferenciación será, en este caso, la heterogeneidad del paisaje, entendida como la variación espacial de su estructura. Cada una de las áreas delimitadas como niveles de organización a distintas escalas puede ser considerada como unidades de planificación del paisaje, y ser utilizadas para representar niveles de escala funcional diferenciados entre sí dentro de una jerarquía espacial. Las unidades de planificación del paisaje surgirían así como vínculo entre la escala de planificación y los diferentes niveles de escala funcional del paisaje, integrando las dos funciones principales atribuidas a las unidades territoriales, o unidades de paisaje (Zonneveld, 1989; Pérez-Chacón, 2002): la lectura científica de un sistema territorial complejo, y la respuesta a los desafíos operativos de la planificación territorial. El posterior análisis de las características de cada unidad diferenciada permitirá la identificación de los elementos de micro-escala que constituyen los factores explicativos del nivel focal, y que se pueden identificar como niveles jerárquicos de orden inferior. Asimismo, la comparación entre unidades y sus estructuras permitirán identificar los mecanismos de control establecidos desde el nivel superior (macro-escala), así como el establecimiento de un modelo de planificación que sirva a su vez como controlador de los niveles inferiores. La diferenciación del paisaje en niveles de organización mediante este procedimiento permite la identificación de los elementos de paisaje relevantes a la escala de cada nivel, mediante un análisis de composición (es decir, de las características de diversidad, porcentaje relativo de clases, número y dimensiones de sus elementos, etc.). Estos elementos conformarán la base para el diseño espacial de la planificación, siguiendo una serie de consideraciones orientadas a optimizar la función ecológica del paisaje. Caracterización de la heterogeneidad del paisaje Los paisajes son espacialmente heterogéneos (Forman & Godron, 1986; Burel & Baudry, 1999), y sus estructuras y procesos constituyentes operan a escalas características (Delcourt & Delcourt, 1988; Meentemeyer, 1989; Wiens et al., 2002) organizadas jerárquicamente en niveles funcionales (Rowe, 1961; Allen & Starr, 1982; O’Neill et al., 1986; Kotliar & Wiens, 1990). La planificación a varias escalas de paisajes multifuncionales precisa en consecuencia de metodologías que tengan en consideración tanto la variación espacial de su heterogeneidad, como la distinción de los diferentes niveles funcionales de interés, aportando soluciones en función de las propiedades específicas de cada nivel. El estudio cuantitativo de la heterogeneidad se ha llevado a cabo mediante la caracterización de la estructura del paisaje. Se han analizado así el número y proporción de clases, disposición espacial y forma de las manchas, y contraste o disimilaridad entre manchas vecinas como componentes básicos de la heterogeneidad (Li & Reynolds, 1995). El análisis se realiza mediante la aplicación de índices o medidas de patrón de paisaje a un mapa categórico. Ésta cuenta con numerosos precedentes en diferentes campos de aplicación. Por citar algunos Emilio R. Díaz Varela Introducción 27 ejemplos, Romme, (1982), utiliza índices cuantitativos de riqueza, uniformidad, y mosaico para el análisis de la diversidad en paisajes sometidos a incendios en el parque nacional de Yellowstone (EEUU). O’Neill et al., (1988), estudian el patrón paisajístico en el este de los EEUU mediante dos índices derivados de la teoría de la información, y uno de dimensión fractal, encontrando excelentes resultados en la discriminación entre tipos de paisaje diferentes. Hoover & Parker, (1991) realizan un análisis de diversidad utilizando índices basados en los de Romme (1982), pero mejorando la capacidad de detección de contraste entre las clases analizadas mediante técnicas estadísticas de análisis multivariante. Geoghegan et al. (1997) utilizan índices de paisaje para estimar la variación del valor económico de parcelas para edificación residencial en función de la estructura paisajística circundante. Garrabou et al. (1998) utilizan un conjunto de 17 índices de paisaje para el análisis de la evolución temporal de comunidades bénticas en el Mediterráneo. Herzog et al. (2001) analizan mediante índices de paisaje los cambios temporales en área, forma, diversidad y configuración espacial de los elementos de un paisaje en Sajonia (Alemania), para evaluar procesos destrucción y rehabilitación del mismo. Botequilha & Ahern (2002) evalúan las posibilidades de utilización de índices de patrón en la planificación ecológica del paisaje, seleccionando los índices más indicados y definiendo posibles aplicaciones para diferentes objetivos de planificación. Cook (2002) evalúa la situación de redes ecológicas urbanas mediante el análisis de su estructura y de las manchas y corredores que las componen mediante la utilización de índices de composición y configuración. Saura & Carballal (2004) utilizan un conjunto de 15 índices para el análisis de la irregularidad en la forma de manchas forestales en Galicia, con el fin de diferenciar entre masas de especies autóctonas y alóctonas. Una de las claves para la popularización y extensión de las técnicas de análisis mediante índices de patrón de paisaje ha sido el desarrollo de programas informáticos con gran capacidad de cálculo para los mismos, especialmente FRAGSTATS (McGarigal & Marks, 1995; McGarigal et al., 2002). Pese a esta facilidad de cálculo, es preciso tener en cuenta una serie de consideraciones para evitar el uso inadecuado de los mismos. Gustafson (1998) advierte de la posible utilización inadecuada de índices si no se tienen en cuenta los componentes de cálculo del índice, las características del mapa al que se aplica, y su comportamiento cuando cambian las características del patrón analizado. Asimismo señala las posibilidades de variación de los resultados debido a los efectos de dominios de escala y de la correlación entre los índices. Otros autores subrayan la importancia de evitar índices entre cuyos resultados pueda existir correlación (Riiters et al., 1995; Hargis et al., 1998; Tischendorf, 2001). Li & Wu (2004), tras un análisis pormenorizado de estudios que utilizaban índices de paisaje, identifican tres tipos de problemas o incorrecciones en su uso: errores conceptuales (falta de correspondencia entre patrón y los procesos que se investigan, irrelevancia ecológica del índice, confusión entre escala de observación y de análisis), uso impropio (cuantificación del patrón sin tener en cuenta procesos asociados, correlación entre índices utilizados), y limitaciones inherentes a los índices empleados (respuestas variables, dificultad de interpretación). Corry & Nassauer (2005), en una aplicación de índices de composición y Emilio R. Díaz Varela Introducción 28 configuración espacial a paisajes del Corn Belt estadounidense, identifican posibles fuentes de variación en los resultados que pueden limitar la utilidad de los mismos. Estas incluyen el grado de fragmentación en el área de aplicación, la falta de adecuación de los datos a los objetivos de la investigación, el propio comportamiento de los índices de patrón de paisaje, y efectos asociados a la reclasificación o agregación de datos espaciales, y a la resolución espacial de éstos. Dado que la determinación de la jerarquía de niveles o escalas funcionales en el paisaje estudiado se realiza mediante índices de patrón de paisaje, se ha procedido a tomar las medidas pertinentes para evitar en lo posible los errores mencionados. En primer lugar, se han estudiado los efectos de la resolución espacial y su variación sobre los datos cartográficos utilizados en el análisis. Los detalles de tal estudio se discuten en el siguiente apartado de esta introducción, y en el capítulo II. En segundo lugar, se ha realizado una cuidadosa selección de los índices de interés para el análisis (ver anexo metodológico nº 2). Problemática ligada a la resolución espacial En los estudios citados anteriormente, se identifica la dependencia de la escala de aplicación en la respuesta de los índices como uno de los principales factores a considerar para la mejora en la aplicación de los índices. Para la caracterización de la heterogeneidad a varias escalas, es necesario en consecuencia el conocimiento de los posibles efectos que puede tener la variación de los componentes de la escala sobre los índices aplicados. Es para ello preciso establecer la distinción previa entre escala funcional u operacional (extensión espacial a la que operan las estructuras o procesos fundamentales del paisaje), escala de observación (superficie abarcada por el estudio), y escala de análisis (escala a la que se revelan las estructuras a partir de los datos analizados) (Lam & Quattrochi, 1992; Li & Wu, 2004). Cuando el objetivo es la diferenciación entre niveles de escalas en una jerarquía espacial, cada escala funcional se detecta mediante una determinada escala de análisis, para una escala de observación determinada. Es asimismo importante identificar la resolución (o tamaño de grano) y la extensión espacial de los datos como componentes fundamentales de la escala de observación (Gustafson, 1998), ya que determinan en gran medida las estructuras y procesos detectables. El comportamiento de índices de patrón espacial con cambios en la resolución y extensión de los datos ha sido estudiado en profundidad (Turner et al., 1989; Saura & Martínez-Millán, 2001; Wu et al., 2002, Saura, 2004; Wu, 2004). Los índices de patrón de paisaje presentan diferentes respuestas a los cambios en resolución, debido a sus componentes de cálculo y a su forma de aplicación. No obstante, existe otro tipo de efectos de gran importancia. Estos son los debidos al sistema de transformación o remuestreo de datos cartográficos digitales vectoriales (consistentes en puntos, líneas o polígonos) a datos raster (formados por celdas o píxels), y a la calidad de la información, entendiendo como tal la correspondencia entre la resolución adoptada y el tipo de elementos del paisaje que representa. Emilio R. Díaz Varela Introducción 29 Con el fin de aclarar las posibles consecuencias de la utilización de información cartográfica a resoluciones inadecuadas en este trabajo, se ha desarrollado una investigación sobre los efectos del cambio de resolución en la distribución espacial de la información en los mapas categóricos. En el capítulo II se describe el procedimiento llevado a cabo, consistente en un doble proceso. Por una parte, se ha cuantificado la distribución de la información espacial en mapas con resolución decreciente. Por otra, se ha caracterizado tal información mediante índices de patrón de paisaje. Los resultados del análisis permiten diferenciar cuatro tipos de respuesta al cambio de resolución en función de las características de composición y configuración espacial en las clases de los mapas analizados. A partir de estas respuestas, se identifican posibles efectos engañosos asociados a los cambios en las características del patrón espacial asociados a la resolución. Asimismo, se detecta una notable influencia del sistema de remuestreo en los resultados, que puede dar lugar a errores asociados a la agregación de datos espaciales, debido al Problema de Unidad de Superficie Modificable (Modifiable Areal Unit Problem, MAUP) (Jelinski & Wu, 1996; Marceau & Hay, 1999). Es patente asimismo la relación existente entre la resolución espacial y tipológica. Las manchas de menor superficie, o las poco representadas, son las que inducen mayores errores en la información cartográfica con el descenso en resolución. En tales casos, resulta recomendable la agregación de las clases correspondientes en otra clase de mayor representación relativa. Asimismo, la aplicación de diferentes tipos de filtrado ha permitido obtener una mejora en la distribución de la información de los mapas, a costa de una simplificación en las representaciones. No obstante, este hecho puede resultar contraproducente si las manchas de baja superficie, o de baja presencia relativa, son de elevado interés ecológico (Corry & Nassauer, 2005). En consecuencia, es preciso considerar que la compensación de la falta de definición tipológica con una mayor precisión en la información espacial, puede pasar por alto estructuras y procesos ecológicos de gran interés para el paisaje, ya que si bien se producen a escalas espaciales reducidas, pueden tener consecuencias en niveles jerárquicos de orden superior. Las conclusiones obtenidas de este estudio se han utilizado para la preparación de los datos en el siguiente proceso. El mapa se ha remuestreado para una resolución de 10x10m. Se ha determinado un área mínima cartografiable de 400m2, y se ha realizado una eliminación de ruido para los elementos inferiores en superficie. La práctica desaparición de elementos lineales asociados a la red viaria y ferroviaria mediante este procesado ha motivado la eliminación total de los restos remanentes en el mapa de coberturas del suelo. Asimismo, muchas edificaciones aisladas y poblamientos diseminados han desaparecido. En consecuencia, se ha tenido en cuenta que los efectos ecológicos asociados a redes viarias y otros elementos lineales y de baja representación espacial no podrán ser considerados en los posteriores análisis. Emilio R. Díaz Varela Introducción 30 Metodologías específicas para la detección de dominios y umbrales de escala El problema de la detección de escalas ha sido tratado con amplitud en la ecología del paisaje. Withers & Meentemeyer (1998) han hecho una extensa revisión del tratamiento de la escala en la disciplina, incluyendo las diferentes metodologías para el análisis de escalas múltiples, y el tratamiento dado a la escala en diferentes perspectivas de investigación. Descripciones detalladas de diferentes técnicas de estadística espacial para la diferenciación de dominios y umbrales de escalas pueden asimismo encontrarse en Cullinan & Thomas (1992), Turner et al. (1991) y Gardner (1998). Los métodos más extensivamente utilizados incluyen la utilización de geometría fractal (Krummel et al., 1987; Li, 2000a; Grossi et al., 2001), métodos geostadísticos (Rossi et al, 1992; Leduc et al., 1994; Bellehumeur & Legendre, 1998; Meisel & Turner, 1998), y técnicas de remuestreo o agregación mediante bloques o ventanas móviles a lo largo de transeptos lineales o a través de superficies. Este trabajo se centra principalmente en la utilización de este tipo de técnicas para el estudio de los efectos de la escala en el patrón del paisaje, por lo que serán abordados en detalle a continuación. Las metodologías más básicas de ventana móvil se basan en el cálculo de la disimilitud entre medidas de resumen obtenidas de conjuntos de muestras (ventanas) tomadas secuencialmente a lo largo de un transepto. Esta metodología se ha utilizado inicialmente en ecología del paisaje para la investigación de discontinuidades y efectos borde mediante medidas de presencia-ausencia (Forman & Godron, 1986; Mairota & Mininni, 2000), o la distancia euclidiana entre medias de variables (Cornelius & Reynolds, 1991; Johnston et al., 1991), si bien puede ser utilizada con otro tipo de medidas (Turner et al., 1991). En estos casos, el efecto de la escala se detecta a través de la agregación de datos con el cambio en el tamaño de ventana móvil. De forma similar, otras metodologías han estudiado el efecto de diferentes escalas en el análisis de la estructura del paisaje utilizando círculos concéntricos en torno a un punto o mancha focal (Rescia et al., 1997; Brennan et al., 2002; Holland et al., 2004). La capacidad de análisis de los Sistemas de Información Geográfica (SIG) ha facilitado la aplicación bidimensional de esta metodología, tanto a mapas categóricos como a imágenes de teledetección (Johnston et al., 1991; Luck & Wu, 2002; Wade et al., 2003). En estos casos, la ventana móvil consiste un subconjunto del mapa raster o imagen a analizar sobre el que se realiza un determinado cálculo, resumido en el píxel central de la ventana, y repetido para la totalidad de los píxeles del mapa de coberturas. La utilización de SIG facilita asimismo la aplicación de diversos índices de composición (abundancia, diversidad y proporción relativa de los elementos constituyentes) o configuración (características ligadas a geometría y disposición espacial) del paisaje, de forma que los mapas obtenidos muestren la distribución espacial de la estructura del paisaje (Berry, 2001) a través de los resultados de los índices aplicados. Cada tamaño de ventana móvil utilizado para el cálculo de un índice o medida del paisaje representa un dominio espacial diferente. Por tanto, la aplicación de varios tamaños de ventana móvil a un mismo mapa puede ofrecer información sobre el comportamiento del índice a distintas escalas de observación. Esto ha permitido la utilización de ventanas móviles de tamaños variables para la representación de diferentes escalas o extensiones espaciales en el Emilio R. Díaz Varela Introducción 31 análisis de adecuación de hábitats para especies con diferentes áreas de campeo (Riitters et al., 1997; Roshier et al., 2001), análisis de la distribución espacial de la diversidad de coberturas del suelo (Eiden et al., 2000), estudios de dependencia de escala en los componentes de la fragmentación de bosques (Riitters et al., 2002), o el análisis de patrones de cobertura del suelo (Riitters et al., 2000). Estos casos han utilizado mapas categóricos digitales de usos y coberturas del suelo, aunque existen ejemplos de utilización de técnicas similares con imágenes de teledetección: Las metodologías de escala-espacio (p.ej. Object- Specific Analysis, OSA, y Object-Specific Upscaling, OSU), basadas en la aplicación de filtros gaussianos a una imagen inicial para un conjunto de tamaños de ventana móvil se basan en un principio similar, llegando a un alto nivel de sofisticación en la diferenciación gráfica de dominios de escala (Blasche & Hay, 2001; Hay et al., 2001; Hay et al., 2002; Hall et al., 2004). Aplicación de las metodologías de ventana móvil La capacidad de las metodologías de ventana móvil para la identificación de variaciones entre áreas con diferente patrón espacial la hace adecuada para la detección de dominios de escala en la distribución espacial del patrón paisajístico. Otras metodologías, como las basadas en el descenso de similitud con la distancia (métodos geostadísticos) son de gran utilidad en la detección de efectos de escala en paisajes con patrones regulares, es decir, cuando su estructura se repite de forma más o menos homogénea a lo largo de la superficie considerada. No obstante, en el caso de patrones heterogéneos, con transiciones fuertes a intervalos irregulares (p.ej. manchas de diferentes tamaños distribuidas irregularmente), estas técnicas pueden pasar por alto efectos de escala asociados a la estructura heterogénea del paisaje (Turner et al., 1991). Dado que uno de los objetivos fundamentales de la detección de dominios de escala en este trabajo es la diferenciación de unidades territoriales con diferentes extensiones espaciales a una resolución dada, metodologías como la de ventana móvil se definen como más adecuadas. Otras ventajas son su facilidad de aplicación mediante sistemas de información geográfica, y la obtención de resultados directamente contrastables por superposición con los datos categóricos de origen. Si bien la utilización de ventanas móviles para el cálculo de índices de estructura espacial del paisaje cuenta con numerosos precedentes, su aplicación para la delimitación de unidades de paisaje resulta novedosa, y ha dado lugar en este estudio a resultados prometedores. En el capítulo III se describe con detalle una metodología para la diferenciación de escalas, utilizando ventanas móviles para el cálculo de varios índices de paisaje. En el se demuestra la capacidad de la metodología de ventanas móviles para la detección de efectos de escala asociados a la variación espacial del patrón paisajístico. Asimismo, se comprueba que la reclasificación de valores de los índices aplicados según su alejamiento de la media para el total del área analizada, permite la delimitación de unidades de paisaje con diferencias claras en composición del patrón espacial a distintas escalas. Posteriormente, el capítulo IV muestra una combinación de la aplicación de la metodología a mapas categóricos de coberturas del Emilio R. Díaz Varela Introducción 32 suelo, y a mapas de pendientes, para refinar la diferenciación de unidades mediante la incorporación de factores geomorfológicos. Asimismo, demuestra su utilidad en el diseño espacial de la planificación mediante la identificación de los elementos causantes de la variación del patrón espacial a varias escalas, para su incorporación en los conceptos espaciales que fundamentan el diseño de la planificación. Emilio R. Díaz Varela Introducción 33 DISEÑO DE LA PLANIFICACIÓN MULTIESCALA BASADO EN LA HETEROGENEIDAD ESPACIAL El diseño en la planificación ecológica del paisaje: los conceptos espaciales Una vez diferenciados los niveles jerárquicos en los que se basará la estructura espacial de la planificación, es preciso proceder al diseño que fundamentará su configuración espacial. La importancia del diseño espacial de la planificación se basa en las propiedades ecológicas emergentes a partir de la disposición espacial de sus elementos. El principal objetivo del diseño es en consecuencia el desarrollo de una estructura que influencie determinados procesos en el paisaje, favorables a su funcionamiento ecológico. Este tipo de diseños suelen ser definidos en la literatura relativa a la planificación ecológica del paisaje como conceptos espaciales (van Langevelde, 1994; van Lier, 1998; Ahern, 1999). Los conceptos espaciales han sido atribuidos por Zonneveld de cinco funciones fundamentales (en van Langevelde, 1994), basándose en la teoría de acción comunicativa: cognitiva, al constituir una síntesis del conocimiento inter- y transdisciplinar en torno al problema de planificación; intencional, al constituir la manifestación del proceso creativo de los planificadores; institucional, por su capacidad de contribuir a la normativa en materia de paisaje; comunicativa, al mejorar la comunicación entre científicos, planificadores, y actores locales; y activa, debido a su influencia sobre la consecución de los objetivos de la planificación. De esta forma actúan como elementos estructurantes del proceso de planificación, dirigiendo de manera estratégica y precisa las acciones pertinentes a puntos concretos del sistema territorial. En consecuencia, pueden ser considerados como una de las formas más habituales, en la planificación espacial, de armonizar la oposición entre conservación y desarrollo (van Lier, 1998). Asimismo, no constituyen referencias estáticas para la planificación, sino que su diseño considera la dinámica de cambios en los usos del suelo con el fin de evitar elementos fundamentales para el funcionamiento ecológico del territorio. Las premisas utilizadas para la elaboración de conceptos espaciales han variado en función de los requerimientos específicos de los paisajes objeto de planificación, de la orientación científica utilizada, y de la extensión abarcada. Se analizan aquí tres casos: las redes ecológicas, los sistemas territoriales de estabilidad ecológica, y la solución espacial. Redes ecológicas Las redes ecológicas basan su concepción en las aportaciones dadas por la aplicación al mosaico de paisaje de las teorías de biogeografía de islas (McArthur & Wilson, 1967), y de metapoblaciones (Levins, 1969, Hanski & Gilpin, 1997). Se considera que los lugares con alto interés ecológico forman “islas” en el paisaje, circundadas por una matriz con un elevado contraste en cuanto al uso del suelo. El concepto espacial utilizado se basa en la protección de tales manchas y en la mejora de las condiciones de conectividad funcional para movimiento de especies florísticas y faunísticas, fundamentalmente a través de la utilización de elementos Emilio R. Díaz Varela Introducción 40 Bouhier, A. (1979): La Galice, essai geographique d’un vieux complexe agraire. Université de Poitiers, Imprimerie La Roche-sur-Yon, Vendée, France. Bouhier, A. (1984): Las formas tradicionales ede utilización del monte. Su evolución reciente. Las perspectivas de porvenir. 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La estrategia se presenta como innovadora, dada la incorporación de todas las iniciativas dirigidas a la diversidad biológica y paisajística bajo una misma estrategia europea; y proactiva, ya que su objetivo es la integración de consideraciones sobre la diversidad biológica y paisajística en los sectores sociales y económicos. Su intención no es el desarrollo de nueva legislación, sino rellenar huecos allá donde las iniciativas en funcionamiento no estén implementadas en todo su potencial, o fallen en conseguir sus objetivos buscados. Asimismo, persigue la integración de consideraciones ecológicas en todos los sectores socioeconómicos relevantes. La base legal para la implementación de las acciones coordinadas por la estrategia se encuentra en acuerdos internacionales ampliamente aceptados, como la Convención sobre Diversidad Biológica (Río de Janeiro, 1992), el Convenio sobre Vida Silvestre y Hábitats Naturales (Berna, 1979), la Convención sobre Humedales (Ramsar, 1971), la Convención sobre Especies Migratorias (Bonn, 1979) y en directivas como las de Hábitats y Aves de la Unión Europea. Los objetivos de la Estrategia se pretenden conseguir facilitando y apoyando estrategias nacionales de biodiversidad; haciendo valer la legislación y políticas nacionales e internacionales; y promoviendo la implementación de los acuerdos y tratados internacionales ya firmados. La Convención Europea del Paisaje (Consejo de Europa, 2000) supone en la actualidad un documento fundamental de regulación y coordinación de las acciones destinadas a la protección, ordenación y gestión paisajística, siendo la primera normativa desarrollada a nivel europeo3 que se dirige expresamente al paisaje. Su objetivo fundamental (Artículo 2) es “promover la protección, gestión y ordenación de los paisajes, así como organizar la cooperación europea en este campo”. Uno del las innovaciones que presenta es la incorporación de una definición de paisaje (ausente en cualquier ejemplo de normativa europea previa), al que define como “cualquier parte del territorio tal cómo la percibe la población, cuyo carácter sea el resultado de la acción e interacción de factores naturales y/o del hombre”. Esta definición lleva implícita la aceptación de una serie de características fundamentales: • La consideración de cualquier paisaje (incluyendo los más ordinarios o incluso alterados) como parte del territorio, sin limitarse a hitos paisajísticos o a paisajes destacables por su calidad escénica. • La vinculación del concepto de paisaje al de percepción territorial por parte de la población, acentuando la necesaria asociación entre el paisaje y sus habitantes. 3 El nivel de aplicación de los instrumentos del Consejo de Europa no tiene correspondencia directa con la Unión Europea, si bien habitualmente se constituyen en precedentes de la normativa desarrollada en esta. Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 57 • El reconocimiento de la características naturales y la acción humana como cogeneradores de los paisajes, dando así cabida (aunque sin una mención directa) al concepto de paisaje cultural. • El reconocimiento implícito del paisaje como ente dinámico, al describir su formación como resultado de acción e interacción entre los dos elementos descritos con anterioridad. Otra interesante aportación es la distinción y definición precisa de conceptos como protección, gestión y ordenación paisajística. Se diferencia así entre la conservación de aspectos significativos y característicos del paisaje, asociados a la protección, el mantenimiento del mismo a través de la guía y armonización de las transformaciones inducidas en el mismo (gestión), y el carácter prospectivo y proactivo dirigido a la creación, restauración o mejora asociados a la ordenación paisajística. Asimismo, la importancia de la participación pública resulta patente en el espíritu general del convenio, y toma forma en la definición de los objetivos de calidad paisajística, que serán el resultado de la formulación por parte de las autoridades competentes de las aspiraciones de la población en lo que respecta a las características paisajísticas de su entorno. La Convención Europea del Paisaje ha de suponer no una política en sí misma, sino un instrumento de referencia y coordinación para las políticas del paisaje en Europa. Estas han de reflejar no sólo la diversidad ecológica o geográfica del paisaje (que no necesariamente han de recibir idéntico tratamiento), sino los diversos niveles de responsabilidad espacial, desde el estatal hasta el local (Prieur, 2002). Actualmente ha sido firmada por 31 estados miembros del Consejo de Europa, de los que sólo 14 han ratificado y establecido fecha de entrada en vigor (España no es uno de ellos). La ratificación de la Convención resulta fundamental para el cumplimiento de sus funciones ya que ésta precisa, para ser un instrumento eficaz, de un carácter jurídico vinculante y de un sistema de seguimiento, sin los cuales corre el riesgo de convertirse en un documento sin fuerza real tras sus disposiciones, y de perder el contacto con los problemas que intenta resolver (Priore, 2002). Las estrategias, directivas, y convenciones mencionadas con anterioridad se complementan con otro tipo de documentos, tales como las recomendaciones R(94)6 sobre desarrollo y uso sostenible del campo con enfoque particular a la protección de la vida silvestre y los paisajes (Consejo de Europa, 1994) y R(95)9 sobre conservación integrada de áreas de paisaje cultural como parte de políticas de paisaje (Consejo de Europa, 1995), la Resolución (76)33, sobre la evolución y conservación de los paisajes de bocage en Europa (Consejo de Europa, 1976), etc. Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 58 Tabla 1.1.- Normativa sobre paisajes a nivel europeo, y tendencias destacables en cada uno de los documentos analizados. onsejo de Europa omisión uropea Directiva 92/43/CEE (Hábitat) (**) Consideración del aspecto ecológico de los paisajes. Integración de la gestión de elementos del paisaje de importancia para flora y fauna en políticas de ordenación del territorio y desarrollo. . Tendencias Normativa LIFE (Reglamentos 1655/2000 y 1682/2004) (**) Instrumento financiero para implementación de medidas medioambientales, especialmente las definidas en la Directiva Hábitat. Estrategia Territorial Europea (**) Consideración del aspecto cultural de los paisajes. Promociona la gestión creativa de los paisajes culturales. Estrategia Pan-Europea sobre Diversidad Biológica y Paisajística (*) Consideración paralela de diversidad biológica y paisajística. Adopción de perspectiva cultural (Interacción hombre-medio) para la conservación de biodiversidad en los paisajes. Incorporación de un tema de acción sobre conservación de los paisajes. Considera la importancia de los elementos geológicos en el paisaje. Propone la creación de un código de prácticas para el manejo de paisajes de importancia histórica y cultural. Convención Europea del Paisaje (*) Promoción de ordenación, gestión y protección de los paisajes en el ámbito europeo, y de su integración en políticas sectoriales. Adopción de perspectiva global para los paisajes (no limitada a hitos o paisajes singulares). Reconocimiento de los paisajes como componente esencial del medio ambiente de la población, como parte del patrimonio natural y cultural, y fundamento de la identidad territorial. Considera la importancia de la participación pública en la implementación de políticas del paisaje. Establece la necesidad de divulgación de la función y valores de los paisajes, la creación de objetivos de calidad paisajística, la formación de especialistas en paisaje, la identificación y evaluación del estado de los paisajes y sus cambios, y la creación de instrumentos de implementación de medidas de ordenación, gestión y protección por parte de cada uno de los estados firmantes. (*) Normativa específica (**) Normativa no específica Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 59 Suiza Leyes de Conservación de la Naturaleza (1998), de Desarrollo Territorial (1985) y de Planificación Espacial (1962) (**) Holanda Ley sobre protección de la naturaleza y conservación del paisaje (2002) (*) UNIÓN EUROPEA spaña tros estados alicia Estructuración jerárquica de las figuras de planificación (Programas > Planes Marco > Planes). Consideración de aspectos ecológicos (función espacial de los ecosistemas). Aspectos estéticos y perceptuales. Integración en proceso normativo de ordenación del territorio. Tendencias Consideración paralela de aspectos ecológicos y paisajísticos. Importancia de programas a nivel estatal. Integración del paisaje en múltiples políticas gubernamentales a través de objetivos paisajísticos sectoriales. Ley 93-24 de protección y puesta en valor de los paisajes (1993)(*) Integración de consideraciones paisajísticas (perceptuales) en planificación urbanística. Generalización a todo el paisaje (no solo a paisajes singulares). Figuras de planificación y protección orientadas a implementación (planes de paisaje; contratos de paisaje; cartas paisajísticas) Estructuración jerárquica de la planificación (Planes regionales > Planes de desarrollo del paisaje). Consideración de aspectos ecológicos integrados en la planificación espacial (Planificación ecológicamente inclusiva, concepto marco). Perspectiva cultural del paisaje (Interacción hombre-medio). Ley Federal sobre la Protección de la Naturaleza y del Paisaje (1966) (*) Estructuración jerárquica de la planificación (Sistemas Territoriales de Estabilización Ecológica Generales > Regionales > Locales). Consideración de aspectos ecológicos (eco-estabilización, biocentrosbiocorredores). Ley 4/1989 de Conservación de Espacios Naturales (**) Ley 9/2001 de Conservación de la Naturaleza, Estratexia Galega para a Conservación e Uso Sostible da Biodiversidade, Ley 9/2002 de Ordenación Urbanística y Protección del Medio Rural, Ley 10/95 de Ordenación del Territorio, y Avance de las Directrices de Ordenación del Territorio (**) Perspectiva estética y perceptual del paisaje. Protección limitada a hitos o paisajes singulares. Francia Alemania Normativa República Eslovaca Perspectiva estética y perceptual del paisaje. Protección limitada a hitos o paisajes singulares . Integración del paisaje en estrategias de biodiversidad a través de elementos de redes ecológicas. En legislación sectorial (ambiental), perspectiva cultural del paisaje (Interacción hombre-medio), pero limitada a paisajes singulares. (*) Normativa específica (**) Normativa no específica Ley 543/2002 sobre la Protección de la Naturaleza y el Paisaje (*) Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 60 Tabla 1.2.- Normativa sobre paisajes en Estados de la UE sometidos a estudio, en el Estado Español y en la Comunidad Autónoma de Galicia, y tendencias destacables detectadas. Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 61 ESTUDIO DE CASOS DE ESQUEMAS NORMATIVOS DE PLANIFICACIÓN DEL PAISAJE EN ESTADOS MIEMBROS DE LA UNIÓN EUROPEA Alemania Es uno de los cinco países europeos con legislación específica para el paisaje (Prieur, 1998), junto con Francia, Suiza, República Eslovaca (también analizados aquí) y República Checa. La Ley sobre protección de la naturaleza y conservación del paisaje o Ley federal de protección de la naturaleza (BGBI, 2002) es fruto de la creciente atención jurídica que suscita el paisaje en Alemania (Hildebrand, 1996), y se ha beneficiado de la sólida implantación de la ordenación del territorio como política pública, y de la existencia de una estrecha coordinación entre las políticas territoriales y de medio ambiente. En esta ley, y de forma extensiva en la planificación del paisaje en Alemania, se evidencia un enfoque eminentemente ecológico, adoptando una perspectiva sistémica hacia el paisaje. Así, se establece el objetivo de asegurar el desarrollo o recuperación de la función espacial del ecosistema, de forma que se garanticen sus funciones biológicas y los flujos de materia y energía asociados a las mismas. Se incluye asimismo la protección de flora y fauna como uno de los mecanismos para el cumplimiento de tal objetivo. De forma paralela, se hace referencia precisa a la explotación de los recursos naturales por debajo de su tasa de renovación. Por último, se hace una clara mención tanto a la protección de los valores estéticos y perceptuales del paisaje, y al aprovechamiento de los mismos para actividades de ocio o turismo. La puesta en práctica de esta normativa se adapta a una de las características fundamentales de la ordenación del territorio en Alemania: la aplicación del principio de contraflujo (Gegenstromprinzip), a través del cual la planificación territorial combinaría un enfoque “abajoarriba”, con una notable participación del nivel local (municipios y mancomunidades), con uno “arribaabajo”, que exige la adaptación de los planes en municipios o mancomunidades a la previsión de los planes territoriales a nivel regional o subregional (Hildebrand, 1996). La Ley Federal de Protección de la Naturaleza establece los principios fundamentales a ser seguidos en los niveles regional y subregional, previendo con tal fin la existencia de una serie jerárquica de instrumentos normativos que conforman un total de cuatro tipos de documentos adaptados a tres escalas diferentes de planificación. Así, los Programas Paisajísticos (Landschaftsprogramme) establecen las medidas generales de protección de la naturaleza y conservación del paisaje en el ámbito supra-local de los Länder, es decir al nivel regional, mientras que el nivel sub-regional (en determinadas partes de un Land) es abordado por los Planes Marco (Landschaftsrahmenpläne). Los Planes de Paisaje (Landschaftsplanung), y los Planes de Espacios Verdes (Grünordnungsplanung), son los encargados de plasmar los aspectos locales para la aplicación de las orientaciones y medidas establecidas en los Programas y Planes Marco. Resulta asimismo de interés la previsión en la ley de la posibilidad de cooperación transregional para aquellas zonas que por sus condiciones naturales excedan los límites de un Land. La Ley Federal provee asimismo de otro instrumento exclusivo de protección de los paisajes, las Áreas de Protección Paisajística (Landschaftsschutzgebiete), que son zonas en las que se Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 62 establece una protección obligatoria respondiendo a tres razones principales: preservación, desarrollo o rehabilitación de un ecosistema funcional; protección de un paisaje por su valor estético o significado históricocultural; o porque es necesario para su recuperación. La legislación impone la obligatoriedad de que los requisitos y medidas con incidencia territorial establecidos en los planes paisajísticos deben ser integrados en los correspondientes planes territoriales y urbanísticos, conservando una correspondencia en cuanto al ámbito territorial afectado. Así, los Programas Paisajísticos hayan de integrarse en los Planes o Programas Territoriales Regionales (Landesentwicklungspläne o Landesentwicklungsprogramme); los Planes Marco en los Planes Territoriales Subregionales (Regionalpläne), los Planes de Paisaje en los Planes de Usos del Suelo (Flächennutzungsplan), y los Planes de Espacios Verdes en el Plan de Construcción (Bebauungsplan) (Hildebrand, 1996). Sobre la ordenación del territorio recae pues la responsabilidad no sólo de representar, justificar e implementar los requerimientos y medidas empleadas para la protección de la naturaleza y la conservación de paisaje para el área de planificación correspondiente, sino que también ha de ocuparse de tales objetivos en aquellos procedimientos administrativos y procesos de planificación cuyas decisiones puedan afectar la naturaleza de los paisajes. La perspectiva alemana resulta de interés para su comparación con el caso español, debido a las obvias similitudes entre un Estado Federal y un Estado de las Autonomías, que vienen reforzadas por el parecido entre la dimensión territorial de los Länder alemanes y las Comunidades Autónomas españolas, sin prejuicio de la consideración de las obvias diferencias territoriales, naturales, sociales y económicas entre los dos países. Francia La protección, planificación y gestión del paisaje se rige fundamentalmente en el estado francés por la ley 93-24 de protección y puesta en valor de los paisajes (JORF, 1993), que posteriormente ha sufrido modificaciones a través de la Ley n° 95115 de orientación para la ordenación y desarrollo del territorio (JORF, 1995b), y varios decretos y ordenanzas. La ley 93- 24 establece las directivas por medio de las cuales se determinan, para aquellos territorios destacables por su paisaje, las orientaciones y principios fundamentales de protección de las estructuras paisajísticas (Prieur, 1996). Las modificaciones impuestas por la ley 95-115 aseguran el valor jurídico de las directivas de protección y puesta en valor de los paisajes. Se establece mediante las mismas que en territorios destacables por su interés paisajístico, definido este por concierto con las comunidades territoriales afectadas, y cuando los mencionados territorios no sean objeto de directivas territoriales de ordenación (directives territoriales d'aménagement), definidas por el Código de Urbanismo (Code de l'urbanisme), el Estado puede tomar directivas de protección y puesta en valor de los paisajes. Asimismo, son esenciales tanto en los documentos de planificación urbanística, a través de un informe de compatibilidad, como en las autorizaciones de ocupación y uso del suelo en ausencia de un Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 63 Plan de Ocupación del Suelo (Plan d’Occupation du Sol), o cuando el mencionado Plan de Ocupación es incompatible con la directiva (Prieur, 1996). La ley organiza la protección del paisaje mediante una clara distribución de las competencias entre los diferentes niveles de la administración pública (Rousso, 1995): el Estado ocupa el lugar preponderante al constituirse en la autoridad competente de cara a la elaboración de directivas de protección y desarrollo en “territoires remarquables par leur intérêt paysager” (territorios destacables por su interés paisajístico), convirtiéndose así en la garantía para la protección de tales paisajes. A un nivel comunal se integran las orientaciones de protección y desarrollo en la planificación del espacio, respetando siempre la compatibilidad con los planes de ocupación del suelo. En conclusión, los puntos importantes de esta ley son la concesión de una importancia territorial al paisaje, al hacerlo elemento indispensable en la planificación territorial y de ocupación del suelo. Asimismo, considera la participación local para la designación de áreas destacables por su mérito paisajístico. Por otra parte, en la Ley 95-101 relativa al refuerzo de la protección del medio ambiente (JORF, 1995a) se incluye el paisaje dentro de las variables a tener en cuenta en la protección ambiental, y cita la posibilidad de realización, por mandato del presidente del consejo regional o el presidente del consejo económico y social regional, de un inventario del patrimonio paisajístico. En cuanto a los instrumentos específicos de planificación del paisaje, éstos vienen definidos por la Circular 95-23, relativa a los instrumentos de protección y puesta en valor de los paisajes (Circulaire nº 95-23 deu 15 mars 1995 relative aux instruments de protection et de mise en valeur des paisajes). En la misma se pueden diferenciar dos tipos de instrumentos normativos: el Plan de Paisaje (Plan de paysage) y el Contrato por el paisaje (Contrat pour le paysage). Los planes de paisaje son un documento de referencia común al Estado y a las comunidades locales implicadas. Se trata de un proyecto sobre paisaje que guía decisiones y proyectos de ordenación a realizar posteriormente. La implementación de este proyecto pasa por el desarrollo de un plan de acción que puede tomar la forma de un contrato por el paisaje. Su misión es la identificación de las acciones concretas a llevar a cabo, y los medios necesarios para su gestión. Los contratos por el paisaje se firman entre el Estado y una o más colectividades territoriales, y son el resultado de la expresión de la intención de las dos partes para la implementación de un plan de acción concreto, que se traduce en un proyecto por el paisaje. Puede surgir dentro del marco de un plan de paisaje, una carta paisajística o cualquier otro tipo de proyecto. Un tercer tipo de documento, la Carta Paisajística (Charte paysagère), es una opción voluntaria para la realización de un proyecto común para la protección, valorización y restauración de un paisaje intercomunal o comunal. Implica un compromiso contractual entre todos los agentes Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 64 implicados, subordinado a las reglas de ocupación del espacio y siguiendo un determinado programa de acciones. Se puede apreciar como conclusión final, que la actitud jurídica hacia el paisaje en el caso francés es doble: por un lado, se orienta de forma muy específica a aquellas zonas destacables por la singularidad del paisaje. No obstante, prevé medios de protección para el paisaje en su dimensión espacial, cotidiana, reconociendo implícitamente el derecho al paisaje de los ciudadanos a través de la obligatoriedad de su consideración en aquellos proyectos que potencialmente puedan afectarlo, y establece, a través de los contratos, posibilidades de dotación económica para el desarrollo de acciones o proyectos relativos al paisaje. Holanda Es posiblemente el país europeo con un mayor desarrollo de las políticas de ordenación territorial, y sin duda el país de donde tal política tiene una mayor repercusión social. Pese a ello, el repertorio legislativo holandés no dispone de normativa específica para el paisaje. No obstante, la planificación, protección y gestión del mismo se encuentran representadas en las leyes de Conservación de la Naturaleza (SKN, 1998), de Desarrollo Territorial (SKN, 1985) y de Planificación Espacial (SKN, 1962). Los Planes de Desarrollo del Paisaje (Landschapsontwikkelingsplannen) actúan desde su ámbito municipal como principal instrumento normativo en la planificación, que a nivel regional se complementa con los Planes Regionales de Planificación Espacial (Streekplannen). A un nivel local, existe una creciente puesta en práctica por parte de los consejos municipales, en forma individual o conjunta, de políticas de planificación del paisaje. Además de estos instrumentos, Holanda cuenta con el documento Naturaleza para la gente, gente para la naturaleza (Ministerio Holandés de Agricultura, Conservación de la Naturaleza y Pesquerías, 2000), que constituye una guía para las políticas generales de protección de la naturaleza. El tratamiento del paisaje en el documento es extensivo, y define al mismo como una “co-producción” realizada entre el hombre y la naturaleza. Se inserta en una perspectiva global de incremento de la calidad del medio ambiente, que considera la calidad del paisaje como uno de los elementos para un desarrollo equilibrado de la población. La planificación y diseño del paisaje se liga a las estrategias de desarrollo como medio de fortalecer su identidad y calidad, y se considera al mismo como un factor explícito, y no un añadido posterior, en los procesos de planificación. Asimismo, se prevé la mejora y ampliación de una Red Ecológica Nacional en los paisajes rurales, basada en gran medida en la protección y desarrollo de elementos paisajísticos lineales (corredores) tanto fluviales como vegetales. A efectos de planificación espacial, se reconoce en el documento la aceptación creciente de conceptos espaciales como el “concepto marco” del Memorando de paisaje (Nota Landschap), y la “planificación ecológicamente inclusiva” (ecologie-inclusieve planning) del Plan de Supervivencia de la Naturaleza y el Bosque (Overlevingsplan Bos en Natuur, OBN) Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 65 Suiza La protección y planificación del paisaje en Suiza disfruta de una legislación específica: la Ley federal sobre la protección de la naturaleza y del paisaje (AS, 1966), que ha sido sometida a revisión en 1995. En esta se establece las necesarias medidas a adoptar de cara a la protección del paisaje (que en general se considera de forma simultánea a la protección de la naturaleza y el patrimonio histórico) para aquellas actividades que puedan tener influencia sobre el mismo. Se establecen asimismo las medidas de apoyo a la protección, y las condiciones para la realización de inventarios de objetos de importancia nacional, y que incluyen el patrimonio histórico y paisajes. Los contenidos de la ley quedan reforzados por la Ordenanza sobre la Protección de la Naturaleza y el Paisaje (AS, 1991) establece determinadas medidas destinadas a la aplicación e implementación de la ley federal sobre paisajes, e incluye una lista de los biotopos de interés nacional. El 19 de diciembre de 1997 el Consejo Federal aprueba el Concepto Suizo del Paisaje o Ladschaftkonzept Schweitz (Walder & Glamm, 1998), que declara entre sus principios ser una guía para la búsqueda del desarrollo de paisajes sostenibles y la promoción de un diálogo entre usuarios del paisaje y conservacionistas, estableciendo objetivos obligatorios a seguir por departamentos gubernamentales en cualquier actividad con implicaciones sobre los usos del suelo. Incluye un listado de 87 propuestas de proyectos, divididas en ocho áreas políticas fundamentales, y ha sido distribuido en soporte digital. En consecuencia, constituye un documento de integración del paisaje en prácticamente todas las políticas con incidencia territorial (un total de 13 áreas políticas diferentes), que incluyen agricultura, protección del medio ambiente y el paisaje, desarrollo regional, ordenación territorial, aviación civil, etc. El resultado es un documento de coordinación de múltiples acciones y de los diferentes órganos políticos con influencia sobre el paisaje y los usos del suelo, que complementa a los instrumentos normativos específicos, y da como resultado un tratamiento extensivo y preciso del paisaje en los recursos normativos suizos. Actualmente se encuentra en desarrollo el proyecto Paisaje 2020 (Landschaft 2020), por parte de la Agencia Suiza para el Medio Ambiente, Bosques y Paisaje (Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft), por requerimiento del gobierno federal. El proyecto implica la preparación de una serie de principios directores desarrollados por la agencia, mediante los cuales se definirán las políticas de paisaje y naturaleza para los años venideros y se proporcionará una profunda base técnica para la toma de decisiones interna de la misma. República Eslovaca La protección y planificación de los paisajes en la República Eslovaca se regula mediante una normativa específica, la Ley 543/2002 sobre la Protección de la Naturaleza y el Paisaje (ZZSR, 2002), modificación de su anterior ley homónima 287/1994, si bien la ley 50/1976 sobre planificación territorial y código de la edificación (CSSR, 1976) presenta consideraciones Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 72 paisajístico permitiese una identificación efectiva de la problemática existente en el paisaje del municipio objeto de planificación. En segundo lugar, el avance de las Directrices de Ordenación carece de una perspectiva territorial integradora con respecto al paisaje en su propuesta de hitos y recintos paisajísticos. Muestra evidente es la definición de estos últimos a partir del ambiente visual de determinados núcleos de población, desestimándose el valor territorial de las zonas que superen tal alcance visual, y adoptando así una perspectiva urbana y elitista. Otra muestra de esta perspectiva exclusivista es la determinación de hitos paisajísticos como puntos que maximizan la cantidad de superficie abarcable visualmente, minimizando la importancia del acceso al paisaje desde cualquier otro punto del territorio. La atención exclusivamente visual al paisaje conlleva asimismo a la falta de consideración hacia el carácter diferencial de los distintos paisajes existentes en la comunidad autónoma. Por otra parte, la propuesta de creación de una red de áreas recreativas y corredores ecológicos carece de base ecológica, significado territorial, o coherencia espacial, orientando la formación de tal red exclusivamente a un uso recreativo básico, e ignorando las posibilidades de multifuncionalidad de redes y corredores ecológicos (p.ej, ver Dover, 2000). La adopción de una perspectiva más integrada del paisaje por parte de unas Directrices de Ordenación del Territorio es racionalmente exigible. Ejemplos como el mosaico territorial para la región metropolitana de Barcelona (Forman, 2004), basados en la comprensión del funcionamiento del sistema territorial y en la creación de soluciones espaciales para su ordenación, demuestran que la integración territorial de criterios estéticos, recreativos, ecológicos, productivos, urbanísticos, etc. es posible. El establecimiento de una jerarquía espacial respecto al ámbito de aplicación de las leyes precisaría de un gran esfuerzo de coordinación. La aplicación más inmediata dependería nuevamente de la normativa de aplicación en cuanto a ordenación del territorio, al nivel autonómico, y de ordenación municipal al nivel local. Como se ha mencionado, los Planes Territoriales Integrados (PTI), establecidos en general para áreas funcionales de escala subregional, son los instrumentos diseñados para esta coordinación multiescalar. Sin embargo, los límites de las áreas funcionales no coinciden necesariamente con los de dominios paisajísticos definibles a la escala subregional (ver capítulos III y IV), eventualidad que habría de reflejarse en los correspondientes PTI. CONCLUSIONES La normativa vigente respecto al paisaje en la Comunidad Autónoma de Galicia dista de estar actualizada con respecto a las tendencias actuales en la normativa internacional, y en concreto de la Unión Europea. Existe un notable grado de subjetividad en las consideraciones hacia el paisaje, debido a la adopción de términos y perspectivas actualmente obsoletas. Si bien en las normativas analizadas se trasluce el reconocimiento de determinadas funciones del paisaje (como la de ser expresión del patrimonio cultural, ecológico y social, constituir el resultado la relación armoniosa entre el hombre y el medio natural, poseer un valor económico como recurso, etc.), éstas no se reflejan de forma práctica en los mecanismos de aplicación de la ley. Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 73 Asimismo, la propuesta de metodologías de planificación y estrategias de coordinación no se corresponde con las actuales necesidades de la Comunidad. Una revisión de la normativa actual sería, pues, deseable. En espera de la misma, la planificación ecológica del paisaje en Galicia ha de aprovechar las oportunidades que ofrece la normativa actual. Las más evidentes son la incorporación de criterios ecológicos y paisajísticos en la planificación municipal a nivel local (ver capítulo IV), como se ha apuntado, tanto a nivel general (es decir, para cada categoría de ordenación) como mediante una mejor utilización del Solo Rústico de Protección Paisaxística. Asimismo, los Planes de Ordenación del Medio Físico, o los Planes Territoriales de Integración cobran interés como instrumentos de referencia a nivel supramunicipal para el traslado de estrategias y metodologías a niveles inferiores. Resulta no obstante necesario el desarrollo de estrategias que permitan la incorporación de criterios de planificación ecológica a diferentes niveles y escalas en la planificación, adaptadas a la realidad territorial de Galicia, e integradas en el sistema territorial junto con la población y sus actividades. Tales estrategias precisarán a su vez de metodologías de diferenciación de unidades y planificación ecológica de las mismas a varias escalas funcionales, que permita su integración en los diferentes niveles de la jerarquía normativa. Esto es especialmente importante teniendo en cuenta que, a pesar de los interesantes esfuerzos realizados a nivel estatal (Mata-Olmo & Sanz-Herráiz, 2003), no existe a nivel autonómico una cartografía exhaustiva del paisaje, ni clasificación de unidades del paisaje a nivel regional o sub-regional, ni se han desarrollado metodologías para su realización bajo criterios perceptuales, culturales o ecológicos. Esta cartografía resulta fundamental para la orientación de las directrices emanadas de ámbitos superiores (Zoído, 1998), y para la identificación de las necesidades y posterior puesta en marcha de acciones de planificación, gestión y protección de los paisajes diferenciados. Emilio R. Díaz Varela Capítulo I 74 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS AS (1966): Bundesgesetzes vom 1. Juli 1966 über den Natur- und Heimatschutz. AS (Amtliche Sammlung des Bundesrechts) 1966 1637. AS (1991): Verordnung über den Natur- und Heimatschutz vom 16. Januar 1991. AS (Amtliche Sammlung des Bundesrechts) 1991 249. Bell, S. (1999): Landscape: Pattern, Perception and Process. E & FN Spon, New York (USA). BGBl (2002): Gesetz über Naturschutz und Landschaftspflege / Bundesnaturschutzgesetz.BGBI (Bundesgesetzblatt) I, 25/03/2002. P. 1193. BOE (1989): Ley 4/1989, de 27 de Marzo, de Conservacion de los Espacios Naturales y de la Flora y Fauna Silvestres. BOE (Boletín Oficial del Estado), nº 74. 28/03/1989. BOE (2003): Ley 43/2003, de 21 de noviembre, de Montes. BOE (Boletín Oficial del Estado), nº 280. 22/11/2003. Pp. 41422-41442. Botequilha Leitao, A.; Ahern, J. (2002): Applying landscape ecological concepts and metrics in sustainable landscape planning. Landscape and Urban Planning, 59:65- 93. 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Este problema ha sido abordado en numerosos estudios tanto para la extensión espacial (Turner et al., 1989; Saura & Martínez-Millán, 2001; Wu et al., 2002) como para el tamaño de grano o resolución, consideradas ambas como componentes fundamentales de la escala (Gustafson, 1998). En concreto, la variación en los resultados de índices de paisaje con la resolución ha sido objeto de numerosos estudios. Así, Turner et al. (1989) advierten que los cambios cualitativos y cuantitativos en las medidas a diferentes escalas pueden diferir de acuerdo a como ésta esté definida, tanto en resolución como en extensión espacial. Benson & MacKenzie (1995) obtuvieron, en función de la resolución adoptada, diferencias en medidas de patrón de paisaje aplicadas a imágenes de satélite, observando que la variación en los parámetros medidos no era monótona (constante), sino sometida a oscilaciones. Wu et al. (2002) clasifican los efectos asociados al cambio de resolución en mapas categóricos, mediante la investigación de mapas de paisajes reales remuestreados a diferentes tamaños de píxel, en tres tipos de respuesta: predecible, escalonada, y errática. Baldwin et al. (2004) encuentran diferencias en la sensibilidad a la resolución espacial en el análisis de mapas de cobertura del suelo, siendo esta sensibilidad patente en los índices de mosaico, pero no en los de heterogeneidad o diversidad. Saura (2004) encuentra que se pueden establecer leyes de potencia o exponenciales que permitan la extrapolación de resultados de índices entre mapas derivados de imágenes de satélite, a diferentes resoluciones. Wu (2004) descubre asimismo que tales leyes exponenciales pueden presentar dos tipos: consistentes (con mayor o menor robustez en la predicción) o impredecibles. Esta dependencia de los resultados de índices de paisaje con la resolución de los datos analizados, es una de las formas adoptadas por el Problema de Unidad de Superficie Modificable (Modifiable Areal Unit Problem, MAUP) (Jelinski & Wu, 1996; Marceau, 1999), en concreto por el problema de escala, que se produce cuando un conjunto de datos espaciales se agregan en un número menor de unidades de mayor superficie. La transformación de datos vectoriales a formato raster comparte la problemática arriba descrita, dando lugar a variaciones en los índices de paisaje. No obstante, en estas variaciones se suman otros factores a los ya descritos. Por una parte, el sistema de remuestreo asociado a la transformación vectorial-raster puede tener una gran incidencia en los resultados de los índices (Constanza & Maxwell, 1994; Turner et al., 2001). Por otra, los resultados pueden verse afectados por la calidad de la información presentada por el mapa, teniendo en cuenta que la relevancia ecológica del mapa utilizado radica en la utilización de un esquema de clasificación Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 81 que refleje con precisión la estructura del territorio, y a una escala que se corresponda con los objetivos del estudio (De Pablo et al., 1988; Li & Wu, 2004). La calidad de la información puede estar deficientemente distribuida si la resolución del mismo no es la adecuada para los elementos que representa. Con el cambio de resolución se produce una reordenación de la información a través de todo el mapa, que puede dar lugar a inconsistencias considerables en los resultados obtenidos para las diferentes clases de cobertura (Marceau & Hay, 1997). Esta reorganización se ve condicionada por las características inherentes a los diferentes tipos de manchas, tales como su forma, abundancia o disposición espacial. La complejidad de los bordes de algunas manchas, por ejemplo, tiende a verse simplificada con el aumento de resolución, mientras que otras manchas más compactas no pierden su forma esencial. Elementos con anchura o dimensiones inferiores a la resolución adoptada tienden a dividirse en elementos más pequeños o desaparecer (O’Neill et al., 1996). La reorganización espacial de la información da lugar a que ésta se distribuya de manera diferente para cada tipo de elemento. Esto hace que se produzca un “salto” en la escala geográfica del mapa, y que determinados elementos del mismo no se correspondan con la nueva escala, convirtiéndose así en ruido. Este ruido puede afectar en gran medida al estudio de la estructura del paisaje a través de datos categóricos, dando lugar en algunos casos a resultados erróneos. OBJETIVOS Se pretende en este estudio la identificación de la problemática asociada a la agregación de datos espaciales con el aumento de la resolución en los mapas raster, mediante el análisis directo de las diferencias entre mapas por una parte, y el estudio de los cambios en índices de paisaje mediante escalogramas (representación gráfica de la relación entre cambio en índices frente a cambios de resolución) por otra. Posteriormente, se busca estudiar los efectos sobre los errores detectados de dos tratamientos diferentes: un filtrado por mayoría (majority filter), y una eliminación de ruido estableciendo un número mínimo de píxeles para las manchas. MATERIAL Y MÉTODOS Zona de estudio (Ver introducción) Cartografía utilizada Se ha utilizado cartografía digital de coberturas del suelo en formato vectorial, obtenida a partir de interpretación de fotografías aéreas escala 1:18.000 y posteriores comprobaciones en campo (Marey, 2002) procesada con el software ArcView 3.3 ®. La leyenda ha sido reelaborada a partir de la original, para aportar un criterio dinámico (Küchler, 1988), asumiendo la ausencia de vegetación climácica estable y tratando de representar estadios de transición asociados a los usos del suelo actuales, lo que da lugar a un total de 24 clases (ver figura 2.1). A continuación, se ha procedido a remuestrear el mapa vectorial (es decir, se ha transformado Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 88 al estar constituido por gran parte de los elementos lineales remanentes. La progresiva disgregación en píxeles aislados de estos elementos lineales con el descenso en resolución da lugar a una simplificación del borde, que deriva en una menor complejidad, detectada por el aumento en la compacidad. Clases con manchas de tamaño moderado (en torno a 5-10 ha) dentro de este grupo (caducifolias seminaturales, matorral, mezclas forestales, etc.), debido a su menor exposición a ser atravesadas por elementos lineales, no sufren de los efectos descritos con anterioridad, experimentando en general descensos en el número de manchas acentuados para las resoluciones extremas. La clase roquedo difiere totalmente de las restantes incluidas en este grupo (bajo número y tamaño medio de manchas, alta distancia media al vecino más próximo, etc.), atribuyéndose su inclusión a la agrupada localización geográfica, y a sus formas compactas. Figura 2.4.- Comparación de un fragmento de mapa para distintas resoluciones. El descenso en resolución (aumento en tamaño de píxel) provoca una disgregación en los elementos lineales, aumentando el número de manchas en las clases correspondientes a estos, y disminuyéndolo en las clases adyacentes. Tipo D Solo dos clases de cobertura del suelo observan más del 90 % de coincidencias en los puntos muestreados. Se trata de los la vegetación de marisma y los estuarios. En ambos casos, se caracterizan por un pequeño número de manchas de gran tamaño, y agrupadas espacialmente. El número de manchas desciende, principalmente debido a la eliminación de efectos barrera de Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 89 otras manchas o corredores, aunque puede sufrir oscilaciones (vegetación de marisma) debido a la ruptura de la continuidad de las manchas dentro de la misma clase. La compacidad sigue una tendencia constante aunque con fluctuaciones, permaneciendo en valores medios, debido a la forma alargada de las manchas (Ver figura 2.3). Una de las posibles razones del elevado porcentaje de coincidencias es, además del gran tamaño y escaso número de manchas, la situación distal de estas en el mapa, presentando una menor interacción con las manchas vecinas, y conservando así su posición geográfica. Paisaje Las medidas calculadas para todo el paisaje (es decir, incluyendo todas las clases de manera conjunta) permite ver un fuerte aumento inicial en el número de manchas, paralelo a un descenso en el tamaño medio de mancha. A partir de la resolución de 10x10m se produce un descenso continuado en el número de manchas, y un aumento en su tamaño medio. La compacidad sufre un pronunciado aumento inicial, que se suaviza a partir de la resolución de 10x10m, y la distancia media al vecino más cercano experimenta una subida constante hasta que se acentúa a partir de la resolución de 20x20m. La presencia de un elevado número de píxeles y el paralelismo en los efectos con las clases de Tipo A permiten constatar la influencia de éstas en los resultados finales de los índices obtenidos a nivel de paisaje (Ver figura 2.3). Posibles soluciones a los efectos no deseados De acuerdo con los resultados obtenidos, se identifican como conflictos fundamentales los derivados de la creación de ruido (manchas sin información útil) por fragmentación de elementos lineales o reordenación espacial inadecuada de manchas de pequeño tamaño. Para estudiar la posible solución de estos conflictos, se han experimentado dos métodos de corrección de los mapas remuestreados, que asimismo han permitido analizar los mapas en ausencia de los elementos generadores de error: • Filtrado por mayoría: Consiste en atribuir a los píxeles de un mapa raster el valor mayoritario en una vecindad de 3x3 celdas. Se pretende con este tratamiento la eliminación de píxeles aislados generados por la fragmentación de elementos lineales. • Eliminación de ruido: Tomando como base la resolución de cada mapa, se eliminan aquellos elementos que tengan una superficie equivalente a un cuadrado de lado cinco veces el tamaño de píxel, siguiendo la regla orientativa enunciada por O’Neill et al. (1996). Se pretende explorar la relación entre la resolución y la superficie mínima de los elementos representados. El resultado se muestra en la figura 2.5 para las medidas a nivel de paisaje, y en la figura 2.6 gráficamente. Se observa que el filtrado por mayoría suaviza el efecto de la fragmentación de elementos lineales sobre el número de manchas, si bien conserva el efecto escalonado del incremento para la resolución de 5x5m2. En las restantes medidas, la evolución en el escalograma es muy similar a los valores originales. Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 90 La eliminación de ruido presenta otro tipo de resultados. El número de manchas desciende sin efectos escalonados, debido a la eliminación de píxeles aislados. En consecuencia, el tamaño medio de mancha crece notoriamente con el incremento en el grano. Los valores de compacidad se mantienen en niveles medios, y la distancia media al vecino más próximo aumenta notablemente debido a la desaparición de las pequeñas manchas que provocaban descensos en el índice. Observando los resultados por clase, es destacable la eliminación de algunas de las clases con menor número de manchas (frutales y roquedo costero y playa) y dos de las clases del Tipo A (elementos lineales), en los mapas de menor resolución (a partir de 20x20m), quedando las restantes clases de los Tipos A y B reducidas en todos los casos (excepto el Urbano) a una sola mancha de baja superficie relativa (< 12 ha). Figura 2.5.- Escalogramas a nivel de paisaje para remuestreos originales y tratamientos (filtrado y eliminación de ruido). Nótese el paralelismo en los resultados del remuestreo original y el filtrado, y la notable eliminación de manchas y los efectos sobre la compacidad (complejidad) con la eliminación de ruido. 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 2, 5 1 1 2 3 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 2, 5 11235 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 2, 5 1 1 2 3 5 0 10 20 30 40 50 60 70 80 2, 5 11235 Número de manchas Superficie media mancha (ha) Compacidad Distancia media al vecino más próximo (m) Remuestreo Filtrado por mayoría Eliminación de ruido Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 91 Figura 2.6.- Comparación entre remuestreos a dos resoluciones diferentes, y el resultado de los dos tratamientos realizados (Filtrado por mayoría, y reducción de ruido). Puede observarse la eliminación parcial de píxeles aislados en el filtrado, y la simplificación del mapa en la eliminación del ruido DISCUSIÓN Resultados engañosos en índices de paisaje debidos a cambios en la resolución Cada clase del mapa analizado ha podido ser clasificada en función del porcentaje de coincidencias mantenido por encima de un umbral (90 %) a través de los sucesivos cambios en Remuestreo original Filtrado mayoría Eliminación 10 x 10 50 x 50 Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 92 el tamaño de grano. Las clases se distinguen así, a efectos prácticos, en función de la distribución de la información espacial retenida por cada una ante una reducción progresiva en la resolución. Aquellas clases que pierden su significado espacial pueden llegar a suponer una influencia negativa en los resultados de los índices aplicados al nivel de paisaje. La disgregación de elementos lineales de las clases Tipo A ha afectado los resultados de los índices calculados, creando oscilaciones tanto en su propio número de manchas como en el de las clases con elementos adyacentes. Se enmascaran así las características reales del patrón del paisaje representado en el mapa. Esta consecuencia puede verse en aquellas clases del Tipo C que, como las praderas o frondosas de aprovechamiento intensivo (ver figura 2.4), se ven atravesadas por un número mayor de elementos lineales (de red viaria, especialmente). El resultado es una caída pronunciada en el número de manchas, acompañada de una fuerte subida en su superficie media en el paso de la resolución 2.5x2.5m a 5x5m. La ignorancia previa de este tipo de efectos puede dar lugar a resultados engañosos tras la aplicación de otros índices de paisaje, especialmente en estudios como los de fragmentación, dinámica de manchas, etc., y alerta sobre la necesidad de coordinación entre la escala (resolución) de los datos de partida y el estudio que se lleva a cabo, tal como se concluye en estudios similares (Turner et al., 2001; Li & Wu, 2004). Influencia del método de remuestreo Las clases del Tipo B, especialmente aquellas con manchas de baja superficie media, son especialmente sensibles al sistema de remuestreo. Por una parte, la distancia entre centroides en la malla de píxeles aumenta con el tamaño de grano, lo que contribuye a un descenso en la probabilidad de coincidencia entre centroides y manchas de baja superficie. Como consecuencia, se producen fuertes descensos en el número de manchas. Aunque análogos, este tipo de resultados difiere de los obtenidos en sistemas de agregación como los basados en reglas de mayoría, donde si bien la superficie de coberturas no dominantes desciende con el incremento del tamaño de grano (Turner et al., 1989; Turner et al., 2001; Wu et al., 2002), en tales casos se debe al aumento en la proporción de las clases dominantes. Por otra parte, si los centroides coinciden con manchas de tamaño inferior al del píxel, el área computada será netamente superior a la existente. Como consecuencia, los valores finales de superficie total de la clase y media de las manchas pueden resultar muy diferentes de los reales, dependiendo de la relación entre la superficie total finalmente calculada y la probabilidad de coincidencia entre centroide y mancha (ver figura 2.7). Relación entre escala espacial y tipológica La desigual distribución espacial de la información sobre las clases de cobertura abre un interrogante sobre la adecuación entre la escala adoptada y los elementos representados. Elementos con dimensiones excesivamente pequeñas (tanto en superficie como anchura) dan resultados inadecuados si no están representados a resoluciones convenientes. La eliminación de ruido ha excluido satisfactoriamente gran parte de los elementos indeseables, a costa de Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 93 una aparente simplificación en los mapas. No obstante, debe tenerse en cuenta que la elección de la dimensión exacta de la extensión mínima de los elementos representados (esto es, del área mínima cartografiable) puede influenciar notablemente los resultados de los índices de paisaje (Saura, 2002). Los resultados ponen de manifiesto asimismo la relación entre la escala espacial y la tipológica. La práctica desaparición de clases con manchas de menor tamaño en las resoluciones más bajas (mayor tamaño de grano) con el procedimiento de eliminación de ruido confirma los resultados obtenidos para el análisis de la pérdida de la distribución espacial de la información, al coincidir con los Tipos A y B de clases de cobertura. En consecuencia, sería aconsejable en este caso la integración de las clases de cobertura en un nivel superior más genérico, a partir de determinadas resoluciones (en este estudio, 20x20m), compensando así la falta de definición tipológica con una mayor precisión en la información espacial. Figura 2.7.- Comparación entre el mapa vectorial original, sobre el que se muestran los centroides generadores de la malla de píxeles, y mapas raster final para dos resoluciones diferentes. La probabilidad de coincidencia del centroide con manchas de pequeño tamaño desciende con el aumento de tamaño de grano, dando lugar a un descenso en el número de estas manchas, pero las coincidentes pueden dar lugar a aumentos desproporcionados en la superficie de los píxeles. Se puede ver también la variación en la representación de las formas en función de la configuración espacial: la continuidad de los corredores depende del ángulo que presenten frente a la malla de píxeles. Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 94 CONCLUSIONES La agregación de datos espaciales mediante remuestreo de mapas vectoriales en formatos raster produce información de gran interés, si bien se han identificado una serie de problemas que conviene conocer de forma previa a su análisis. En este estudio se demuestra la influencia de la metodología de remuestreo en los resultados finales, relevante en la elección de la resolución en los datos de partida. El tipo de remuestreo utilizado en este caso (regla del punto central) da lugar a resultados diferentes de los obtenidos en otros estudios para otras reglas de agregación, entre los que es destacable la obtención de un gran número de manchas con escaso significado espacial, lo cual falsea los resultados totales de superficie o número de manchas resumida para un área a una escala determinada. Se puede detectar una clara correspondencia entre los tipos de respuesta de los índices de paisaje al cambio en la resolución, y el porcentaje de información retenida para cada clase. En general, cuando la información retenida por las correspondientes clases es baja, se producen efectos engañosos en los resultados de los índices. Los tratamientos realizados sobre los mapas, especialmente la eliminación de ruido, desenmascaran estos efectos al eliminar los elementos cartográficos responsables de tales efectos. Este hecho pone de manifiesto la importancia de la adaptación de la leyenda de usos o coberturas del suelo al paisaje estudiado y a la escala a la que se representa. Finalmente, se puede concluir la necesidad de adoptar perspectivas multi-escala en la representación y estudio de los paisajes, confirmada por la relación encontrada entre la resolución tipológica (es decir, el grado de detalle de la leyenda adoptada) y la resolución espacial. Emilio R. Díaz Varela Capítulo II 95 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS Baldwin, D.J.B.; Weaver, K.; Schnekenburger, F.; Perera, A.H. (2004): Sensitivity of landscape pattern indices to input data characteristics on real landscapes: implications for their use in natural disturbance emulation. Landscape Ecology, 19:255-271. Benson, B.J.; MacKenzie, M.D. (1995): Effects of sensor spatial resolution on landscape structure parameters. Landscape Ecology 10(2): 113-120 Botequilha Leitao, A.; Ahern, J. 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Díaz Varela Capítulo III 104 al., 1995; Gustafson, 1998; Hargis et al., 1998), pero se han evaluado los resultados de cada índice seleccionado debido a la información adicional que pueden aportar (O’Neill et al., 1996). Detección de efectos de escala Para la determinación de los mapas representativos de dominios de escala en el análisis de la heterogeneidad mediante ventanas móviles, se ha analizado la similitud (S) existente entre los mapas obtenidos mediante la expresión (O’Neill et al., 1996; Saura & Martínez-Millán, 2001): 100 1500 1500 ∗ − =SD MM Si , en donde M1500 es la media del valor del índice para el mapa generado por la ventana de ∅1500m, Mi la media del valor del índice para el mapa generado por las restantes ventanas (i), y SD1500 la desviación típica del valor del índice para el mapa generado por la ventana de ∅1500m. S expresa la diferencia existente entre los resultados obtenidos, por lo que cambios acusados en sus valores indicarán diferencias en la respuesta a la escala de análisis en los valores del índice, y podrán ser agrupados en función de dicha respuesta. Cada grupo de respuesta diferente se corresponderá con un nivel de escala determinado. Se utilizará, como referencia para la clasificación de los niveles de escala identificados, la triple categorización en microescala (escala de sitio), mesoescala (escala de paisaje) y macroescala, (escala regional), utilizada por varios autores (Dramstad et al., 1996; Mander et al., 2003), centrándose este estudio en la diferenciación de los dos primeros niveles. Para cada nivel de escala diferente se elige un tamaño de ventana representativo de entre los existentes en cada grupo, sobre el que se procede a la diferenciación de áreas en función de la variabilidad espacial de su heterogeneidad. Esto se realiza reclasificando los valores obtenidos para cada mapa en función del alejamiento de sus valores respecto a la media obtenida para la totalidad, considerándose aquellas zonas con valores superiores como tendentes a una mayor heterogeneidad, y aquellas con valores inferiores como tendentes a la homogeneidad (baja heterogeneidad). Por razones de continuidad, se eliminan las zonas con superficie inferior a la ventana de cálculo. Para realizar la delimitación definitiva de áreas diferenciadas por su grado de heterogeneidad, se seleccionan en mapas parcelarios aquellas parcelas cuyos centroides se encuentren dentro de cada una de las áreas de tendencia previamente definidas, y a continuación se unen en una única superficie. El patrón paisajístico correspondiente con las zonas resultantes se caracteriza mediante el análisis de la composición paisajística, es decir, de las características del mosaico de paisaje no vinculadas a la geometría de sus elementos o su posición espacial. Se utiliza un SIG para el cálculo del número de clases, porcentaje por clase, y el número y tamaño medio de manchas dentro de cada área, asumiendo que las unidades diferenciadas han de presentar marcados contrastes en su composición. Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 105 RESULTADOS Se han obtenido seis mapas con la distribución espacial para cada uno de los índices seleccionados. La extensión de los datos analizables es inferior a la del mapa de coberturas de origen, reduciéndose en su borde en una distancia igual al radio de ventana utilizado. Esto es debido a que el valor del píxel central se anula si la ventana encuentra al menos un píxel con valor nulo en su radio de acción. Figura 3.2.-: Resultados obtenidos para el índice ED en las ventanas de 250, 750 y 1500m de diámetro. Nótese la diferencia en la distribución espacial del valor del índice, y por tanto de la heterogeneidad paisajística, en cada caso. Ver anejo metodológico 2 para la totalidad de los mapas obtenidos para cada índice y cada tamaño de ventana. En la figura 3.2 se encuentran ejemplos de los mapas de resultados para ED, reclasificados según la distancia a la media de los valores para todo el mapa (cada cambio de color supone una suma (rojo) o resta (azul) del valor de la desviación típica a la media), lo que permite una observación intuitiva de la variabilidad de los resultados en su distribución espacial. En los mapas obtenidos para las ventanas más pequeñas (250m) se distinguen zonas muy fragmentadas distribuidas por toda el área de estudio. El aumento progresivo en los tamaños de ventana permite observar la unión de zonas con resultados similares, y que por lo tanto muestran una distribución espacial similar en los mismos (500m), hasta llegar a la diferenciación clara de zonas de mayor amplitud para cálculos con ventanas más amplias Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 106 (1500m). Esto se interpretará como una muestra de la distribución espacial de la heterogeneidad a distintas escalas. Figura 3.3.- Tipología de efectos en la variación del valor del índice ED con la escala. Se comparan los tres efectos posibles (crecimiento, decrecimiento y constancia en el valor) entre ventanas de diámetros 500 y 1500m, con el mapa de coberturas original. Las ventanas se representan con círculos como referencia espacial En cuanto a los efectos de la variación de los valores con la escala de observación (ver figura 3.3, a, b y c), para todas las medidas de paisaje, se distinguen: a) Crecimiento del valor con la escala (ej. en la figura 3.3a: ED, de 76,6 a 197,6): Zonas en las que los resultados para ventanas poco extensas presentan una baja heterogeneidad, pero en los que ésta crece con la extensión. Este efecto se debe a la Ø 500 Ø 1500 Mapa coberturas a b c Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 107 progresiva incorporación de elementos de paisaje con el aumento de la extensión de la ventana. b) Disminución del valor con la escala (ej. en la figura 3.3b: ED, de 248,7 a 115,5): Zonas para las que las escalas pequeñas presentan valores altos de heterogeneidad, pero que registran valores bajos cuando crece la escala. En este caso, las ventanas de menor extensión distinguen efectos locales imperceptibles con extensiones mayores. c) El valor se mantiene constante dentro de un rango (ej. en la figura 3.3c: ED, de 42,9 a 46,8): Zonas en las que se detecta poca variación en los valores de las medidas de heterogeneidad con el cambio de escala. Normalmente se debe a la presencia de una matriz muy continua, o un bajo número de manchas grandes. Los mapas obtenidos para los diferentes índices a un tamaño de ventana dado muestran entre sí parecidos notables en la distribución espacial de los valores. El cálculo de un coeficiente de correlación (Pearson) entre los mapas obtenidos ha dado como resultado valores elevados entre la mayor parte de los índices (tabla 3.1), descendiendo hacia valores medios o bajos exclusivamente para FRAC_MN. Si bien puede existir cierta correspondencia con el patrón paisajístico analizado, se considera que esta correlación se debe a la similitud entre algunos de los componentes de las expresiones de cálculo. PD ED CWED FRAC_MN SHDI PD 1,00 0,92 0,87 0,20 0,81 ED 1,00 0,95 0,41 0,86 CWED 1,00 0,41 0,80 FRAC_MN 1,00 0,25 SHDI 1,00 Tabla 3.1.- Matriz de correlación entre índices utilizados para ventana de 1000m de diámetro. Valores similares fueron obtenidos para otros tamaños de ventana. Se han utilizado transeptos lineales trazados sobre los mapas obtenidos para diferentes tamaños de ventana, con el fin de comparar los resultados (ver figura 3.4). Se observa que la variación entre ED y CWED, dependiente de la tabla de ponderaciones utilizada, es apenas perceptible y de poca utilidad aparente para los objetivos de este trabajo, por lo que sería necesaria la adopción otros criterios para la ponderación del contraste. FRAC_MN, a pesar de ser el índice de más baja correlación, aporta muy poca información ya que sus valores oscilan entre 1,06 y 1,16 para un rango posible de entre 1 y 2. El efecto es atribuible a la necesidad de mayor extensión espacial para la obtención de resultados contrastables. ED y PD resultan eficaces en la distinción de áreas cuando la heterogeneidad es debida a factores geométricos (forma y distribución de manchas). No obstante, cuando la heterogeneidad se asocia a la diversidad de clases, los resultados de SHDI permiten una interpretación más completa. En la figura 3.4 se ve como SHDI permite la interpretación de un área (A) como de heterogeneidad Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 108 Figura 3.4.- Valores de los índices para tres diámetros de ventana diferentes, a lo largo de un transepto aleatorio en dirección N-S. La causa de las diferencias en los valores en los puntos A y B se discute en el texto. SHDI 0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 ED 0 50 100 150 200 250 300 350 CWED 0 50 100 150 200 250 FRAC-MN 1,00 1,05 1,10 1,15 1,20 PD 0 50 100 150 200 A B Ø1500 m Ø1000 m Ø 500 m Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 109 decreciente con la escala, y otra (B) con heterogeneidad creciente, debido a que la estructura en el punto B es similar a la de A, pero la composición de clases en B es más variada. ED y PD, al no distinguir entre clases, interpretan la heterogeneidad como decreciente con la escala. Debido a la mayor sensibilidad a diferentes factores de la heterogeneidad, se elige SHDI como índice de referencia para los cálculos subsiguientes. Diferenciación y caracterización de unidades Los valores de S disminuyen proporcionalmente a su acercamiento al valor calculado para la ventana de Ø1500m. Este decrecimiento no es constante, sino que se acentúa progresivamente, mostrando un cambio en su proporcionalidad a partir del valor calculado para la ventana de Ø750m (ver figura 3.5). A partir de este punto, la tasa de variación del tamaño de ventana supera la de S, lo que se corresponde con una mayor similitud entre los mapas obtenidos con Ø1000, Ø1250 y Ø1500m. Esta diferencia en los resultados permite distinguir entre dos tipos de respuesta a la escala en la heterogeneidad del patrón paisajístico. Se define así un nivel de microescala, para el que la respuesta del patrón paisajístico a la escala es similar en extensiones de entre 4 y 40 ha (límites determinados por la superficie aproximada de la ventana de Ø250m y la considerada umbral, de Ø750m); y un nivel de mesoescala, en el que la respuesta es similar entre las 40 y las 180 ha. Para representar cada nivel, se han elegido los mapas obtenidos con Ø500m y Ø1500m, que se utilizarán para la diferenciación en cada uno de ellos de áreas tendentes a una mayor o menor heterogeneidad. Se seleccionan así las zonas correspondientes en el mapa parcelario, dando lugar a 9 áreas diferenciadas al nivel de mesoescala, y 77 al nivel de microescala. Figura 3.5.- Variación en S con el tamaño de ventana Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 110 Hc Oc Hm Om Coberturas del suelo Nº % Aa (ha) Nº % Aa (ha) Nº % Aa (ha) Nº % Aa (ha) Caducifolias seminaturales 285 8,23 4,40 57 3,53 9,79 57 2,83 2,29 47 8,28 7,57 Vegetación de ribera 10 0,08 1,20 29 0,05 0,28 31 0,23 0,34 6 0,04 0,26 Coníferas de producción intensiva 266 5,15 2,95 73 1,89 4,10 89 4,24 2,20 57 5,43 4,10 Frondosas de producción intensiva 958 25,07 3,99 293 38,32 20,70 298 32,74 5,07 234 31,49 5,79 Mezcla forestal de producción intensiva 215 3,14 2,23 34 0,19 0,86 35 0,82 1,08 30 0,72 1,03 Mezcla forestal seminatural y producción 422 7,80 2,82 103 0,43 0,67 77 1,55 0,93 81 2,87 1,52 Frutales 3 0,01 0,48 14 0,06 0,66 3 0,02 0,37 4 0,04 0,40 Matorral 668 12,80 2,92 359 5,86 2,58 297 13,33 2,07 158 22,15 6,03 Matorral arbolado seminatural 510 8,13 2,43 88 0,42 0,76 59 1,46 1,14 79 2,26 1,23 Matorral arbolado de producción intensiva 561 8,48 2,30 243 3,13 2,04 240 11,74 2,26 134 5,24 1,68 Matorral arbolado y roquedo 5 0,03 0,78 1 0,04 5,92 0 0,00 0,00 1 0,06 2,60 Matorral y roquedo 1 0,00 0,66 7 0,03 0,71 3 0,07 1,08 1 0,12 4,99 Cultivos 109 0,58 0,82 206 1,19 0,91 68 1,57 1,06 45 0,69 0,65 Pradera 369 16,93 6,99 170 37,24 34,66 206 25,39 5,69 117 17,30 6,36 Prado 151 0,84 0,84 126 0,73 0,92 65 1,68 1,19 26 0,16 0,27 Pastizal 120 1,31 1,67 39 0,38 1,56 24 0,96 1,84 28 1,25 1,91 Vegetación de marisma 5 0,14 4,22 5 1,59 50,37 2 0,01 0,15 1 0,00 0,20 Roquedo costero y playa 0 0,00 0,00 6 0,00 0,06 6 0,05 0,35 0 0,00 0,00 Roquedo 5 0,02 0,69 4 0,01 0,26 6 0,14 1,11 1 0,01 0,49 Red viaria y ferroviaria 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Urbano e industrial 105 0,82 1,19 118 1,98 2,65 51 0,82 0,74 24 1,73 3,10 Canteras, minas y zonas de vertido 7 0,13 2,90 7 0,05 1,20 3 0,07 1,01 0 0,00 0,00 Estuarios 2 0,00 0,37 3 2,67 141,03 6 0,03 0,23 4 0,00 0,04 Ríos 53 0,29 0,84 66 0,20 0,47 56 0,27 0,22 7 0,16 0,96 Tabla 3.2.- Composición paisajística (Nº, número de manchas; %, proporción relativa; Aa: superficie media (ha)) en función del tipo de heterogeneidad: Hc, heterogeneidad constante; Oc, homogeneidad (baja heterogeneidad) constante; Hm, Heterogeneidad a microescala - Homogeneidad a mesoescala; Om, Homogeneidad a microescala - Heterogeneidad a mesoescala. Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 111 El resultado de la superposición de los mapas de obtenidos a micro y mesoescala (ver figura 3.6) permite verificar los efectos de correspondencia entre heterogeneidad y escala (crecimiento, decrecimiento y constancia) descritos anteriormente. Se distinguen así cuatro tipologías: • Tendencia a la homogeneidad (baja heterogeneidad) constante con la escala. • Tendencia a la heterogeneidad constante con la escala • Homogeneidad a microescala / heterogeneidad a mesoescala • Homogeneidad a mesoescala / heterogeneidad a microescala La composición paisajística de las zonas correspondientes a cada una de las tipologías ha permitido constatar diferencias evidentes entre cada una de ellas, y esclarece los factores responsables de las tendencias hacia la homogeneidad o heterogeneidad (ver tabla 3.2). En las zonas de homogeneidad constante (15.822 ha) hay presentes 23 clases, si bien dos de ellas, frondosas de producción intensiva y pradera, superan en conjunto el 75 % de su superficie total. Los tamaños medios de estas manchas son asimismo claramente superiores a los de las restantes clases (excepto la vegetación de marisma, y lagos y estuarios, localizadas marginalmente en el mapa como manchas de elevada superficie). Existen asimismo, manchas de caducifolias seminaturales de tamaño medio destacable (9,79 ha), pero muy fragmentadas, que presentan cierto interés pese a su poca abundancia relativa. Las áreas de esta tipología tienden hacia una simplificación paisajística que amenaza la continuidad de varios tipos de manchas con relevancia ecológica en la zona. En las zonas de heterogeneidad constante (15.242 ha) existen un total de 22 clases, entre las que las seis más numerosas superan en conjunto el 79 % de la superficie total (Caducifolias seminaturales, frondosas de producción intensiva, matorral, matorral arbolado seminatural, matorral arbolado de producción intensiva, y pradera). Los tamaños medios observados son en general bajos, incluso para las clases con más representatividad (que oscilan entre las 2 y las 7 ha, aproximadamente) pero con un gran número de manchas, lo que demuestra una notable fragmentación. Las áreas de este tipo son pues muy fragmentadas, con diversidad y abundancia de coberturas asociadas generalmente al abandono de actividades agrícolas o forestales (matorral, matorral arbolado con especies de interés industrial en algunos casos o regeneración de caducifolias autóctonas en otros). Las áreas homogéneas a microescala y heterogéneas a mesoescala (4299 ha) presentan una dominancia clara en tres de sus 21 clases, en concreto frondosas de producción intensiva, matorral y pradera que suman más del 70 % de la superficie. No obstante, la superficie media de mancha en estas clases ronda las 6 ha. Existe asimismo una presencia destacable de otras clases, como las caducifolias seminaturales, las coníferas de producción intensiva y el matorral arbolado de producción intensiva. Es visible una tendencia a la dominancia por parte de actividades agroforestales intensivas, pero con una mayor fragmentación en sus manchas. Las áreas homogéneas a mesoescala y heterogéneas a microescala (4612 ha) presentan una distribución en sus clases mayoritarias similar al caso anterior. Las superficies de frondosas de Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 112 producción intensiva, matorral y pradera suman el 71,46 % del total de las 22 coberturas presentes, aunque su reparto es diferente al caso anterior, con un aumento en la superficie ocupada por pradera, y una disminución en la ocupada por matorral, cuyo tamaño medio de mancha desciende notablemente. Existen asimismo superficies importantes de matorral arbolado de producción intensiva, aunque muy fragmentadas y con bajo tamaño medio de mancha. Se insertan de forma casi exclusiva en zonas de homogeneidad constante con la escala, y reflejan una situación similar pero con una mayor fragmentación. A pesar de su utilidad, este análisis global puede pasar por alto características específicas de cada una de las zonas diferenciadas a distintas escalas. Para evitarlo, se ha realizado un análisis de composición para las 9 áreas definidas a mesoescala, que incluye el cálculo del número y tipología de clases, tamaño medio de manchas y presencia relativa de cada clase. Figura 3.6.- Resumen gráfico de la metodología empleada, y resultados. Respuesta a la escala: 1, Heterogeneidad a microescala - Homogeneidad a mesoescala; 2, Heterogeneidad alta, no escalodependiente; 3, Homogeneidad a microescala - Heterogeneidad a mesoescala. 4, Heterogeneidad baja (tendencia a la homogeneidad), no escalo-dependiente. Unidades de paisaje: Zonas heterogéneas con poca diversidad y elevada fragmentación (A); Zonas heterogéneas con elevada fragmentación y diversidad (B); Zonas homogéneas con dominancia de coberturas agroforestales intensivas (C); Zonas homogéneas con dominancia de coberturas seminaturales (D). Emilio R. Díaz Varela Capítulo III 113 Los resultados han permitido distinguir cuatro tendencias en las características de composición de las zonas diferenciadas, que se ha utilizado para definir las unidades de paisaje fundamentales del área de estudio (ver figura 3.6). • Zonas heterogéneas con poca diversidad y elevada fragmentación (A) • Zonas heterogéneas con elevada fragmentación y diversidad (B) • Zonas homogéneas con dominancia de coberturas agroforestales intensivas (C) • Zonas homogéneas con dominancia de coberturas seminaturales (D) El mismo análisis, realizado para las 77 áreas a microescala, proporciona resultados similares en cuanto a los tipos de mosaico encontrados, con diferencias específicas atribuibles al menor tamaño medio de las áreas delimitadas. Dentro de las tipologías básicas de unidades de paisaje consideradas, establecidas a mesoescala, se ha delimitado las áreas que difieren en su tendencia a la heterogeneidad a microescala, considerándolas como subunidades o áreas de tratamiento diferenciado dentro de las grandes unidades descritas anteriormente. Así, las zonas con tendencia a la homogeneidad a microescala, insertas en la heterogénea unidad C, permiten la detección de grandes manchas uniformes en mosaicos heterogéneos, que dependiendo de sus características pueden precisar un tratamiento diferenciado en la planificación (p.ej. grandes manchas de caducifolias autóctonas insertas en mosaicos de grano fino, áreas extensas de matorral en zonas de gran dinámica forestal, etc.). Por otra parte, las zonas de tendencia heterogénea en amplias zonas homogéneas permiten diferenciar zonas de alta fragmentación, cambios en la uniformidad de la cobertura asociados a usos del suelo etc. (p.ej. zonas en las que el abandono de una actividad da lugar a diferentes alternativas de cobertura del suelo). DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES Ventanas móviles La utilidad del uso de ventanas móviles queda reflejada en su capacidad para mostrar la distribución de la estructura del paisaje, facilitando la detección de áreas con patrones espaciales regulares a una escala dada. El análisis posterior de la composición de estas zonas ha permitido constatar diferencias estructurales que permiten aventurar un funcionamiento ecológico distinto para cada una de ellas. Esto lleva a pensar que la asignación de unidades de planificación del paisaje a cada zona diferenciada permitirá una gestión más acertada del paisaje por sus características intrínsecas. Obviamente, el empleo de las unidades de planificación diferenciadas en el estudio queda supeditado a un análisis pormenorizado que permita la definición de la metodología de planificación más acertada en cada caso. El tipo de análisis empleado se centra en la estructura del mosaico del paisaje (esto es, su estructura horizontal visible), obviando otros factores determinantes en su dinámica como el relieve (Zonneveld, 1989; Seastedt et al., 2004), agentes socioeconómicos (Bicik et al., 2001), etc. Si bien existe una relación directa con tales factores, esta no se ha analizado en profundidad, por lo que no se puede constatar la magnitud de su influencia específica. Este Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 120 Capítulo IV Planificación ecológica del paisaje a escalas múltiples. Aplicación en A Mariña Oriental (NO España) Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 121 Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 122 INTRODUCCIÓN La internacionalización de los mercados, y la industrialización e incorporación de innovaciones tecnológicas en la agricultura, entre otros factores, han inducido en los últimos decenios profundas transformaciones en los sistemas agrarios. En consecuencia, estos han pasado de basar su funcionamiento en el aprovechamiento estratégico de procesos ambientales locales con intervenciones tecnológicas relativamente pequeñas (Naveh & Liebermann, 1994; Naveh, 2001), a depender de factores económicos, sociales y políticos ajenos a sus límites geográficos, y alejados del control directo por parte de los habitantes locales. El énfasis en la producción agraria, originado en nuevas situaciones de competencia de mercados, ha dado lugar a una intensificación en áreas de mayor capacidad productiva, que tienden a la monofuncionalidad, mientras que las zonas de menor productividad sufren procesos de marginalización y abandono (Jongman, 2002 a y b). Ambas situaciones tienen como consecuencia común la simplificación y homogeneización de los paisajes rurales, y a la pérdida de su diversidad cultural y ecológica. La adopción de principios ecológicos en la planificación de los usos del suelo a través de una planificación ecológica del paisaje puede contribuir a la resolución de esta problemática, a través de la toma en consideración de la potencial multifuncionalidad del paisaje, integrando aspectos ecológicos y socioeconómicos y adoptando una perspectiva global (Jongman, 2002 b; Brandt, 2003; von Haaren & Reich, 2004). Las áreas rurales pueden así enfrentar los retos de su evolución actual minimizando las pérdidas en el valor ecológico de sus paisajes. No obstante, la puesta en práctica de estos objetivos genéricos ha de tener en cuenta dos de las características fundamentales del paisaje. Por una parte, su heterogeneidad y la variación de la misma a través del espacio (Forman & Godron, 1986); por otra, las escalas características a las que operan sus estructuras y procesos constituyentes (Meentemeyer, 1989; Wiens et al., 2002) y la jerarquía de niveles funcionales en las que se organizan (Allen & Starr, 1982; O’Neill et al., 1986). La operatividad de la planificación ecológica del paisaje depende en gran medida de la distinción entre los diferentes niveles funcionales de interés, para aportar soluciones adaptadas a las propiedades específicas de cada nivel. La utilidad de considerar al menos tres niveles jerárquicos en la interpretación del paisaje ha sido puesta de manifiesto en la aplicación de la teoría de jerarquía a ecosistemas y paisajes (O’Neill et al., 1986; O’Neill et al., 1989; King, 1997). Tal jerarquización puede asimismo ser útil en la planificación ecológica. Dramstad et al. (1996) han utilizado una triple consideración espacial para la descripción de estudios de caso en la aplicación de principios ecológicos en la planificación de usos del suelo, describiendo los posibles casos como de microescala (o escala de sitio), mesoescala (o escala de paisaje) y macroescala (o escala regional). Mander et al. (2003) han seguido un esquema similar para su aplicación a redes ecológicas multi-escala, describiendo las dimensiones de los elementos característicos para cada nivel (diámetro de áreas centrales y anchura de corredores), y añadiendo la escala continental o global (megaescala) al esquema jerárquico. Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 123 El establecimiento de una jerarquía de niveles de planificación optimiza el diseño de estrategias espaciales que permitan la compatibilización del aprovechamiento de los recursos naturales con la conservación de la integridad ecológica del sistema paisajístico. Este tipo de diseños, denominados genéricamente conceptos espaciales (van Langevelde, 1994; van Lier, 1998; Ahern, 1999), dirigen de manera estratégica y precisa las acciones a puntos concretos del sistema territorial, y pueden ser considerados como una de las formas más habituales, en la planificación espacial, de armonizar la oposición entre conservación y desarrollo (van Lier, 1998). Asimismo, no sólo son referencias estáticas para la planificación, sino que permiten el desarrollo de estrategias que eviten la desaparición de elementos de importancia ecológica con la evolución en los usos del suelo. Un análisis detallado de conceptos espaciales como las redes ecológicas (Cook & van Lier, 1994, Jongman, 1995, Jongman et al., 2004), los sistemas territoriales de estabilidad ecológica (Petch & Kolejka, 1993; Miklös, 1996; Sustek, 1998), el concepto marco (van Langevelde, 1994; Vrijlandt & Kerkstra, 1994; Van Lier, 1998), o la solución espacial (Forman, 1995 a, b; Forman & Collinge, 1996; Forman & Collinge, 1997; Forman, 2004), permite diferenciar una serie de principios genéricos comunes, que fundamentan la base para su aplicación. Estos podrían resumirse en: • Estabilización ecológica: Protección de la función ecológica en ecosistemas naturales y seminaturales, zonas de protección de recursos hídricos, o áreas con dinámicas poco intensivas en cuanto al uso del suelo, formando zonas compensación frente a otros usos del suelo más intensivos. • Disposición espacial estratégica: Utilización de la configuración espacial de los elementos del paisaje para favorecer la función ecológica en el mismo. • Conectividad: Garantía para el movimiento de especies o procesos entre zonas de interés ecológico. • Segregación: Separación del territorio en distintas áreas en función de sus características diferenciales, que protegerán mediante intervención administrativa. • Protección: Elaboración de estrategias espaciales para la protección de elementos de interés de una ambiente circundante hostil o incompatible. • Divergencia de escalas: Alternancia de elementos o áreas de grano fino y grueso en el mosaico de paisaje. La utilización de estos principios en la generación de diseños espaciales permite la adaptación de éstos a las características, necesidades y oportunidades existentes en cada nivel jerárquico del paisaje. Los objetivos de este trabajo son el desarrollo de una metodología de planificación ecológica multiescala del paisaje. La base para la misma es la diferenciación de unidades de paisaje a mesoescala, a partir de la extensión espacial a la que operan sus estructuras y procesos fundamentales, es decir, de su escala funcional u operacional (Lam & Quattrochi, 1992; Li & Wu, 2004). El posterior análisis de las características dentro de cada unidad diferenciada Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 124 permitirá la identificación de sus condicionantes internos, que determinarán los elementos de la planificación a microescala. Asimismo, la comparación entre unidades y sus estructuras permitirá identificar los mecanismos de control establecidos desde el nivel superior (macroescala), así como el establecimiento de un modelo de planificación que sirva a su vez como controlador de los niveles inferiores. METODOLOGÍA DE APLICACIÓN Zona de estudio (Ver introducción) Cartografía digital Para el análisis del área de estudio se ha utilizado cartografía digital de coberturas del suelo en formato raster, obtenida a partir de interpretación de fotografías aéreas escala 1:18.000 y posteriores comprobaciones en campo (Marey, 2002) procesada con el software ArcView 3.3 ®. El tamaño de píxel es de 10x10m2, y el Área Mínima Cartografiable de 400 m2. La leyenda ha sido elaborada con un criterio dinámico (Küchler, 1988), asumiendo la ausencia de vegetación climácica estable y tratando de representar estadios de transición asociados a los usos del suelo actuales, lo que da lugar a un total de 24 clases. Asimismo, se ha procesado un Modelo Digital del Terreno (MDT) a partir de curvas de nivel con equidistancia 5 m, procedentes de un mapa digital escala 1:5.000, con el fin de caracterizar la morfología del relieve del área de estudio (ver figura I.5). Establecimiento de unidades de paisaje Estudio cuantitativo de la heterogeneidad Para la diferenciación de unidades de paisaje en función de sus características estructurales, se ha realizado un estudio cuantitativo de la heterogeneidad a través de la aplicación del índice de Shannon (Shannon & Weaver, 1949) al mapa de coberturas del suelo. Dado que la aplicación del índice a la totalidad del territorio estudiado no muestra la distribución espacial de sus valores, y que además se pretende conocer su comportamiento a varias escalas, se han utilizado para el cálculo ventanas móviles circulares de diferentes superficies, utilizando el software FRAGSTATS (McGarigal et al., 2002). Las ventanas móviles consisten en un subconjunto (o ventana) del mapa raster a analizar sobre el que se realiza un determinado cálculo, resumido en el píxel central de la ventana, y repetido para la extensión total del mapa de coberturas. El resultado es un mapa que muestra la distribución espacial de la característica estudiada a una determinada escala. Ventanas móviles de diferentes pueden utilizarse para representar distintas escalas o extensiones espaciales para el cálculo realizado. Esta capacidad de análisis multiescala ha sido explotada en el análisis de adecuación de hábitats para especies con diferentes áreas de campeo (Riitters et al., 1997; Roshier et al., 2001), análisis de la distribución espacial de la Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 125 diversidad de coberturas del suelo (Eiden et al., 2000), estudios de dependencia de escala en los componentes de la fragmentación de bosques (Riitters et al., 2002), o el análisis de patrones de cobertura del suelo (Riitters et al., 2000). En este estudio, se han utilizado para la detección de áreas en las que la heterogeneidad estructural del paisaje presenta una tendencia similar. Los cálculos se han realizado para tamaños de ventana de 250, 500, 750, 1000, 1250 y 1500m de diámetro. Los mapas resultantes muestran la distribución espacial del índice calculado, representando cada tamaño de ventana móvil un dominio espacial diferente, obteniéndose así información sobre el comportamiento del índice a distintas escalas de observación. Respuesta a la escala del patrón paisajístico Para analizar la respuesta del patrón espacial a diferentes escalas, se ha evaluado la similitud (S) existente entre los mapas obtenidos mediante la expresión (O’Neill et al., 1996; Saura & Martínez-Millán, 2001): 100 1500 1500 ∗ − =SD MM Si , en donde M1500 es la media del valor del índice para el mapa generado por la ventana de ∅1500m, Mi la media del valor del índice para el mapa generado por las restantes ventanas (i), y SD1500 la desviación típica del valor del índice para el mapa generado por la ventana de ∅1500m. S expresa la diferencia existente entre los resultados obtenidos, por lo que cambios acusados en sus valores indicarán distintas respuestas a la escala de análisis en los valores del índice, y podrán ser agrupados en función de dicha respuesta. Cada tipo de respuesta diferente se corresponderá con un nivel de escala determinado. Se ha encontrado que la relación entre la variación del tamaño de ventana y S cambia de más a menos que proporcional en torno a los resultados de la ventana de Ø750m, considerándose tal punto como un umbral entre dominios de escala diferentes (ver figura 3.5). Se diferencian así dos tipos de respuesta, para los que se eligen dos mapas representativos, el de Ø500m, y el de Ø1500m. Ambos se utilizarán como referencia para la distribución espacial de la heterogeneidad a microescala (o escala de sitio) y mesoescala (escala de paisaje), respectivamente. Los valores del índice de Shannon en estos mapas se han reclasificado en función de su alejamiento de la media de los resultados, considerando que un alejamiento positivo indica una tendencia a la heterogeneidad, y uno negativo hacia la homogeneidad del patrón paisajístico (ver figura 4.1). Como resultado, se obtienen mapas que diferencian las dos tendencias en el territorio considerado. La superposición de los dos mapas de tendencia a la heterogeneidad permite la diferenciación de dos tipos de zonas: aquellas en que la tendencia a la heterogeneidad es sensible al cambio de escala (a su vez diferenciada en homogénea a microescala / heterogénea a mesoescala, o viceversa), y aquellas en las que no lo es (a su vez divisibles en zonas de tendencia a homogeneidad o a heterogeneidad). Un análisis de la composición paisajística en las zonas finalmente obtenidas permite verificar sus diferencias estructurales (ver artículo 3 de esta tesis para un desarrollo extenso de la metodología). Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 126 Diferenciación de unidades de paisaje Los resultados obtenidos permiten definir unidades de paisaje preeliminares basadas exclusivamente en la distribución espacial de la heterogeneidad del patrón paisajístico, considerando aquellas zonas en las que tal distribución espacial es independiente de las dos escalas analizadas. Estas unidades se han refinado mediante un análisis del relieve, realizado aplicando ventanas móviles de Ø1500m (el tamaño representativo a mesoescala para el mosaico de paisaje) para obtener valores medios de la pendiente en grados, obtenida a partir de un modelo digital del terreno. Se obtiene así un mapa que muestra la distribución espacial a mesoescala de las zonas de pendiente. La pendiente puede interpretarse como un índice de la tendencia al cambio en las condiciones del relieve, y como tal se toma para redefinir los límites de las unidades preeliminares. El resultado es un mapa que muestra seis unidades principales (A, B, C, D, E1 y E2), asociadas a otras dos (b y c) consideradas como secundarias por sus características y superficie (ver figura 4.1). Figura 4.1.- Esquema metodológico de diferenciación de unidades de paisaje (ver texto para detalles). Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 127 Análisis de composición Las unidades definidas en el análisis se caracterizan mediante el análisis de la composición paisajística, es decir, de las características del mosaico de paisaje no vinculadas a la geometría de sus elementos o su posición espacial. El cálculo se realiza tanto para las unidades diferenciadas a mesoescala como para las áreas de diferente tendencia en la heterogeneidad a microescala. Se opta por una aproximación simplificadora, utilizando índices de cálculo e interpretación sencilla. Así, se utiliza un SIG para el cálculo del número de clases, porcentaje por clase, y el número y tamaño medio de manchas dentro de cada área. Se puede así verificar las diferencias entre las unidades, y detectar las necesidades y oportunidades de planificación ecológica sobre la base de sus propias características. Un resumen general de los resultados se expone en la tabla 4.1. (Ir a resultados para ver la utilización de la información generada en este análisis en el diseño de los conceptos espaciales). Clasificación dinámica Con el fin de facilitar el proceso de diseño del concepto espacial, se han clasificado las diferentes coberturas en función de la dinámica sucesional o de usos del suelo que las ha generado. Esto permitirá diferenciar áreas según su dinámica, optimizando la localización de los elementos del concepto espacial de acuerdo a su correspondencia con áreas con una alta dinámica de uso del suelo, o bien de tendencia más estable. El criterio de clasificación se ha basado en el desarrollado por Naveh (1998; 2004) que diferencia entre: 1. Bio-paisajes: paisajes basados fundamentalmente en el aprovechamiento de la energía solar y su conservación biológica. Incluyen, además de paisajes naturales, los paisajes seminaturales y culturales como son los sistemas agro-silvo-pastorales, y los agroecosistemas tradicionales explotados con baja cantidad de insumos. 2. Paisajes agro-industriales: paisajes agrarios cultivados, fertilizados y tratados químicamente de forma intensiva. Si bien dependen en parte de la energía solar y sus transformaciones asociadas, precisan de grandes inputs de energía fósil, fitosanitarios y fertilizantes. 3. Paisajes de tecnosfera: compuestos por elementos artificiales de control y fabricación enteramente humana. Incluyen infraestructuras, urbanizaciones, etc. La clasificación descrita se ha subdividido en cinco clases, para una mejor adaptación a las características de la zona de estudio, y a los criterios evaluados para su aplicación en el diseño espacial. Estas cinco clases son las siguientes: • Metaestable: la dinámica se basa ciclos biogeoquímicos naturales, y en perturbaciones de origen no humano. La intervención del hombre, aunque existente, es escasa y apenas afecta al desarrollo del ecosistema (Bosques de caducifolias seminaturales, vegetación de marisma, etc.). Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 128 Tabla 4.1.- Resumen del análisis de composición. Nº: nº de manchas; Aa: superficie media mancha (ha); % porcentaje por clase Unidad A Unidad B Unidad b Unidad C Coberturas Nº Aa % Nº Aa % Nº Aa % Nº Aa % Caducifolias seminaturales 11 0,79 0,20 60 1,61 0,67 7 4,45 6,65 335 4,14 8,48 Canteras, minas y zonas de vertido 10 2,62 0,62 2 1,20 0,02 0 0,00 0,00 3 1,05 0,02 Coníferas de producción intensiva 24 1,27 0,71 89 1,63 1,01 1 24,45 5,22 214 4,02 5,25 Cultivo 128 1,02 3,08 117 1,29 1,05 0 0,00 0,00 82 1,00 0,50 Estuarios 155 0,02 0,09 18 0,02 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Frondosas de producción intensiva 100 4,41 10,36 323 21,37 47,94 15 24,42 78,22 787 5,81 27,95 Frutales 11 0,52 0,13 10 0,66 0,05 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Matorral 128 1,49 4,48 324 2,62 5,90 25 0,80 4,28 565 3,92 13,52 Matorral arbolado de producción intensiva 37 1,89 1,64 304 3,53 7,46 6 0,75 0,96 514 2,54 7,98 Matorral arbolado seminatural 16 1,08 0,41 15 1,07 0,11 16 0,49 1,67 437 2,82 7,53 Matorral arbolado y roquedo 0 0,00 0,00 2 3,46 0,05 0 0,00 0,00 4 1,37 0,03 Matorral y roquedo 0 0,00 0,00 5 1,29 0,04 0 0,00 0,00 3 2,48 0,05 Mezcla forestal de producción intensiva 16 0,41 0,15 48 1,70 0,57 1 1,23 0,26 170 2,06 2,14 Mezcla forestal seminatural y producción 8 0,46 0,09 108 1,31 0,98 14 0,41 1,22 387 3,26 7,70 Pastizal 3 0,59 0,04 31 2,05 0,44 0 0,00 0,00 93 2,34 1,33 Pradera 36 80,71 68,32 195 23,30 31,55 15 0,44 1,42 290 8,81 15,61 Prado 42 1,33 1,31 124 1,22 1,05 0 0,00 0,00 113 0,99 0,68 Ríos 7 0,32 0,05 126 0,38 0,33 0 0,00 0,00 26 1,65 0,26 Roquedo 0 0,00 0,00 5 0,99 0,03 1 0,48 0,10 8 0,77 0,04 Roquedo costero y playa 7 0,29 0,05 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Urbano e industrial 91 3,84 8,21 60 0,63 0,26 0 0,00 0,00 70 2,18 0,93 Vegetación de marisma 0 0,00 0,00 28 1,58 0,31 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Vegetación de ribera 7 0,38 0,06 43 0,60 0,18 0 0,00 0,00 1 0,00 0,00 Unidad c Unidad D Unidad E1 Unidad E2 Coberturas Nº Aa % Nº Aa % Nº Aa % Nº Aa % Caducifolias seminaturales 3 1,03 0,09 34 22,74 28,34 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Canteras, minas y zonas de vertido 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Coníferas de producción intensiva 37 114,01 10,34 40 8,47 12,42 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Cultivo 12 12,61 1,14 4 0,72 0,11 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Estuarios 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 4 61,54 51,49 2 65,33 73,41 Frondosas de producción intensiva 0 0,00 33,39 42 2,28 3,51 3 0,04 0,03 0 0,00 0,00 Frutales 2 1,09 0,10 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Matorral 54 148,83 13,50 83 12,32 37,48 37 0,04 0,29 0 0,00 0,00 Matorral arbolado de producción intensiva 33 91,58 8,30 10 0,89 0,33 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Matorral arbolado seminatural 0 0,00 0,00 119 1,66 7,23 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Matorral arbolado y roquedo 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Matorral y roquedo 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Mezcla forestal de producción intensiva 28 134,04 12,15 1 2,90 0,11 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Mezcla forestal seminatural y producción 10 9,18 0,83 23 1,35 1,14 9 0,01 0,01 0 0,00 0,00 Pastizal 1 17,69 1,60 38 1,54 2,15 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Pradera 53 190,64 17,29 74 2,53 6,86 0 0,00 0,00 2 3,93 4,41 Prado 4 3,39 0,31 9 0,64 0,21 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Ríos 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 1 0,00 0,00 2 1,46 1,64 Roquedo 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 Roquedo costero y playa 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 23 0,02 0,09 1 8,10 4,55 Urbano e industrial 7 6,78 0,61 5 0,65 0,12 44 0,01 0,14 0 0,00 0,00 Vegetación de marisma 0 0,00 0,00 0 0,00 0,00 2 114,60 47,94 2 14,23 15,99 Vegetación de ribera 6 3,68 0,33 0 0,00 0,00 6 0,02 0,02 0 0,00 0,00 Emilio R. Díaz Varela Capítulo IV 129 Figura 4.2.- Elementos a microescala. La numeración se corresponde con la descripción del texto. a y b muestran elementos típicos en Unidad A. c, interacción entre Unidades A y E1. d muestra elementos en Unidad C, más heterogénea. e, elementos en Unidad D.