Zonificación de alternativas de conectividad ecológica, restauración y conservación en las microcuencas Curubital, Mugroso, Chisacá y Regadera, cuenca del río Tunjuelo (Distrito Capital de Bogotá), Colombia

Zonification of alternatives for ecological connectivity, restoration and conservation of the Curubital, Mugroso, Chisacá and Regadera microdrainages of the Tunjuelo River (Capital District of Bogotá), Colombia

En la actualidad las coberturas naturales se han visto eliminadas por diferentes actividades humanas como la urbanización, deforestación, minería, establecimiento de cultivos y ganadería, entre otras, las cuales causan efectos adversos para las coberturas remanentes y representan un gran riesgo para la sobrevivencia y mantenimiento de la biodiversidad. Esta pérdida ocasiona lo que se conoce como fragmentación del paisaje, lo cual representa una pérdida en las conexiones naturales que hay entre los ecosistemas, separando y afectando el hábitat de las especies y sus poblaciones y exponiéndolas a mayor riesgo de extinción (Forman 1995, Murcia 1995).

Una de las estrategias propuestas para contrarrestar la fragmentación, es la conectividad, definida como el grado en el cual el paisaje facilita o impide movimientos entre parches de hábitat (Taylor et al. 1993, 2006) y el cual determina que tan conectado es un paisaje (Urban y Keitt 2001), pretende preservar las conexiones existentes y restaurar las que han sido eliminadas para favorecer la sobrevivencia a largo plazo de las especies (Noss y Cooperrider 1994, Bennett 2006). Las ventajas de trabajar y abordar la conectividad son varias ya que al momento de incrementar la cobertura o mantenerla, se reducen los niveles de contaminación sobre las cuencas, disminuye las consecuencias de la presencia de efecto de borde; adicionalmente mejora la prestación de bienes y servicios ambientales y contribuye a mitigar eventos estocásticos como inundaciones o incendios (Meffe y Carroll 1997, Primack 2001, Beier et al. 2008). Adicionalmente, al garantizar la conectividad se brinda mayor oportunidad para conservar procesos biológicos naturales y facilita a las especies usar otros rangos geográficos en busca de un nicho climático más adecuado (Hargrove et al. 2004, Beier et al. 2008).

La conectividad del paisaje se puede evaluar espacialmente en términos de composición y configuración del paisaje, determinada por los elementos presentes en el paisaje y como están distribuidos en el espacio respectivamente (Bennett 2006). Igualmente, la conectividad se aborda en términos funcionales, de acuerdo a las necesidades de las especies como tal que van a usar la estructura física del paisaje; este componente es más complejo de abordar ya que está pensado en un organismo en particular y varía según las condiciones locales en cada región donde se vaya a trabajar (Bennett 2006, Taylor et al. 2006). La conectividad en el paisaje puede ser implementada por medio de diferentes elementos del paisaje dependiendo del objetivo de conservación, buscando que un organismo pueda dispersarse, colonizar o migrar (Noss y Cooperrider 1994, Sieving et al. 2000, Bennett 2006).

La conectividad puede ser abordada de diferentes formas, en muchos casos pensando en acciones de restauración – rehabilitación – recuperación (Isaacs y Ariza 2015) que mejoren las condiciones del paisaje, lo que puede incluir la reconversión de sistemas productivos o la disminución de las presiones que presentes el paisaje (Sguerra et al. 2011, Vargas y Ramírez 2014). Es importante considerar que la conectividad, puede actuar como filtro hacia un hábitat hostil (Doak 1995), puede facilitar la presencia de depredadores y especies exóticas, así como el intercambio de enfermedades (Medici et al. 2007) o con individuos de otras poblaciones por efecto de borde (Noss 1991, Murcia 1995, Theobald 2006).

Los modelos de conectividad más empleados desde el ámbito espacial se basan en una grilla de resistencia, donde expresan la dificultad, el costo energético o el riesgo de mortalidad asociado al movimiento de los organismos entre parches de hábitat que conforman un paisaje a través de esa grilla (Urban y Keitt 2001, Adriaensen et al. 2003, Hargrove et al. 2004, McRae et al. 2008). Esta técnica busca espacializar las zonas menos hostiles para el movimiento de las especies, construidas a partir de la unión de diferentes variables espaciales como por ejemplo cobertura, pendiente, altura, presencia de infraestructura humana, distancia a fuentes de agua, entre otros aspectos del hábitat que son importantes para las especies, con valores que se asignan a dichas variables según faciliten o impidan la dispersión de los individuos (Bennett 2006, Theobald 2006). Una vez se cuenta con esa grilla, es posible modelar diferentes formas de conectividad, ya sea para garantizar la conservación, promover la restauración, proponer mejores estrategias de uso, entre otras (Beier et al. 2008, McRae et al. 2008).

La conectividad y preservación de las áreas protegidas en Bogotá, se ha abordado por medio del diseño de la Estructura Ecológica Distrital (EED), definida como un modelo del encadenamiento espacial de los ecosistemas naturales de una región formando un continuo que aborda por completo el área del Distrito (Remolina 2011). Esta red de espacios produce bienes y servicios ambientales para la ciudad, siendo un proyecto prioritario para la Gestión Ambiental de Bogotá (Remolina 2007). Sin embargo, actualmente la EED presenta varias de sus áreas con un alto grado de intervención, lo que afecta su conectividad y genera una modificación en la estructura y composición del paisaje especialmente hacia las zonas rurales de Usme (Isaacs y Jaimes 2015).

A pesar de ello, el paisaje ha mantenido algunos remanentes de vegetación natural hacia las zonas de Cerros Orientales, Usme y Sumapaz, que debido a sus atributos de tamaño y forma, mantienen los flujos ecológicos y sus servicios ecosistémicos, ejerciendo una importante función conectora entre fragmentos (Remolina 2007, Correa 2008, Phillips y Navarrete 2009, Sguerra et al. 2011, Isaacs y Jaimes 2015). Este es el caso de las microcuencas Curubital, Mugroso, Chisacá y Regadera del Distrito Capital de Bogotá, las cuales presentan varios elementos de la EED, pero la conectividad no es continua con relación a las demás áreas protegidas como los bosques de los Cerros Orientales y a áreas de importancia nacional como el Parque Nacional Natural Sumapaz. Asimismo, es lugar de nacimiento de varios acueductos y ríos importantes, presenta invasión por retamo espinoso, plantaciones de pino y eucalipto y corresponde a una transición entre los bosques y el páramo, perteneciendo al complejo de páramos Cruz Verde - Sumapaz (Morales et al. 2007) y del corredor de conservación Sumapaz – Chingaza - Guerrero. Estos atributos hacen la zona interesante para iniciar actividades de restauración, rehabilitación, recuperación y preservación, tema sobre el cual existen pocos trabajos desarrollados desde el análisis espacial para el Distrito y que son necesarios para definir las acciones específicas a tomar.

En el presente trabajo se buscó realizar una zonificación de áreas para la conectividad ecológica desde un análisis físico, biótico y social en las microcuencas nombradas, como insumo para definir áreas de restauración y preservación y que complementen las estrategias de conservación planteadas para esta zona.

Área de estudio

La zona de estudio se encuentra ubicada en las microcuencas Curubital, Mugroso, Chisacá y Regadera, en la localidad de Usme, aunque toma algunas partes de la localidad de Sumapaz y Ciudad Bolívar al sur del Distrito Capital de Bogotá, Colombia (Figura 1). Las cuatro microcuencas se ubican sobre la cordillera Oriental y hacen parte de la gran cuenca del río Tunjuelo cubriendo un área de 11160 ha a una altura entre los 3.000 y 3.900 m s.n.m. (Isaacs 2011). De acuerdo al mapa de coberturas (Isaacs y Jaimes 2015), la zona está dominada por páramos y mosaicos de pastos y cultivos, en donde la frontera agrícola poco a poco ingresa a los páramos y solo mantiene algunos corredores riparios de matorrales transicionales, lo que ha venido amenazando la conservación de la zona (Isaacs 2011).

Figura 1.

Cobertura de la tierra para las microcuencas Curubital, Mugroso, Chisacá y Regadera del Distrito Capital a escala 1:25.000 y su ubicación relativa. Elaboración propia, fuentes: cartografía SDA (2011), Igac (2014).

Metodología

Con base en la cartografía existente, salidas de verificación en campo y diferentes reuniones realizadas con expertos, se definieron tres criterios identificados como importantes en la selección de áreas para la zonificación espacial de la zona. Estos tres criterios se denominaron: 1) biótico, 2) socioeconómico y 3) físico, para construir un modelo de resistencia que sirviera de base para modelar conectividad. En estos términos, se tomó la conectividad como aquellas zonas que facilitan el movimiento de las especies y le dan continuidad al paisaje, con base en una grilla de resistencia y que conectan dos parches de hábitat los cuales se definieron con base en dos áreas protegidas que presentan la categoría de protección más alta en la EED (Adriaensen et al. 2003, Beier et al. 2008, McRae et al. 2008).

De acuerdo a la cartografía disponible para la zona, cada tipo de mapa fue asignado a uno de los criterios y se le definieron unas variables con base en los atributos que presentaba cada archivo. A cada uno de los atributos se le asignó un valor en su categorización si son más resistentes o no de acuerdo a un organismo en particular. En este caso, esto se hizo con el fin de que el modelo considerara aspectos funcionales para un usuario específico, en el que esos valores se ajustaban a los requerimientos de hábitat y necesidades de conservación del zorro común (Cerdocyon thous) que habita en la región y que fue evaluado según información secundaria de los registros de presencia para la zona reportados en bases de datos (ver Isaacs 2011). En este caso se consultó su rango de hogar y requerimientos de hábitat en la base de datos del Instituto de Ciencias de la Universidad Nacional (ICN), en la página de la UICN y en el libro de Mamíferos del Neotrópico de Emmons (1990). De la página del ICN, se descargaron los archivos de coordenadas para las especies, para conocer qué zonas son las que frecuenta y las que evita la especie.

Criterio físico

De acuerdo a lo anterior, para el criterio físico (Figura 2), se emplearon las capas de vías, ríos y cobertura. En primer lugar, las vías se encuentran categorizadas en tres niveles de acuerdo al tráfico y amplitud, a cada vía se le calculó un buffer de 100 m de incidencia y se le otorgó un valor, siendo más bajo para las de primer orden que son las más concurridas y por tanto más resistentes y hostiles para las especies. La justificación de los valores asignados se observan en la tabla 1. En segundo lugar, se incluyó la distancia a los ríos, a través de un buffer de 30 m y 100 m de ronda de protección de acuerdo a su magnitud (si son de primer, segundo o tercer orden), según lo propuesto por el decreto Decreto 2811 de 1974. Estos están subdivididos considerando que los ríos de primer orden tienen valores más altos de prioridad de conservación y seguido a estos se incluyeron las quebradas y cuerpos de agua. Por último, para este criterio se incluyó la capa de cobertura de la tierra, usando una clasificación manual de una imagen Ultracam (Igac 2010, escala 1:25.000). Para esta capa se asignaron mayores valores para las coberturas naturales y menor valor para las áreas intervenidas (Tabla 1).

Figura 2.

Metodología para el desarrollo de la evaluación y propuesta de conectividad.

Tabla 1.

Matriz de pesos construida para los diferentes criterios y variables a considerar para el modelo de conectividad propuesto. Los valores altos corresponden a zonas con menor resistencia y más viables para la conectividad.

Cont. Tabla 1.

Para el segundo criterio (socioeconómico), se usaron las áreas abastecedoras del recurso hídrico, tipo de uso del suelo potencial, capas de la EED y tamaño de predios. Se incluyeron las áreas abastecedoras de acueductos como zonas de protección del recurso hídrico y abastecimiento para los pobladores, lo cual es una razón de peso para las comunidades locales (Tabla 1). El tipo de uso del suelo es una propuesta que define cual es el uso más apropiado de una zona de acuerdo a sus características de suelo, relieve, vulnerabilidad y amenaza. Según esto, se clasifica en áreas donde el uso puede ser urbano y agrícola (el que mayor resistencia presenta), o el uso no es permitido y el área debe ser conservada (la resistencia es menor).

Criterio socioeconómico

En este caso a pesar de tener un uso propuesto, no descarta que se deban realizar acciones de restauración. Para la EED presenta unas categorías de preservación y restauración previamente esta-blecidas, en las que varía el grado de conservación o uso permitido. Especialmente el PNN Sumapáz y las Reservas Forestales Protectoras son las tierras donde hay mayor garantía de conservación a largo plazo debido a su categoría de protección, por eso recibieron los mayores valores. A las que presentan mayor flexibilidad en el uso permitido se les asignó menor valor ya que presentan menor estado de conservación a largo plazo. Finalmente, los tamaños de predio se tomaron para conocer la situación de la tenencia de la tierra en la zona y determinar las viabilidades sociales de la implantación ya sea de actividades de restauración o de conservación (Theobald 2006).

Criterio biótico

Finalmente, para el tercer criterio biótico, se incluyeron patrones florísticos y de la diversidad de las comunidades vegetales caracterizadas en estas microcuencas, en zonas donde se presenta la menor intervención posible según lo observado en los mapas de cobertura. Esto se incluyó con el fin de considerar aspectos bióticos para la conectividad adicionales a los reportes del zorro común, con base en esas zonas donde hay mayores condiciones de conservación para las especies y son más viables en términos también de hábitat. Adicionalmente, son zonas que presentan mayor valor por su riqueza, abundancia, diversidad, estructura y amenaza, como zonas de referencia y fuente para acciones de restauración (Trujillo 2012).

De acuerdo a esto, se contó con un total de 41 levantamientos realizados, para 15 comunidades vegetales en coberturas de bosques, bosques riparios, matorrales y páramos distribuidos en la zona de estudio. Con base en los levantamientos, se consideraron dos grandes atributos, uno relacionado con la diversidad que incluyó el índice de diversidad de Shannon, Índice de riqueza de Margalef, Diversidad Beta y Diversidad alfa y otro relacionado con los patrones florísticos que se establece para cada especie dentro de cada comunidad, incluyendo el Índice de Valor de Importancia - IVI, Índice de Predominio Fisionómico - IPF, Estado de amenaza y grado de exclusividad (Tabla 2).

Tabla 2.

Criterios planteados para la evaluación de las comunidades vegetales para el criterio biótico.

Cada criterio presentó una categoría de mayor a menor valor, a la cual se le asignó un valor de uno a cinco (Tabla 3). Con ello se construyó una matriz de valores acumulados por comunidad levantada, donde la ubicación de cada comunidad se asoció a un parche dentro del mapa de coberturas. Cabe aclarar que para el valor de los patrones florísticos, se suman los valores presentados por cada una de las especies presentes en cada comunidad.

Asimismo, estas coberturas naturales fueron reclasificadas por tamaños (Tabla 4), con el fin de priorizar aquellas zonas que tienen mayor potencial de conservación por su extensión y aquellas menos viables por su reducido tamaño. Esta variable de tamaño se ha reportado como una de las más importantes dentro de la evaluación de patrones del paisaje, por su relación con la mayor disponibilidad de hábitat para las especies, mayor funciones de la biodiversidad, reducción de endogamia, incidencia de efecto de borde, etc. (Goulart da Silva et al. 2015).

Tabla 3.

Categorización de los valores asignados a cada uno de los criterios para el criterio biótico.

Tabla 4.

Categorización de los tamaños de parche y su valor asignado para el criterio biótico.

Modelamiento de conectividad

Posteriormente a la definición de los criterios y los valores de las variables de cada uno de los modelos, se obtuvieron los mapas de resistencia para cada criterio (físico, socioeconómico y biótico), el cual es el insumo para definir zonas de conectividad y áreas para restauración. Este muestra esas zonas en mejor estado de conservación y menor resistencia para las especies, que de acuerdo a los mapas obtenidos, corresponden a los mayores valores. Finalmente, se obtuvo un modelo que reúne la información de los tres criterios, en donde se identifican las áreas más viables que son útiles para plantear estrategias de conectividad y conservación, las más intervenidas y con mayor resistencia en donde se deberían plantear acciones de restauración según las condiciones de cada lugar. Esto se realizó mediante operaciones de algebra booleana de mapas para cada criterio usando ArcGIS 10.3. Por último, este modelo fue usado como insumo para modelar la conectividad mediante el uso del programa Circuitscape 4.0 (McRae et al. 2008). En este caso, se debe asignar dos zonas núcleo a conectar, las cuales por un lado debe tener mejor estado de conservación, deben ser áreas protegidas declaradas y su categoría de protección no debe ser amenazada a futuro y siendo lo más rigurosa posible. De acuerdo a esto, se tomó como núcleos dos áreas ubicadas en los extremos de las microcuencas como el Corredor de conservación, Aguadita – La Regadera y el Parque Nacional Natural Sumapaz.

Modelo físico

Como resultado de la modelación para el primer criterio, se encuentran en rojo las áreas que representan un hábitat más hostil para las especies. En este caso las zonas menos favorables son aquellas pertenecientes a cultivos y pastos en las que se busca evitar vías y favorecer la conservación de los drenajes. En verde, se encuentran las zonas de coberturas naturales de páramos y matorrales y se destacan las zonas de drenajes especialmente, también se pueden observar pequeñas zonas intervenidas en color rojo en la vereda San Benito y al sur de la vereda La Unión (río Mugroso). Con valores intermedios en naranja y amarillo se encuentran las áreas de especies exóticas de los embalses de La Regadera y Chisacá (Figura 3).

Figura 3

Modelo resistencia generado con las capas de cobertura, distancia a ríos y vías según el primer criterio físico. Escala (1:25.000). En rojo los valores con mayor resistencia y en verde los más viables para las especies.

Modelo socioeconómico

Por su parte el segundo modelo (criterio socioeconómico) se ve altamente influenciado por el tamaño de los predios y de las áreas protegidas declaradas de la EED, las cuales son de gran tamaño y que son las que se encuentran en verde; en amarillos se encuentran las áreas de manejo especial y en naranja las áreas de usos restringidos (Figura 4). Las demás divisiones al interior responden a los usos del suelo permitidos.

Figura 4.

Segundo modelo de resistencia generado con las capas de EED, tamaño de predios, uso del suelo y áreas abastecedoras del recurso hídrico para el criterio socioeconómico. Escala 1:25.000. En rojo los valores con mayor resistencia y en verde los más viables para las especies.

Modelo biótico

Para el tercer modelo, de la cuantificación asignada con base en los datos de campo, se observa una zona de alta conservación al sur de la vereda los Arrayanes, una zona intermedia en amarillo y una naranja entre las veredas Los Arrayanes, Arrayán, Curubital y San Benito (Figura 5). En estas zonas los mayores valores se presentaron en los matorrales riparios donde se presentan comunidades dominadas por Bucquetia glutinosa – Gaultheria anastomosans – Diplostephium rosmarinifolium – Macleania rupestris – Befaria resinosa, Espeletia grandiflora – Arcytophyllum nitidum –Vaccinium floribundum – Weinmannia tomentosa - Ilex kunthiana – Valea stipularis. Estas zonas coinciden con áreas de mayor diversidad y abundancia, así como valores altos de IVI e IPF. Por su parte, en rojo se observan aquellas zonas intervenidas, o donde las comunidades presentan valores bajos según los patrones florísticos y la diversidad.

Figura 5.

Tercer modelo de resistencia integrando los levantamientos de las comunidades vegetales. Escala 1:25.000. En rojo los valores con mayor resistencia y en verde los más viables para las especies.

De igual manera, los matorrales altos se destaca la comunidad dominada por I. kunthiana, M. ligustrina, M. rupestris, aunque se establecieron comunidades en donde la especie dominante es W. fagaroides o W. tomentosa con menor importancia. Estas últimas especies consideradas importantes para el mantenimiento de las coberturas de bosque, presentan un reducido o ausente sotobosque, siendo unas pocas especies las que dominan. Por su parte, los matorrales riparios al sur de la microcuenca Curubital presentan comunidades dominadas por B. glutinosa – G. anastomosans - D. rosmarinifolium – M. rupestris – B. resinosa, E. grandiflora – A. nitidum –V. floribundum – W. tomentosa - I. kunthiana - V. stipularis, con el menor valor de resistencia reportada.

Como modelo resultante de los tres criterios se obtuvo un mapa de resistencia con la zonificación que presenta áreas por donde sería más viable plantear conectividad ecológica, así como las áreas más conservadas con mejores coberturas y estructura vegetales, que presentan una figura de protección más alta en la EED y un uso de la tierra restringido (Figura 6). En amarillo se encuentra las zonas que a pesar de tener cobertura natural no presentan categorías de protección de la EED y tienen un valor asignado por su importancia en términos de la vegetación. En naranja están aquellas zonas con una medida de protección más laxa y uso permitido, con presencia de pastos y cultivos. Y en rojo aquellas zonas que no presentan protección, ausencia de vegetación natural y usos permitidos (Figura 6).

Por último, el modelo de conectividad obtenido muestra las zonas con mejor estado de conexión para las microcuencas evaluadas, especialmente sobre las zonas con cobertura natural sobre las áreas de la EED. El modelo adicionalmente muestra las zonas con menor valor de conectividad con coberturas antrópicas y que muestra otras zonas diferentes a la EED (Figura 7).

Figura 6.

Modelo resultante de la combinación de los tres criterios para el área de estudio. En rojo los valores con mayor resistencia y en verde los más viables para las especies.

Figura 7.

Modelo de conectividad obtenido de los criterios empleados. En rojo se presenta la red de conectividad, la cual corresponde a los valores con mayor viabilidad para implementar y mantener estrategias de conectividad. Los valores con mayor resistencia en verde, muestran aquellas zonas en donde se deben implementar estrategias de restauración (áreas intervenidas) y manejo del paisaje (áreas de páramo y zonas sin categorías de protección).

El objetivo del presente trabajo buscó plantear modelos de conectividad que se centraran en ubicar áreas que faciliten el movimiento de las especies mediante la identificación de áreas conservadas y en aquellas que se centraran en restaurar la conectividad en zonas que presenten intervención o una figura de protección más laxa o ausente. Se buscó adicionalmente generar un modelo metodológico en la escogencia de criterios y de variables que identificaran zonas de resistencia o permeabilidad, como base para la planificación y el diseño de acciones de conservación (entendiendo conservación como el conjunto de acciones de preservación, restauración y uso sostenible).

La base de estos modelos se ha construido de acuerdo a diferentes enfoques disponibles como las grillas de menor costo (Beier et al. 2008), teoría de circuitos (McRae et al. 2008), modelos con base en movimiento (Tracey et al. 2006) entre otros, que no modelan únicamente corredores como líneas en el paisaje, sino que permiten identificar áreas con potencial de conservación y áreas con posibilidades de restauración u otros tipos de manejo del territorio que abran acciones potenciales para mejorar la conectividad (McRae et al. 2012)

Estos mapas deben ser interpretados por los tomadores de decisión a la luz de costos, beneficios y otros objetivos de manejo, sin embargo, estas herramientas son el insumo base para la planeación de las estrategias de restauración del paisaje y con una perspectiva de paisaje (Metzger y Brancalion 2013, Tambosi et al. 2014, Isaacs y Ariza 2015).

La conectividad en el Distrito ha tenido diversos planteamientos para recrear, restaurar o fortalecer las uniones entre las áreas de la Estructura Ecológica Distrital (Sguerra et al. 2011, Remolina 2011). Desde su conformación, la EED ha buscado determinar la conectividad entre las coberturas que presenta el Distrito, con una gran necesidad de abordar criterios ecológicos en términos de movimientos locales, dispersión o migración de las especies y que a su vez sea cuantificada y representada en términos de indicadores espaciales que determinen las acciones de conservación a llevar a cabo en términos de restauración ecológica, rehabilitación, recuperación y preservación (Remolina 2011, MADS 2014).

De acuerdo a esto, se abordaron tres criterios que incluyen diferentes aspectos que permiten visualizar la configuración espacial de la zona de estudio. El primero de los modelos, muestra principalmente las zonas con vegetación nativa de páramos y matorrales, aunque es posible identificar áreas intervenidas, que no favorecen la conectividad y que deben ser evitadas. Así mismo, los matorrales riparios y páramos presentan menor resistencia debido a que en esas zonas se encuentran los parches más grandes lo que incrementa su diferencia. Con valores intermedios se presentaron aquellas zonas al borde entre el páramo y los matorrales, con áreas intervenidas donde aún hay matorrales altos y bajos abiertos que hacen una transición entre las coberturas naturales y los cultivos y pastos. Hacia las zonas de plantaciones los valores de resistencia son mayores por su tamaño y composición, la cual requiere de un manejo especial por corresponder a especies exóticas con algunas invasiones de retamo espinoso. Sin embargo, estas coberturas están rodeadas de una matriz de uso antrópico, aunque actualmente mantenga remanentes de vegetación importantes para la conservación como los matorrales riparios y algunas zonas con valor intermedio de plantaciones exóticas.

Igualmente para este modelo, se observa que en la zona no se han construido vías de gran magnitud, lo que no afecta la continuidad de las coberturas pero si son elementos que se deben evitar si se plantean corredores o zonas de conservación, por las vibraciones, accesibilidad de autos y personas y riesgo de atropellamiento de la fauna (Ng et al. 2004). Adicionalmente es posible observar en este modelo, que las zonas de drenajes merecen una mayor importancia tanto para la preservación, como la restauración para un beneficio en términos de bienes y servicios ambientales, así como un insumo primordial para la conectividad de las especies (Phillips y Navarrete 2009, Remolina 2011), sin dejar de lado la importancia de manejar igualmente otras áreas que complementan la conservación de las zonas (Beier et al. 2008). Esto se ha planteado como dos de los elementos del paisaje que deben siempre abordarse dentro de los modelos de conectividad y en especial de conservación (Beier et al. 2008, Tambosi y Metzger 2014, Goulart da Silva et al. 2015).

Es importante destacar, que las zonas más hostiles cubiertas por pastos y cultivos en su momento pertenecieron a áreas transicionales de bosques altoandinos, por lo que se deben encaminar acciones de restauración y rehabilitación de este ecosistema y centrarse en reconectar las áreas naturales hacia los páramos, para garantizar la integridad de la zona. Igualmente, es preocupante el avance que están presentando los cultivos de papa hacia los páramos, con la recurrente incidencia de quemas para su cultivo y la escasa presencia de vegetación en las rondas de los cuerpos de agua (Isaacs y Jaimes 2015).

El segundo modelo, dado que dio mayor peso a la EED, muestra menor resistencia, seguida de otras zonas de matorrales y páramos en naranja que tienen también una propuesta de uso del suelo más restrictivo. Este modelo mostraría áreas que podrían servir como zonas de amortiguamiento de la EED, en donde se pueden dar actividades productivas como sistemas silvopastoriles y agroforestales, que irían enriqueciendo el paisaje intentando devolver su funcionalidad y proveer actividades productivas a los pobladores (Funambiente 2009, Lozano 2014). De acuerdo a lo propuesto en la red de la EED, se debe considerar la categoría de protección que propone, así como el tipo de uso propuesto en las áreas circundantes, lo cual facilitaría la dirección en la que se deben encaminar las acciones de restauración.

Estas cuencas son áreas estratégicas para realizar acciones de restauración, ya que no existe un área dentro de la EED que este conservando coberturas de bosque y que este aportando a la representatividad de las mismas, todas dentro de su figura conservan páramos y subpáramos y únicamente el corredor de conservación del río Curubital estaría ocupando áreas más bajas en donde originalmente se encontraban bosques altoandinos (Sguerra et al. 2011, Isaacs y Jaimes 2015). La importancia de restaurar los bosques se debe a que no hay una continuidad entre los Cerros Orientales y las zonas de Sumapaz, por lo que esta fragmentación está afectando la continuidad de las coberturas naturales y la dispersión de los organismos que aún se presentan en el Distrito. Asimismo, el área de estudio hace parte del corredor de conservación Sumapaz, Chingaza, Guerrero, el cual propone el área como zona de conservación que complementa a su vez la Estructura Ecológica de la ciudad-región (Remolina 2011, Sguerra et al. 2011).

Para el tercer modelo, se destacan en cada comunidad aquellas que presentaron una mayor estructuración y complejidad, no siendo siempre las que presentaban las especies más representativas o los individuos más desarrollados, pero si son zonas con menor resistencia que actuarían como núcleos o sitios de paso de la conectividad (Tambosi y Metzger 2013, Tambosi et al. 2014).

Este mayor peso a aquellas comunidades con diversidad alta es de gran relevancia para una estrategia de restauración ecológica y preservación ya que se traduce en mayor disponibilidad de hábitat para las especies, en términos de cobertura y alimento. Igualmente, estas zonas podrían ser fuentes de semillas y plántulas para la restauración de las áreas circundantes, en donde se busca ir incrementando el tamaño de los parches progresivamente y de las pocas zonas riparias que se encuentran al norte de Los Arrayanes (Goulart da Silva et al. 2015). Estas zonas al presentar mejor estado de conservación de acuerdo a la composición de las comunidades, permitirían acciones de restauración de la vegetación nativa y estaría constituyéndose como una zona de restauración de bosque natural que complementa esa figura del corredor de restauración del río Curubital.

Como es de esperar, puede existir un sesgo debido a la cantidad de levantamientos de vegetación realizados y la extensión de cada cobertura, sin embargo, estas zonas corresponden a los parches más conservados y que contienen muestras importantes de la composición original de la zona. Como en el modelo se incluyeron tamaños de parches, adicionalmente se da peso a aquellos que más contribuyen a la conservación y que igualmente representan un gran aporte para la restauración.

La unión de los tres modelos, está construida con los tres criterios que se comportan como una grilla de resistencia y que muestra las zonas más conservadas para plantear conectividad (McRae et al. 2008). Se destaca el valor que es asignado a la EED; el parche de permeabilidad alta ubicado en la vereda Los Arrayanes que ocupa matorrales riparios y matorrales altos, es de gran importancia para fortalecer la EED, ya que es adyacente al corredor de restauración Curubital y no hace parte en su totalidad de esas áreas de conservación. En todos los modelos presenta un valor de permeabilidad alto no solo por su valor en términos de comunidades, sino en cuanto a cobertura, tamaño de parche y uso permitido. Esta zona podría complementar el Área del Santuario Distrital de Pantanos Colgantes, añadiendo representatividad de las coberturas de matorrales altos densos y riparios, ya que hasta el momento solo contiene coberturas de páramo (ver figura 6).

Para las demás áreas, el mapa final aporta insumos que orientan la decisión de áreas de conservación y restauración como se nombró anteriormente, así como aquellas por donde es más viable plantear conectividad, entendido como el conjunto de acciones tanto de restauración como de manejo en el caso de áreas que están preservadas. Las decisiones deben ser tomadas con información más detallada, obtenida en campo, que valide la propuesta presentada y que permita definir el tipo de restauración a llevar a cabo o la propuesta de áreas de preservación (Aguilar-Garavito e Isaacs 2014).

La escogencia de la EED, buscaba centrar la zonificación en las áreas protegidas consideradas como fuente y conservación de las especies, las cuales deben contar con un manejo adecuado que garantice a largo plazo su conservación ya que no tendrá ningún sentido conectar zonas que no proveerán los recursos necesarios para supervivencia de las especies (Gurrutxaga 2004, Hodgson et al. 2011).

Es importante destacar que el presente análisis se realizó únicamente para las zonas del Distrito, como respuesta a las necesidades de gestión en términos de división política, a pesar de considerar límites de microcuencas. Sin embargo, la conectividad y las zonas de resistencia se deben mirar desde un marco geográfico más amplio que responda de mejor forma a un modelo netamente biótico y no limitado por variables antrópicas, a pesar que la valoración de los criterios siempre fue pensado en términos funcionales de la fauna, en este caso requerimientos de hábitat de los mamíferos y características de la flora (Fandiño y Wyngaarden 2003, Magioli et al. 2015). Esto busca propiciar espacios que faciliten la toma de decisiones coordinadas entre las autoridades ambientales que cuentan con áreas protegidas colindantes o que comparten las mismas dificultades u oportunidades de manejo, de forma que se logre mayor coherencia y efectividad en la gestión (Sguerra et al. 2011).

El rápido cambio y la severidad de las amenazas a la biodiversidad son tan fuertes especialmente en zonas como el Distrito Capital, que es urgente la necesidad de desarrollar lineamientos con base en criterios técnicos hacia la construcción de medidas efectivas para garantizar a largo plazo la protección de la biodiversidad. Aspectos como las ubicaciones más probables y las zonas en donde es más viable proponer acciones de conectividad, el tipo de especies que beneficiará y la forma de monitorear estos procesos, son los tipos de preguntas que deben buscar orientar estos modelos (Gurrutxaga 2004, Theobald 2006).

El presente escrito se presenta como un modelo que permite visualizar una zonificación de las tres microcuencas evaluadas con el fin de priorizar áreas de conservación, restauración y aquellas que facilitan la conectividad entre las coberturas presentes en el diseño, planeación y monitoreo. El uso de diferentes criterios permite tener un panorama más amplio a la hora de tomar decisiones y en especial en el diseño de su implementación. Adicionalmente, el presente análisis es un insumo que complementa los diseños propuestos de áreas protegidas con base en la configuración y composición del paisaje en donde es posible identificar diferentes escenarios de conectividad modelados.

Citación del artículo: Isaac-Cubides, P. J., L. N. Trujillo y V. Jaimes. 2017. Zonificación de alternativas de conectividad ecológica, restauración y conservación en las microcuencas Curubital, Mugroso, Chisacá y Regadera, cuenca del río Tunjuelo (Distrito Capital de Bogotá), Colombia. Biota Colombiana 18 (Suplemento 1): 70-88. DOI: 10.21068/c2017.v18s01a04

Los autores queremos agradecer la colaboración del equipo del Jardín Botánico de Bogotá, a las personas que apoyaron los levantamientos en campo y al equipo de la Subdirección Científica quien nos brindó sus comentarios y sugerencias en la mejora del trabajo y sus análisis.