Efectos de la urbanización sobre la conectividad ecológica de paisajes metropolitanos

Carolina Rojas^*1 - Francisco de la Barrera^*2 - Tamara Aranguíz^*3 - Juan Munizaga^*4 - Joan Pino^*5

^*1 Doctora, Departamento de Geografía, Facultad de Arquitectura, Urbanismo y Geografía, Universidad de Concepción. Centro de Desarrollo Urbano Sustentable Cedeus. Víctor Lamas 1290, Barrio Universitario, Concepción, Casilla 160-C, Chile, crojas@udec.cl.
^*2 Doctor Departamento de Geografía, Facultad de Arquitectura, Urbanismo y Geografía, Universidad de Concepción. Centro de Desarrollo Urbano Sustentable Cedeus. Víctor Lamas 1290, Barrio Universitario, Concepción, Casilla 160-C, Chile, fdelabarrera@udec.cl.
^*3 Geógrafa, Instituto Nacional de Estadísticas de Magallanes, Angamos 650, Puerto Natales, tamara.aranguiz@ine.cl.
^*4 Magíster en Análisis Geográfico, Departamento de Geografía, Facultad de Arquitectura, Urbanismo y Geografía, Universidad de Concepción. Víctor Lamas 1290, Barrio Universitario, Concepción, Casilla 160-C, Chile, juanmunizaga@udec.cl.
^*5 Doctor. CREAF, Universidad Autónoma de Barcelona, Cerdanyola del Valles 08193, Barcelona, España, joan.pino@uab.cat.

Resumen
La urbanización de paisajes naturales y seminaturales genera consecuencias en ciudades latinoamericanas de tamaño medio. En Chile, el crecimiento urbano y el desarrollo de actividades forestales han afectado la funcionalidad y biodiversidad del paisaje. El Área Metropolitana de Concepción (en adelante AMC) es representativa de la combinación de ambos procesos dado que su paisaje circundante está mayormente cubierto por plantaciones forestales.
En este trabajo se evalúan los cambios en la "conectividad ecológica" del AMC, como atributo significativo para la conservación del paisaje. Se analizan los cambios en la conectividad a través de una metodología de tipo paramétrica, calculando indicadores a nivel de paisaje y a nivel de ecosistemas. Las métricas aplicadas se basan en principios de ecología del paisaje y en el procesamiento de imágenes satelitales clasificadas en sistemas de información geográfica (SIG).
Los resultados obtenidos indican que, los cambios en el paisaje del AMC han generado un paisaje rural-urbano con una alta fragmentación de los ecosistemas valiosos para la biodiversidad como humedales. Al mismo tiempo estos ecosistemas tienen una baja conectividad, especialmente aquellos cercanos a sectores mayormente urbanizados.

Palabras clave: Urbanización; Plantaciones Forestales; Fragmentación; Conectividad Ecológica; Humedales.

Effects of urbanization on the ecological connectivity in metropolitan landscapes

Abstract
The landscape's urbanization has effects in medium-size cities of Latin America. In Chile, the urban growth and the development of forestry activities are affecting the functionality and biodiversity of the landscape. Concepcion Metropolitan Area (hereinafter CMA) is representative of the combination of both processes since it is surrounded by Forest Plantations.
In this work, the changes of "Ecological Connectivity" in the CMA are evaluated as a significant landscape conservation attribute. They are analyzed through a parametric methodology computing indicators for landscape and ecosystem levels. Landscape metrics applied are based on principles of landscape ecology and processing of satellite images classified in geographic information systems (GIS).
The results show that changes in the landscape of the CMA have generated a rural-urban landscape with high fragmentation of the valuable ecosystems for biodiversity and wetlands. At the same time, these ecosystems have low connectivity, especially those close to highly urbanized sectors.

Key words: Urbanization; Plantations; Fragmentation; Ecological Connectivity; Wetlands.

Introducción

Los cambios de uso de suelo y especialmente la urbanización son una de las principales amenazas para la biodiversidad afectando al paisaje a través de la fragmentación y la pérdida de hábitat (Laurance y Bierregaard, 1997; Fahrig, 2003). El paisaje puede entenderse como un mosaico de elementos geográficos que se ajustan a una dinámica compleja, en este caso de las ciudades. Está esencialmente compuesto por elementos espaciales comenzando o terminando en el borde donde ocurren cambios abruptos como, por ejemplo, en áreas residenciales (Forman, 1995). Sin embargo, en el aumento de la demanda de terrenos para la residencia son especialmente vulnerables los espacios periurbanos, muy apetecidos al momento de destinar las nuevas superficies de extensión urbana y también lo son las zonas naturales dada la propagación de desarrollos inmobiliarios que apuntan a una convivencia y cercanía con las áreas de valor natural (Pintos y Narodowski, 2012; Rojas et al., 2013). En este sentido, entendemos que los espacios urbanos y especialmente las urbanizaciones dispersas, afectan el equilibrio ecológico y la conectividad, fragmentando el paisaje (Larrazábal et al., 2014; Rojas et al., 2013; Marull et al., 2008). Asimismo, el suelo urbano se expande y homogeniza (Larrazábal et al., 2014).

En primer lugar, la fragmentación de paisajes anteriormente continuos causado por la urbanización en sus diferentes formas (e.g. lineal, aislado o continuo) afecta el tamaño y número de parches de paisajes naturales y seminaturales, sus formas y dimensiones, la conectividad entre parches y su aislamiento, entre otros, influyendo sobre numerosos procesos ecológicos (Forman, 1995). Tres efectos espaciales en el paisaje pueden resumirse: 1) la pérdida o disminución de hábitats para especies y/o de ecosistemas valiosos (e.g. naturales o seminaturales); 2) la disminución progresiva del tamaño de los fragmentos de hábitat y/o del paisaje; y, 3) el creciente aislamiento de los fragmentos del paisaje (Bennett, 1999; Forman, 1995). Sin embargo, Kattan (2002) afirma que para poder predecir el efecto que la fragmentación tiene sobre los distintos tipos de especies en el paisaje, hay que tener en cuenta la escala espacial y temporal en la que ocurre cada proceso, de aquí que un paisaje fragmentado puede no afectar a una especie con mayor capacidad de dispersión o requerimientos que a otra más exigente (Ortega, 2009).

La conectividad ecológica es una medida general que representa la funcionalidad ecológica del paisaje mediante la facilitación de desplazamiento de especies entre las coberturas del suelo (o hábitats). Inversamente, se puede medir y representar el costo o el impedimento que ejerce el paisaje para el movimiento de organismos de los hábitats, como consecuencia de su fragmentación, y como este va obstaculizando dicho movimiento, por las características del paisaje en general, como se ha mencionado en particular por zonas urbanas e infraestructuras (Adriaensen et al., 2003). Los estudios de este tipo en espacios urbanos, principalmente debaten sobre la importancia de mantener o aumentar la conectividad ecológica en áreas metropolitanas y el rol de los espacios de conservación (Marull, 2005; Marull y Mallarach, 2005; Marull et al., 2007). Desde aspectos metodológicos, la conectividad se ha medido para diseñar corredores ecológicos, modelar distancias y generar escenarios de futuro. Desde aspectos técnicos, la mayoría de los estudios utilizan métricas del paisaje y métodos de medición de distancias de coste, los que van desde medidas de distancia simple entre las coberturas (por ejemplo distancias euclidianas), hasta índices más complejos basados en modelos Cost Distance que involucran una matriz de impedancias entre los fragmentos del paisaje (Marull et al., 2007; Rojas et al., 2013).

Esta aproximación desde la conectividad tiene especial relevancia en entornos urbanos como el caso de un área metropolitana latinoamericana de tamaño medio, dado que los estudios se han concentrado mayoritariamente en grandes ciudades, con poblaciones superiores al millón de habitantes (Inostroza et al., 2011; Inostroza et al., 2013). Asimismo es relevante para evaluar el rol de la ordenación territorial, dado que la planificación territorial y/o urbana será el mecanismo por el cual se destinan los espacios para el desarrollo de nuevas urbanizaciones y para establecer áreas de protección natural a la urbanización. La planificación debe tender a lo que Marull et al. (2008) llaman "eficiencia territorial", o un aprovechamiento económico de la matriz que consiga satisfacer mejor las necesidades humanas manteniendo, al mismo tiempo, el buen estado ecológico de sus paisajes. Entonces, desde una perspectiva orientada a la planificación territorial, la conectividad ecológica permite conocer qué tan bien o mal conectados están los fragmentos que son ecológicamente más valiosos del paisaje, sobretodo en el planeamiento de las áreas de preservación, donde la idea de "un parque no es una isla" cobra un especial interés (Janzen, 1983). En este sentido es conocido que, en ocasiones, la urbanización en ciudades latinoamericanas ha dado suficientes evidencias de fragmentación (Inostroza et al., 2013) y de planificación insuficiente culminando en acciones correctivas en lugar de preventivas (Aguilar, 2003; Dredge, 1995) por tanto la planificación ecológica y la planificación sustentable o más sostenible han sido declarados los modelos a seguir de ocupación más óptimos.

Por tanto, en este estudio el objetivo principal es realizar una propuesta metodológica para registrar el cambio en la conectividad ecológica de un área metropolitana latinoamericana de tamaño medio en expansión urbana, como es el caso de Concepción, en un periodo de 10 años 1998-2008. El periodo señalado fue analizado dado que justamente en esta década se registra el mayor incremento en superficie urbana (Rojas et al., 2013). Concepción está ubicada sobre la costa de Chile Centro-Sur, sector que ha experimentado un intenso reemplazo de ecosistemas naturales por ecosistemas antropizados donde se destaca por su extensión el cambio a plantaciones forestales (Heilmayr et al., 2016). La propuesta incluye métricas de paisaje y un índice de conectividad y se relaciona con una aproximación cuantitativa desde la ecología del paisaje que permite transferir las teorías actuales sobre la matriz biofísicas en herramientas útiles para una planificación territorial más sostenible (Marull et al., 2008). La finalidad de la investigación es aportar con una herramienta metodológica capaz de valorar los cambios ocurridos en el paisaje y articulable con la evaluación ambiental estratégica, al servir para la evaluación de la efectividad e impacto ecológico de los instrumentos de planificación. Específicamente se proponen métricas de paisaje para evaluar la fragmentación y se aplica un índice espacial de conectividad ecológica, basado en medidas de distancias de costo sobre las coberturas de suelo que se prevén más vulnerables a la urbanización, ambas acotadas al caso de Concepción.

Área de estudio

El Área Metropolitana de Concepción (en adelante AMC; latitud 36° a 38° S) es el segundo conglomerado urbano más importante en Chile. A diferencia de otras metrópolis chilenas y/o latinoamericanas, además de la expansión urbana se produce un crecimiento de las plantaciones forestales (Fig. 1; Tabla I). El AMC cuenta con una población cercana al millón de habitantes (958.722 habitantes según INE, 2002) y una superficie de 286.320 ha distribuidas en once comunas: Concepción, Talcahuano, Hualpén, Chiguayante, Hualqui, San Pedro de la Paz, Santa Juana, Lota, Coronel, Penco y Tomé (SEREMI-MINVU, 2003) donde los centros de Concepción y Talcahuano son los articuladores del territorio.

Figura 1a. Usos de suelo del AMC (Área Metropolitana de Concepción) para 1998. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Muizaga y Pino.

Figura 1b. Usos de suelo del AMC (Área Metropolitana de Concepción) para 2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Muizaga y Pino.

Tabla I. Distribución de plantaciones forestales por comuna. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino sobre la base de CONAF, 1998-2008.

De acuerdo con el último mapa oficial de coberturas de 2008 de la Corporación Nacional Forestal CONAF (CONAF, 2011 (Fig. 1), el uso urbano (15.993 ha) se ha asentado principalmente en la franja costera y en la ribera del río Bío-Bío, utilizando terrenos llanos de baja altura y pendiente para la construcción, expandiéndose hacia el interior y a zonas más altas y de terrazas del río. El bosque nativo (39.052 ha) tiene una distribución dispersa, pero existe una aglomeración con una superficie considerable que corresponde a la reserva Nonguén, creada en 2009, un remanente de bosque caducifolio con una superficie de 3.037 hectáreas (www.conaf.cl) que ocupaba la cordillera de la Costa y fue reemplazado por cultivos agrícolas y plantaciones forestales. El resto del bosque nativo se presenta en pequeños fragmentos en la cordillera de Nahuelbuta (Fig. 1). Los matorrales (24.013 ha) se pueden encontrar mayoritariamente distribuidos por las quebradas y en pequeños fragmentos dentro de otros usos generalmente forestales. Los suelos descubiertos (120 ha) están principalmente en tres áreas: las periferias urbanas, cerca de los usos agrícolas y cerca de algunos usos forestales. Las playas (949 ha) tienen una superficie poco considerable respecto a los demás usos y alcanza su mayor extensión en la comuna de San Pedro de la Paz. Las praderas (4.332 ha) tienen una de las mayores superficies en la península de Hualpén. La agricultura (24.898 ha) se ubica en sectores aledaños a las áreas urbanas y en pequeños valles donde es posible cultivar, por ello es posible encontrar este uso en áreas costeras, como también en áreas de la cordillera de la Costa, distribuidos entre matorrales y plantaciones forestales. Los humedales (3.791 ha) están ubicado en la franja costera, presentándose como forma de marismas, lagunas, pajonales y carrizales, generalmente, rodeado de los usos urbanos, suelos descubiertos, agrícolas y praderas. Sin embargo, el uso predominante en superficie son las plantaciones forestales (161.189 ha, Tabla I) distribuidas preferentemente en toda la cordillera de la Costa e incluso extendidas sobre áreas costeras pobladas, circundando las áreas urbanas (Fig. 1).

Metodología

Se utilizan los dos mapas oficiales de coberturas y usos de suelo del AMC (1:30.000) los cuales corresponden a los últimos catastros realizados por CONAF en los años 1998 y 2008 (CONAF, 2011; Fig. 1). Las 36 clases originales de coberturas del suelo, incluidas en el catastro mencionado, fueron resumidas a 10 clases, de acuerdo con la estructura de la vegetación: bosques nativos, matorrales, suelos urbanos, cuerpos de agua, suelos sin vegetación, plantaciones forestales, playas, praderas y suelos agrícolas.

El AMC fue subdividido en dos tipos de unidades de análisis: primero se separaron las aglomeraciones o áreas urbanas menores para hacer un análisis diferenciado, reconociendo límites de atributos físicos y agrupaciones por cercanía (Fig. 2). Se utilizaron los límites de las cuencas como límites de las unidades, definiéndose cuatro aglomeraciones o áreas urbanas menores: (1) "Tomé - Penco" en el norte del AMC, (2) "Talcahuano - Hualpén - Concepción - Chiguayante" en el centro-norte del AMC, (3) "San Pedro de la Paz - Coronel" en el centro-sur del AMC y (4) "Lota" en el sur del AMC (Fig. 2). Posteriormente, se realizó una segunda subdivisión, donde se seleccionó la unidad de análisis conformada por la aglomeración "Talcahuano - Hualpén - Concepción - Chiguayante" (Fig. 3). Esta unidad concentra la mayor cantidad de población del AMC y se dividió en tres subunidades, a partir de las tres cuencas que conforman la unidad (Fig. 3).

Figura 2. Áreas urbanas del AMC (Área Metropolitana de Concepción). Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

Figura 3. Tercer escenario de análisis del AMC (Área Metropolitana de Concepción). Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

El análisis se dividió en tres escenarios: (i) comparación temporal entre 1998 y 2008 para la escala del AMC (regional; Fig. 1), (ii) comparación entre aglomeraciones urbanas, usando los datos de coberturas y usos del suelo del año 2008 (Fig. 2) y (iii) comparación entre subunidades al interior de la aglomeración urbana que concentra más población, los usando datos de 2008 (Fig. 3).

Métricas de paisaje

Para analizar la fragmentación, pérdida de hábitat y conectividad mediante indicadores se calcularon 14 métricas del paisaje usando FRAGSTATS 4.2.

Las métricas calculadas fueron: (1) área total (TA [ha]); (2) número de parches (NP); (3) índice del parche más grande (LPI [%]), donde 100 % significa que el parche más grande cubre todo el paisaje); (4) índice de forma (SHAPE_MN), donde 1 significa que la regularidad de los parches es máxima, asimilándose a un círculo y se incrementa cuando la complejidad aumenta); (5) área promedio de los parches (AREA_MN [ha]); (6) área núcleo total (TCA [ha]); (7) área núcleo promedio (CORE_MN [ha]), donde TCA y CORE_MN son una fracción de AREA_MN luego de restar una profundidad de borde, en este caso de 100 m; (8) porcentaje de adyacencias similares (PLADJ [%], [%]), donde 0 indica que el tipo de parche (o cobertura del suelo) analizado está máximamente desglosada (no hay adyacencias) y 100 indica que el paisaje se compone de un solo parche y todas las adyacencias son entre el mismo tipo de parche; (9) índice de agregación (AI [%]), donde 0 indica que la agregación es nula y 100 significa que el tipo de parche (cobertura del suelo) está máximamente agregada en un solo parche compacto; (10) el índice de cohesión de los parches (COHESION), el que se aproxima a 0 si la proporción del paisaje del tipo de parche analizado disminuye y se divide cada vez más, estando menos físicamente conectado, usándose una distancia de entrada igual a 100 m; y (11) el índice de fragmentación (IF) que es igual al área total del paisaje, dividido por el área total de cada tipo de parche (cobertura del suelo).

Índice de conectividad ecológica

Se utilizó el índice de conectividad ecológica (ecuación [1]) definido por Rojas et al. (2013) con modificaciones a la valoración de la matriz de conectividad. Este índice se formula a partir de una función de costo de las distancias entre las coberturas del suelo de los años 1998 y 2008. Respectivamente estos representan los escenarios de paisaje en el tiempo 1 y el tiempo 2.

[1]

El índice mide el costo de desplazamiento de cuatro coberturas naturales de suelo del AMC (n) por una matriz de fricción o impedancias para cada una, las coberturas se seleccionan por ser las representativas de la vegetación en el paisaje, requiriendo mantener y/o mejorar su conectividad. Las coberturas son: bosque nativo, matorrales, pradera y humedal. Se utiliza el método Cost Distance (CD) para medir la distancia o distancia ponderada más corta en una superficie ráster, es decir desde cada celda. La operación está disponible en la extensión Spatial Analyst de ArcGIS y se construye a partir de dos matrices: una de afinidad y otra de impedancia.

La matriz de afinidad corresponde a la proporción de especies de un hábitat que pueden vivir en el otro o similitudes que puede presentar dicho hábitat. En específico la afinidad tomará valores de nula afinidad (0,001) baja (0,01 a 0,1) regular (0,25 a 0,5) y alta (1) utilizando para ellos el catastro de especies del AMC de Rojas y Sepúlveda (2013).

A partir de la matriz de afinidad se obtuvo la matriz de impedancia o resistencia del hábitat a los movimientos de los organismos por el paisaje, esta se representa como el inverso de la afinidad (Pino y Marull, 2012), es decir 1 dividido por la afinidad, por tanto los valores de impedancia serán: 1, 2, 4, 10, 100 y 1000.

Finalmente el índice de conectividad ecológica se obtiene a partir de la suma costos de la función Cost Distance de cada cobertura. La función Cost Distance ponderará las distancias físicas por la impedancia o resistencia que ofrece cada cobertura de suelo o hábitat, debido a que todos los ecosistemas en el paisaje están interrelacionados por movimientos entre sí, la variable que los representa es la distancia y esta interacción es más estrecha entre los ecosistemas del mismo tipo.

Entonces, en la construcción de este mapa, suponen una mayor fricción las coberturas que impiden el desplazamiento de las cuatro especies estudiadas, es decir, son las que actúan como barreras que limitan el movimiento. Una vez introducidas ambas matrices en la función Cost Distance, se obtuvo un mapa continuo de distancias o coste acumulado que representan la facilidad o dificultad para los organismos de moverse entre ecosistemas iguales pasando por ecosistemas diferentes (Fig. 4). Posteriormente estos valores de costo se reclasificaron en cinco clases cualitativas de cambios en conectividad ecológica, desde "Muy Progresivo" a "Muy Regresivo" por el clasificador natural break (Fig. 5).

Figura 4a. Conectividad ecológica del AMC (Área Metropolitana de Concepción) para 1998. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

Figura 4b. Conectividad ecológica del AMC (Área Metropolitana de Concepción) para 2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

Figura 5. Cambios de conectividad ecológica en el AMC (Área Metropolitana de Concepción) 1998-2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

Resultados de métricas de paisaje

Cambios a nivel del área metropolitana

A nivel de paisaje, se puede evidenciar una mayor fragmentación en el año 2008. NP se duplica, disminuye AREA_MN a la mitad (Tabla II). AI reafirma que en el año 2008 los parches están ligeramente más desagregados (98,6 en 1998 y 98,0 en 2008), asimismo PLADJ evidencia una disminución de 98,6 % a 97,9 %. Tanto TCA como CORE_MN disminuyen evidenciando una reducción de hábitat efectivos (Tabla II). No se observan cambios relevantes en la métrica de conectividad (COHESION).

Tabla II. Métricas a nivel de paisaje y de clases del paisaje del AMC en los años 1998 y 2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

A nivel de clases, todas las clases aumentan su NP notablemente y disminuyen el área promedio de sus parches (Tabla II). En los ecosistemas urbanos PLAND aumenta considerablemente desde 4,4 a 5,5 % siguiéndole en magnitud las plantaciones forestales, aumentando de 54,5 a 58. Si bien algunas métricas de bosque nativo y humedales (CA y PLAND) parecen sugerir un aumento en la superficie de bosques, las métricas TCA y CORE_MN informan acerca de pérdidas de hábitat efectivo (Tabla II). Esta variación puede estar asociada al avance de las plantaciones forestales y suelos urbanos y al aumento del TCA y CORE_MN de estos últimos. COHESION disminuye en el bosque nativo, aunque otras métricas muestran que la dinámica es más compleja, al aumentar PROX_MN y CONNECT. En humedales la situación es similar, salvo que CONNECT disminuye (Tabla II).

Cambios a nivel de las aglomeraciones urbanas menores

A nivel de paisaje, la aglomeración urbana de "Hualpén - Talcahuano - Concepción - Chiguayante" es la que presenta la forma más fragmentada. Presenta un área promedio (AREA_MN) menor a las demás y tiene el mayor NP (Fig. 2; Tabla III). Otra aglomeración en similares condiciones es "Tomé - Penco". "Lota" muestra una gran área promedio y un menor NP. La conectividad física es similar en todas las aglomeraciones, al menos en términos de COHESION (Tabla III).

Tabla III. Métricas a nivel de paisaje y de clases del paisaje de las aglomeraciones urbanas menores en el año 2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

A nivel de clases, las plantaciones forestales son dominantes en superficie (PLAND > 50 %), salvo para el "Hualpén - Talcahuano - Concepción - Chiguayante". "Lota" destaca por tener el menor NP (11) y la mayor área promedio de sus parches (710,54 [Ha]), de bordes irregulares (SHAPE_MN = 2,51) y menos fragmentado (IF = 1,31; Tabla III). Los ecosistemas urbanos más fragmentados están en "Tomé - Penco", siendo la segunda área urbana con mayor cantidad de parches (NP igual a 18), pero menor área promedio y una mayor fragmentación (IF = 18,45), posiblemente causado por el desarrollo de plantaciones forestales. La mayor superficie urbanizada está en "San Pedro de la Paz - Coronel", con el mayor AREA_MN (Tabla III). La mayor fragmentación de bosque nativo se observa en "Tomé - Penco", siendo la segunda en cantidad de parches y teniendo el menor AREA_MN evidenciando fragmentación (IF = 13,43), probablemente también impactado por las plantaciones forestales. "Hualpén - Talcahuano - Concepción - Chiguayante" tiene el altos NP y AREA_MN de bosques nativos, explicados por la presencia de la Reserva Nacional Nonguén, colaborando un bajo IF. En relación con los humedales en esta área urbana, un fenómeno complejo de fragmentación puede ser descrito: alto NP pero alta AREA_MN, y un IF menor al de las otras AU. No obstante, el valor de IF es alto (29,4) e indica que las otras áreas urbanas están aún más fragmentadas (Tabla III). La mayoría de los humedales se insertan en el ecosistema urbano y muchos de ellos relacionados directamente con la red vial de algunas comunas, como es el caso de Talcahuano y Concepción, en donde han sido sometidos a convivir con grandes barreras (ej. autopistas o carreteras) que dificultan que estos parches se mantengan unidos entre ellos. La mayor conectividad de bosques nativos está en "Lota" de acuerdo con las métricas CONNECT, COHESION y PROX_MN (Tabla III).

Cambios en la aglomeración urbana con mayor cantidad de población del AMC

En términos generales, las tres subunidades de la aglomeración urbana "Hualpén - Talcahuano - Concepción - Chiguayante" no son muy diferentes (Tabla IV, Fig. 3).

Tabla IV. Métricas a nivel del paisaje y de clases del paisaje de las subunidades de la aglomeración urbana más relevante en el año 2008. Fuente: elaborado por Rojas, de la Barrera, Aranguíz, Munizaga y Pino.

La subunidad norte tiene la mayor fragmentación de bosque nativo (mayor NP uno de los menores valores AREA_MN, aunque el IF es bajo 4,60, lo que podría indicar que solo tiene a las plantaciones como barreras (Tabla IV). En tanto la subunidad norte muestra métricas que indican una mejor conectividad (COHESION y CONNECT), así como valores más elevados de PROX_MN. Esta mejor conectividad puede explicarse por la mayor CA en relación con las otras subunidades.

Índice de conectividad ecológica

Los mapas de conectividad ecológica representados en la figura 4 muestran los valores de distancia acumulada en los años 1998 y 2008 (Cost Distances). En primer lugar en 1998, se visualiza una mayor conectividad o distancias más cortas en las áreas de color verde oscuro o en las zonas vegetadas del AMC, siendo más intenso en zonas con presencia de bosque nativo. Situación opuesta se visualiza en las zonas amarillas a rojas, donde la distancia es más alta tendiendo a aumentar, llegando a su máximo de valores en las áreas más urbanizadas de Concepción, San Pedro y Talcahuano y Chiguayante. En general, los valores bajos de conectividad afectan las coberturas de matorral y bosque nativo en las áreas circundantes, en particular en San Pedro en las zonas rojas, amarillas y verdes claras, donde los valores de conectividad son regulares y bajos, siendo las distancias regulares y altas donde se superponen a los ecosistemas de tipo humedal, cuerpos de agua y matorral (Fig. 4).

En el mapa correspondiente a la conectividad ecológica del año 2008, igualmente en la figura 4, nuevamente se perciben en color verde más oscuro, las zonas mejor conectadas que corresponden a bosque nativo, plantaciones forestales y matorrales. Por el contrario, en las comunas de Talcahuano, Hualpén, San Pedro y Concepción se intensifica la baja conectividad, aumentando las zonas rojas sobre ecosistemas de matorral y en los bordes de los humedales urbanos, además, aparecen nuevas zonas que presentan baja conectividad en matorrales, como es el caso de las comunas de Tomé y Penco. Las zonas de regular conectividad son inmediatas y bordean las áreas urbanas.

La variación espacio-temporal, es decir los cambios en la conectividad se muestra en la figura 5, la cual representa la resta entre ambos mapas. La diferencia entre los años 1998 y 2008, se reclasifica en una escala de 5 valores de cambios, entonces se observa que una mayor parte del territorio cuenta con un área Estable (amarillo) en conectividad, principalmente en el sur del AMC, en las comunas de Lota, Hualqui y Santa Juana (152.802,78 ha); seguido por cambios Regresivos (110.461,88 ha) de pérdida de conectividad, especialmente en las zonas adyacentes a las plantaciones forestales y zona urbanas, subiendo a Muy Regresiva (2.757,21 ha) en las áreas rojas o espacios urbanizados en el periodo y centros de las ciudades consolidadas, siendo más representativos en la conurbación Concepción, Talcahuano. Hualpén y San Pedro de la Paz. Existen variaciones de Progresiva (15.095,42 ha) y Muy Progresiva (252,09 ha), es decir, donde la conectividad aumenta, principalmente en las comunas de Lota, Coronel y Chiguayante por el efecto de los ecosistemas de bosque nativo y matorral; y en Hualpén por el efecto del área protegida Santuario de la Naturaleza de dicha comuna. Los humedales cuentan con una conectividad con zonas de cambio Estable a Muy Regresivo, principalmente en San Pedro de la Paz y finalmente un cambio Regresivo de pérdida de conectividad en Talcahuano.

Conclusiones

En principio se reconoce que el estudio planteado es un aportación metodológica, fácilmente actualizable y aplicable a otros contextos metropolitanos. En este sentido las métricas de paisaje y el índice de conectividad propuesto permiten discutir sobre los efectos de espacios urbanizados en paisajes fragmentados con fuerte presencia de ecosistemas de bosque nativo, matorrales, praderas y humedales, como el área metropolitana de Concepción, donde además hay suficientes pruebas de un crecimiento urbano desconectado de los espacios naturales (Smith y Romero, 2009; Pauchard et al., 2005; Rojas et al., 2013). El AMC se caracteriza por una urbanización en terrenos de baja pendiente de la costa, rellenados y en ocasiones inundables, expandiéndose a terrenos de mayor pendiente, resultando un paisaje donde conviven humedales, lagunas, plantaciones forestales y urbanización (Rojas et al., 2013).

Los cambios en la conectividad están marcados por la influencia de la distribución de la urbanización, reconocemos su afectación al ecosistema; en concreto se pierde conectividad ecológica, incluso en los espacios destinados a la conservación del bosque nativo (Nonguén, Chiguayante) y reconocidos por instrumentos de planificación urbana, esto es debido a que su planificación y conservación ha implicado un aislamiento, sin considerar el diseño de conectores o corredores ecológicos que favorezcan su conectividad.

Un segundo efecto de la urbanización es el continuo crecimiento disperso e irregular que ha permitido que se construya en sectores no adecuados como es el caso de lagunas y en las últimas décadas sobre humedales. A pesar de los múltiples beneficios como la purificación del aire, la regulación microclimática, la reducción de ruido, el drenaje de aguas lluvias, el tratamiento de aguas residuales y la oferta de espacios para la recreación (Bolund y Hunhammar, 1999) el AMC está sometido a altas intervenciones, como rellenos para construir viviendas (Smith y Romero, 2009), complejos industriales (Pauchard et al., 2005) y construcción de infraestructuras de transporte que reducen su naturalidad y afectan su biodiversidad (Rojas et al., 2015).

Otro efecto que emerge de la investigación se refiere a la expansión de las plantaciones forestales, especialmente en la fragmentación, estas se presentan como una extensa mancha, con parches de grandes dimensiones, contribuyendo a la disminución de la conectividad del bosque nativo, tal como ha sido reportado previamente por Heilmayr et al. (2016) para Chile centro-sur. Considerando el paisaje fragmentado y las pérdidas en conectividad del AMC, especialmente en las coberturas de bosque nativo y humedales, si bien en estos últimos con menor intensidad que en Buenos Aires, Argentina (Pintos y Narodowski, 2012), cobran aún más sentido las recomendaciones sugeridas por Pino et al. (2006) quienes apuntan a conservar la biodiversidad de los espacios protegidos sin caer en la fragmentación del paisaje; recomendando reconocer que las áreas protegidas no son las únicas que albergan especies de interés; desarrollar conexiones amplias que mantengan la diversidad y el funcionamiento ecológico del territorio (corredores) y por supuesto mantener la diversidad de las especies y hábitats que se concentran en el espacio urbanizado y/o metropolitano.

Los resultados sugieren abrir el debate sobre la importancia del cómo diseñar las medidas de conservación de los espacios naturales en la ciudad y sobre todo de no considerarlos como islas desconectadas en el territorio. Los resultados comprueban lo tratado en las investigaciones de conectividad Marull et al. (2007) y Pino y Marull (2012) quienes indican que claramente los espacios naturales protegidos están muy influenciados por lo que está sucediendo en su entorno, más si este está urbanizado. Por ello han sugerido que en el diseño de las políticas de protección se consideren las redes ecológicas, para las cuales planteen medidas de intervención que incluyan la identificación de los corredores ecológicos que aseguren una mejora de la conectividad entre las coberturas del paisaje, asumiendo que los espacios protegidos quedan unidos por la delimitación de áreas de conexión (Pino et al., 2006). En este sentido, lamentablemente en la planificación urbana de Chile estos elementos no están aún puntualizados. Los espacios a proteger por la planificación son solo protegidos mientras estén conservados y protegidos como áreas de protección de recursos de valor natural por el ordenamiento jurídico vigente y que en ningún caso la planificación urbana busca conservar. Finalmente un punto clave y desafío eminente para el AMC y las ciudades chilenas será desarrollar corredores ecológicos e incorporarlos en los sistemas de evaluación ambiental estratégica de los instrumentos de planificación territorial.

Agradecimientos
La investigación fue financiada y desarrollada en el marco del proyecto Efectos de la Urbanización en la conservación de la Biodiversidad de Humedales Costeros (URBANCOST)" (2015-2018). FONDECYT 1150459.
Patrocinada por el Center for Sustainable Urban Development (CEDEUS)" (2013-2017). Fondo de Financiamiento de Centros de Excelencia en Investigación, FONDAP CONICYT 15110020.
Los autores también agradecen a: FONDECYT 3150403 "Modelación de servicios ecosistémicos de parques urbanos en sectores metropolitanos" (2015-2017).

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Fecha de recepción: 5 de junio de 2017
Fecha de aceptación: 24 de agosto de 2017

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