UNIVERSIDAD POLITÉCNICA DE MADRID

ESCUELA TÉCNICA SUPERIOR DE INGENIEROS DE MONTES

EVALUACIÓN DEL RUIDO AMBIENTAL EN ESPACIOS

NATURALES PROTEGIDOS: IMPLICACIONES PARA SU GESTIÓN

TESIS DOCTORAL

CARLOS IGLESIAS MERCHÁN

Ingeniero de Montes y Licenciado en Ciencias Ambientales

2014

INVESTIGACIÓN FORESTAL AVANZADA

ESCUELA TÉCNICA SUPERIOR DE INGENIEROS DE MONTES

EVALUACIÓN DEL RUIDO AMBIENTAL EN ESPACIOS

NATURALES PROTEGIDOS: IMPLICACIONES PARA SU GESTIÓN

CARLOS IGLESIAS MERCHÁN

Ingeniero de Montes y Licenciado en Ciencias Ambientales

DIRECTOR:

LUIS DÍAZ BALTEIRO

Dr. Ingeniero de Montes

Abril 2014

I

III

A mis padres, a mi familia.

V

AGRADECIMIENTOS

En primer lugar a Luis Díaz-Balteiro, por su ayuda y dirección pero, sobre todo,

por su compromiso, implicación y dedicación inconmensurables. También han puesto

su empeño personal en mejorar distintas partes de la investigación Mario Soliño, Isabel

Barja, Gema Escribano-Ávila y Carlos Lara-Romero.

Agradezco a Germán Glaría, M. Cruz Mateo, Juan Martínez y a Miguel Pérez-

Galdós su contribución desinteresada (cada uno desde sus respectivas

responsabilidades) para que las personas puedan desarrollar distintas facetas en la vida

con total libertad y confianza, aunque les dé por la formación continua o hacer una Tesis

Doctoral. A todo el personal y compañeros de la EUIT Forestal y de la ETSI de Montes.

A Juan Vielva (Director del Parque Natural de Peñalara y ahora del Centro de

Investigación del Parque Nacional de la Sierra de Guadarrama), segunda persona

determinante para que esta investigación doctoral se haya podido llevar a cabo. Además

un agradecimiento especial a Javier de la Puente (SEO/Birdlife) y Fernando Horcajada

por compartir sus datos de buitre negro y corzo respectivamente, a Ana Díaz-Guerra por

coordinar y custodiar la encuestas de Cotos, a Luis Navalón por atender tantos correos e

interrupciones. A todo el personal del antiguo Parque Natural de Peñalara por su ayuda

y colaboración en diferentes tareas, en particular en la realización de las encuestas a los

visitantes: José Luis izquierdo, Alejandro Ciudad, Gema Cacho, Montserrat Viñuelas,

Mª Ángeles Miguel, Belén Carrillo, Vanesa Moreno, Cristina Soria, Juan A. García,

Genoveva Tenthorey, Carmen Chaves, Desirée Rodríguez, Isaac Sanz, Ángel Sanz,

Javier Díaz y Natalia Ruiz (espero no olvidarme de nadie).

Además agradezco las asistencia técnica desinteresada de Harald A. Muñoz y

Douglas Manwell (Bruel & Kjaer), Kenneth Plotkin (Wyle labs. EERC) y Juaco Grijota.

Así como a quienes revisaron la edición de los distintos textos en inglés (Diana Badder,

PRS and Sees-Editing) y a los revisores anónimos de los artículos elaborados durante

esta investigación.

Por último doy las gracias a la Dirección General de Medio Ambiente de la

Consejería de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio de la Comunidad de Madrid

por los sucesivos permisos de investigación otorgados, y a la Dirección General de

Carreteras de la Comunidad de Madrid por los datos de tráfico facilitados.

VII

“One day man will have to fight noise as fiercely as cholera and pest”

Robert Koch, 1910 (Premio Nobel de Medicina, 1905)

IX

ÍNDICE

1 INTRODUCCIÓN .............................................................................................. 1

1.1 Antecedentes (artículos JCR) .......................................................................... 1

1.3 Los espacios naturales protegidos ................................................................... 3

1.4 Principios inspiradores del marco jurídico ...................................................... 6

1.5 El sonido ....................................................................................................... 11

1.6 Bioacústica y paisajes sonoros ...................................................................... 16

1.7 El ruido ambiental ......................................................................................... 20

1.8 Contaminación por ruido de las infraestructuras de transporte ..................... 23

1.9 Evaluación del ruido ambiental ..................................................................... 25

1.10 Mapas de ruido .............................................................................................. 31

1.11 La gestión del ruido y los paisajes sonoros ................................................... 34

1.12 Niveles de ruido y planificación acústica ..................................................... 36

1.13 Efectos sobre la percepción humana ............................................................. 39

1.14 Efectos sobre la fauna ................................................................................... 43

1.15 Valoración Económica del ruido ambiental .................................................. 46

1.16 Gestión del ruido ambiental espacios naturales protegidos .......................... 49

2 JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS ................................................................. 53

3 MATERIAL Y MÉTODOS ............................................................................. 56

3.1 Study area ...................................................................................................... 56

3.1.1 Pilot plot for spatial resolution approach .............................................. 56

3.1.2 Peñalara Natural Park ........................................................................... 58

3.1.3 The higher Lozoya valley ..................................................................... 60

3.2 Materials and methods .................................................................................. 62

3.2.1 Spatial resolution approach ................................................................... 62

3.2.2 Aircraft noise assessment at landscape scale ........................................ 68

3.2.3 Road traffic noise ecological impact..................................................... 71

3.2.4 The visitor’s soundscape experience .................................................... 75

4 RESULTADOS ................................................................................................. 79

4.1 Traffic noise maps accuracy at landscape scale ............................................ 79

4.1.1 Noise models and calculation grid assessment ..................................... 79

4.1.2 Analysis of landscape level changes ..................................................... 81

4.1.3 Noise mapping accuracy ....................................................................... 84

XI

4.2 Aircraft noise disturbance ............................................................................. 87

4.2.1 Soundscape disruption by aircraft overflights ...................................... 87

4.2.2 Visitors’ perception ............................................................................... 90

4.2.3 Noise spatial pattern assessment ........................................................... 91

4.3 Road traffic disturbance assessment on wildlife ........................................... 94

4.3.1 Disturbance assessment in a breeding colony of Cinereous vulture

(Aegypius monachus) .......................................................................................... 94

4.3.2 Disturbance assessment in a Roe deer poopulation .............................. 97

4.4 The visitors’ soundscape valuation ............................................................. 100

4.4.1 The listening soundscape .................................................................... 100

4.4.2 Contingent valuation of soundscape ................................................... 104

5 DISCUSIÓN .................................................................................................... 107

5.1 Noise mapping spatial resolution accuracy ................................................. 107

5.2 Aircraft noise impact assessment ................................................................ 108

5.2.1 Noise pollution impact on natural environment ................................. 108

5.2.2 Noise pollution impact on visitors experience .................................... 109

5.2.3 Spatial patterning of noise pollution ................................................... 111

5.3 Road traffic noise disturbance on wildlife .................................................. 112

5.3.1 Disturbance assessment on Cinerous vulture ...................................... 112

5.3.2 Disturbance assessment on Roe deer .................................................. 115

5.4 The visitors’ soundscape experience ........................................................... 118

5.4.1 Natural soundscape degradation ......................................................... 118

5.4.2 Listeners’ soundscape experience ....................................................... 119

5.4.3 Visitors’ WTP ..................................................................................... 120

6 CONCLUSIONES .......................................................................................... 122

6.1 Conclusiones específicas ............................................................................. 122

7 BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................ 133

8 APÉNDICES ................................................................................................... 163

8.1 Apéndice A: Encuesta a los visitantes del Parque Natural de Peñalara ...... 163

8.2 Apéndice B: Definiciones y conceptos legales ........................................... 165

XIII

RESUMEN

Esta Tesis Doctoral trata sobre la caracterización acústica de los ecosistemas

naturales y la evaluación del impacto ambiental del ruido antropogénico sobre sus

potenciales receptores en estos lugares, incluidos los receptores no humanos y sus

efectos ecológicos, además, analiza las implicaciones para su gestión a distintas escalas

y se lleva a cabo una valoración económica.

Este trabajo ofrece soluciones para caracterizar los paisajes sonoros de forma

compatible con distintas escalas de trabajo, nivel de esfuerzo técnico y en contextos de

recursos limitados que haga viable su tratamiento como cualquier otra variable

ambiental en el ámbito de la conservación y gestión del medio natural. Se han adaptado

herramientas y metodologías propias de disciplinas como la acústica ambiental,

bioacústica y ecología del paisaje, para servir a los objetivos específicos de la

evaluación y gestión de los paisajes sonoros y el ruido ambiental en amplias extensiones

geográficas.

Se ha establecido un método general de muestreo sistemático para trabajo de

campo y también se han adaptado métodos de modelización informática, que permiten

analizar escenarios sonoros dinámicos en el tiempo y en el espacio, desde localizaciones

puntuales hasta la escala del paisaje. Es posible elaborar cartografía ambiental con esta

información y se ha representado gráficamente la zona de influencia de distintas fuentes

de ruido sobre la calidad de distintos hábitats faunísticos. Se recomienda el uso del

indicador del nivel de presión sonora equivalente (Leq) por su operatividad en medición

y modelización, y su adaptabilidad a cualquier dimensión espacial y temporal que se

requiera, por ejemplo en función del paisaje, actividades o especies que se establezcan

como objeto de análisis.

Se ha comprobado que las voces y conversaciones de parte de los excursionistas

en zonas de reposo, observación y descanso (Laguna Grande de Peñalara) es la fuente

de ruido que con mayor frecuencia identifican los propios visitantes (51%) y causa un

incremento del nivel de presión sonora equivalente de unos 4,5 dBA sobre el nivel

correspondiente al ambiente natural (Lnat). También se ha comprobado que carreteras

con bajo nivel de tráfico (IMD<1000) pueden causar estrés fisiológico sobre la fauna y

afectar a la calidad de sus hábitats. La isófona de 30 dBA del índice Leq (24h) permite

XIV

dividir a los corzos de la zona de estudio en dos grupos con diferente nivel de estrés

fisiológico, más elevado en los que se sitúan más cerca de la carretera con mayor

volumen de tráfico y se expone a mayores niveles de ruido. Por otro lado, ha sido

posible delimitar una zona de exclusión para la nidificación de buitre negro alrededor de

las carreteras, coincidente con la isófona Leq (24h) de 40 dBA que afecta al 11% de su

hábitat potencial.

Además se ha llevado a cabo una novedosa valoración económica de la

contaminación acústica en espacios naturales protegidos, mediante el análisis de la

experiencia sonora de los visitantes del antiguo Parque Natural de Peñalara, y se ha

constatado su disposición al pago de una entrada de acceso a estos lugares

(aproximadamente 1 euro) si redundara en una mejora de su estado de conservación.

En conclusión, los espacios naturales protegidos pueden sufrir un impacto

ambiental significativo causado por fuentes de ruido localizadas en su interior pero

también lejanas a ellos, que se sitúan fuera del ámbito de competencias de sus gestores.

Sucesos sonoros como el sobrevuelo de aviones pueden incrementar en

aproximadamente 8 dBA el nivel de referencia Lnat en las zonas tranquilas del parque.

Se recomienda llevar a cabo una gestión activa del medio ambiente sonoro y se

considera necesario extender la investigación sobre los efectos ecológicos del ruido

ambiental a otros lugares y especies animales.

XV

ABSTRACT

This PhD Thesis deals with acoustic characterization of natural ecosystems and

anthropogenic noise impact assessment on potential receivers, including non-human

receivers and their ecological effects. Besides, its management implications at different

scales are analyzed and an economic valuation is performed.

This study provides solutions for characterizing soundscapes in a compatible

way with different working scales, level of technical effort and in a context of limited

resources, so its treatment becomes feasible as for any other environmental variable in

conservation and environmental management. Several tools and methodologies have

been adapted from a variety of disciplines such as environmental acoustics, bioacoustics

and landscape ecology, to better serve the specific goals of assessing and managing

soundscapes and environmental noise in large areas.

A procedure has been established for systematic field measurement surveys and

noise common computer modelling methods have also been adapted in order to analyze

dynamic soundscapes across time and space, from local to landscape scales. It is

possible to create specific thematic cartography as for instance delimiting potential

influence zone from different noise sources on animal habitats quality. Use of

equivalent continuous sound pressure level index (Leq) is recommended because it

provides great flexibility in operation for noise measurement and modelling, and

because of its adaptability to any required temporal and spatial dimension, for instance

landscape, activities or the target species established as study subjects.

It has been found that human voices and conversations in a resting and

contemplation area (Laguna Grande de Peñalara) is the most frequently referred noise

source by national park visitors (51 %) when asked. Human voices alter this recreational

area by increasing the sound pressure level approximately 4.5 dBA over the natural

ambient level (Lnat). It has also been found that low traffic roads (AADT<1000 ) may

cause physiological stress on wildlife and affect the quality of their habitats. It has also

been possible to define a road-effect zone by noise mapping, which suggests an

effective habitat loss within the Leq (24h) 30 dBA isophone in case of Roe deer and also

divide the study area in two groups with different physiological stress level, higher for

those exposed to higher noise levels and traffic volume. On the other hand, it has been

XVI

possible to determine an exclusion area for Cinereous vulture nesting surrounding roads

which is coincident with the Leq (24h) 40 dBA isophone and affects 11 % of the vulture

potential habitat.

It has also been performed an economic estimation of noise pollution impact on

visitors’ perception and results showed that visitors would be willing to pay an entrance

fee of approximately 1 euro if such payment is really bringing an improvement of the

conservation status.

In conclusion, protected areas may be significantly affected by anthropogenic

noise sources located within the park borders but perturbations may also be caused by

large-distance noise sources outside the park managers’ jurisdiction. Aircraft overflight

events disrupted quietness and caused Leq increases of almost 8 dBA during a

monitoring period with respect to Lnat reference levels in the park quiet areas. It is

recommended to actively manage the acoustic environment. Finally, further research on

ecological impacts of environmental noise needs to be extended to other species and

places.

XVII

SIGLAS Y ABREVIATURAS

AADT. Annual average daily traffic (intensidad media diaria de tráfico, IMD)

AENA. Aeropuertos Españoles y Navegación Aérea

AFNOR. Association Française de Normalisation (Asociación Francesa de

Normalización)

BOE. Boletín Oficial del Estado

CAD. Computer-aided design (diseño asistido por computadora)

CEDEX. Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas

CDB. Convenio sobre la Diversidad Biológica

CEDR. Conférence Européene des Directeurs des Routes (Conferencia Europea de

Directores de Carreteras)

CM. Comunidad de Madrid

COM. Comisión Europea

DAP (WTP). Disposición al pago (willingness to pay)

dB. Decibelios (decibels)

dB(A). Decibelios con ponderación A (A-weighted decibels)

DEM. Digital elevation model (modelo digital de elevaciones, MDE o modelo digital

del terreno, MDT).

DOUE. Diario Oficial de la Unión Europea

EC. European Community (Comunidad Europea)

EEA. European Environment Agency (Agencia Europea de Medio Ambiente)

EEC. European Economic Community (Comunidad Económica Europea)

EE.UU. (USA). Estados Unidos de Norteamérica (United States of America)

END. Environmental Noise Directive (Directiva Europea del Ruido)

EU (UE). European Union (Unión Europea)

FCM (MCH). Fecal cortisol metabolites (metabolitos del cortisol en heces)

Fig. Figura

XVIII

GIS (SIG). Geographic information system (sistema de información geográfica)

Hz. Hercio (hertz)

ISO. International Organization for Standardization (Organización Internacional de

Normalización)

IUCN. International Union for Conservation of Nature (Unión Internacional para la

Conservación de la Naturaleza)

JCR. Journal Citation Reports

m. Metro (meter)

MARM. Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino

MCH (FCM). Metabolitos del cortisol en heces (fecal cortisol metabolites)

MCV. Método de valoración contingente

MDO. Madrid Diario

MHRB. Manzanares High River Basin (cuenca alta del río Manzanares)

MS. Monitoring stations (estaciones de monitorización)

OMS (WHO). Organización Mundial de la Salud (World Health Organization)

Pa. Pascal

PIB. Producto interior bruto

PORN. Plan de ordenación de los recursos naturales

PNUMA. Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente

PRUG. Plan rector de uso y gestión

NPS. National Parks Service (Servicio de parques nacionales)

PNP. Parque Natural de Peñalara (Peñalara Natural Park)

s. Segundo (second)

SIA. Socioeconomic influence area (área de influencia socioeconómica)

SIG (GIS). Sistema de información geográfica (geographic information system)

SLM. Sound level meter (sonómetro)

SNM. Strategic noise map (mapa estratégicos de ruido)

SPA. Special protection area (zona de especial protección para las aves, ZEPA)

XIX

SPL. Sound pressure level (nivel de presión sonora)

TWP. The Water Pathway (Camino del Agua)

UE (EU). Unión Europea (European Union)

UNESCO. Organización de las Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la

Cultura

USA (EE.UU.). United States of America (Estados Unidos de Norteamérica)

VC. Valoración contingente

W. Vatio (watt)

WG-AEN. European Commission Working Group on Assessment of Exposure to Noise

(Grupo de trabajo de la Comisión Europea sobre evaluación de la exposición al

ruido)

WHO (OMS). World Health Organization (Organización Mundial de la Salud)

WTP (DAP). Willingness to pay (disposición al pago)

INTRODUCCIÓN

1

1 INTRODUCCIÓN

1.1 Antecedentes (artículos JCR)

Esta Tesis se basa en una serie de trabajos de investigación cuyos resultados han

dado lugar a la elaboración de cinco artículos científicos hasta el momento de su

depósito, con el propósito de validarlos y difundir las principales conclusiones

derivadas de cada uno de ellos en publicaciones especializadas de carácter internacional

que, además, cumplen con un doble requisito: poseen un proceso de revisión por pares

(peer review) y se encuentran catalogadas en el Journal Citation Reports (JCR), en

particular en la categoría de ciencias (JCR Science Edition).

En la fecha actual, dos de estos artículos ya han sido publicados, dos más se

encuentran en revisión en otras tantas publicaciones y el quinto acaba de ser finalizado y

se va a proceder a su envío.

Con el objeto de elaborar un documento final con la mayor homogeneidad, de

forma y contenidos, se ha respetado la estructura básica de estos trabajos y su idioma

original de redacción (lengua inglesa) en los capítulos de esta Tesis que constituyen la

descripción de materiales, métodos, resultados y discusión. Si bien, se ha redactado en

español la introducción de la misma, que describe el contexto general del trabajo, el

estado del arte, los objetivos y presenta el esquema general que engloba y conecta al

resto de capítulos bajo la perspectiva de la gestión de los espacios naturales protegidos.

También se ha redactado en español el capítulo de las conclusiones.

Debido a la secuencia de publicación de los mencionados artículos, a partir de

los trabajos de investigación realizados durante los últimos tres años, el lector podrá

encontrar autocitas en algunos apartados del documento que se refieren a otras partes

del mismo, cuando sucede así es porque forman parte de alguno de los artículos ya

publicados a los que la elaboración de la propia Tesis ha dado lugar.

INTRODUCCIÓN

2

En la fecha actual, el estado de edición o publicación de cada artículo es el

siguiente:

Iglesias Merchan, C., Diaz-Balteiro, L. (2013). Noise pollution mapping approach and

accuracy on landscape scales. Science of The Total Environment 449, 115-125.

http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2013.01.063. (Impact Factor: 3.26).

Iglesias Merchan, C., Diaz-Balteiro, L., Soliño, M. (2014). Noise pollution in national

parks: Soundscape and economic valuation. Landscape and Urban Planning 123,

1-9. http://dx.doi.org/10.1016/j.landurbplan.2013.11.006. (Impact Factor: 2.31).

Iglesias Merchan, C., Diaz-Balteiro, L., Soliño, M. (XXXX). Transportation planning

and quiet natural areas preservation: Aircraft overflights noise assessment in a

National Park. Transportation Research Part D: Transport and Environment

(enviado).

Iglesias Merchan, C., Diaz-Balteiro, L., De La Puente. (XXXX). Road traffic noise

impact assessment in a breeding colony of Cinereous vultures (Aegypius

monachus) in Spain. The Journal of the Acoustical Society of America

(enviado).

Iglesias Merchan, C., Horcajada Sánchez F., Diaz-Balteiro, L., Escribano-Ávila G.,

Lara-Romero, C., Virgós, E., Barja I. (XXXX). Effects of road traffic noise

disturbance on faecal cortisol metabolites in roe deer (Capreolus capreolus): can

low traffic roads cause physiological stress in wildlife? (finalizado)

INTRODUCCIÓN

3

1.3 Los espacios naturales protegidos

La necesidad de proteger los recursos naturales en parques nacionales se articuló

por primera vez mediante la denominada Ley Orgánica del Servicio de Parques

Nacionales (The National Park Service Organic Act) de los Estados Unidos (EE.UU) en

el año 1916, que estableció el propósito de “... conservar los escenarios, los elementos

naturales e históricos así como la vida salvaje que albergan y proveer el disfrute de los

mismos de tal manera que se mantengan en su estado para el disfrute de las futuras

generaciones” (Lynch et al., 2011). Desde entonces, el concepto de espacio natural

protegido ha evolucionado y, aunque suele referirse a los ecosistemas naturales, lo

cierto es que resulta difícil encontrar un lugar en el mundo donde no se perciba la acción

del hombre (Tolón y Lastra, 2008). La Unión Internacional para la Conservación de la

Naturaleza (IUCN, según su acrónimo inglés) los define como “Una zona de tierra y/o

mar especialmente dedicada a la protección y mantenimiento de la diversidad biológica

y de los recursos naturales y culturales asociados y gestionada legalmente o por otros

medios eficaces” (IUCN, 1994). Si bien, otra definición más acorde con los tiempos

actuales es la que concibe los espacios naturales protegidos como “las áreas de mayor

grado de naturalidad en un gradiente de intensidad de explotación, en el cual

constituyen un núcleo o área de reserva. Su papel tiene relevancia en tanto que piezas

diferenciadas de un mosaico espacial, en el cual adquieren sentido por sus

interacciones con el resto de la matriz territorial” (EUROPARC-España, 2002). Por

último, la Ley 42/2007, del patrimonio natural y de la biodiversidad (BOE, 2007) señala

que “los Parques son áreas naturales, que, en razón a la belleza de sus paisajes, la

representatividad de sus ecosistemas o la singularidad de su flora, de su fauna o de su

diversidad geológica, incluidas sus formaciones geomorfológicas, poseen unos valores

ecológicos, estéticos, educativos y científicos cuya conservación merece una atención

preferente”.

De acuerdo con el Convenio sobre la Diversidad Biológica (CDB, 1992), la

conservación in-situ plantea el establecimiento de un sistema de áreas protegidas donde

se adoptarán medidas especiales para conservar la diversidad biológica. Se elaborarán

directrices para su gestión y administración y, entre otras cosas, se promoverá la

protección de los ecosistemas y hábitats naturales y se promoverá un desarrollo

ambientalmente adecuado y sostenible también en sus zonas adyacentes. La aceptación

INTRODUCCIÓN

4

del paradigma del desarrollo sostenible en las distintas políticas implica la necesidad de

integrar dinámicas y procesos ecológicos, económicos y sociales. Debe guiar los

procesos de planificación territorial de manera que no se reduzca a la simple

yuxtaposición de políticas sectoriales que zonifican el territorio, lo que exige revisar sus

objetivos, las metodologías de trabajo y las herramientas en las que se apoya (Mata,

2005). El origen de los espacios naturales protegidos, como se entienden hoy en día, se

encuentra en la voluntad social por evitar la desaparición de especies o lugares

ambientalmente singulares (Da Cruz, 1996; Gómez-Limón et al., 2008). Si bien la

evidencia científica ha mostrado que por sí solos no logran asegurar el funcionamiento

de los ecosistemas ni la pérdida de biodiversidad. Por lo que su concepto ha ido

evolucionando hacia el diseño de redes y sistemas de conservación, constituidos por

nodos (espacios naturales protegidos) interconectados (corredores ecológicos) como

elementos clave del funcionamiento ecológico a escala regional (Arias, 2007; Gómez-

Limón et al., 2008; Mora y Sale, 2011). Además, recientemente se ha comenzado a

comprender que el buen estado de salud de los ecosistemas repercute en el bienestar

humano, a través de la capacidad de la naturaleza para resistir a las perturbaciones

(resiliencia) y ofrecer servicios de abastecimiento de materias, regulación y culturales

(Balvanera et al., 2006; Gómez-Limón et al., 2008).

La necesidad de proteger espacios de valores naturales excepcionales no ha

cesado en el último siglo y se han ido creando redes de parques nacionales y otros

espacios protegidos, hasta el punto que en el año 1992 abarcaban aproximadamente un

6% de la superficie terrestre (Da Cruz, 1996). La declaración de espacios protegidos ha

seguido consolidándose como la práctica más extendida de las políticas orientadas a

promover o favorecer la conservación de la naturaleza y, actualmente, la extensión de

las áreas protegidas del planeta se ha elevado hasta aproximadamente el 13% de toda su

superficie (Boucher et al. 2013). La gestión de estas áreas, entre otros, abarca aspectos

tan diversos como la conservación, la investigación científica o la explotación de un

recurso turístico y su potencial uso público en espacios supuestamente nada o poco

alterados por el hombre (Salerno et al., 2013; Zwijacz-Kozica et al., 2013).

La masiva atracción de visitantes, y el desarrollo y popularización de actividades

recreativas o de turismo ligado a la naturaleza, incluso en el interior de los propios

espacios protegidos, representan un reto añadido para la mejora de su estado de

INTRODUCCIÓN

5

conservación. En ocasiones, estos lugares, ambientalmente sensibles, se convierten en

un objeto de reclamo y el mero hecho de su declaración puede inducir un incremento de

la presión humana sobre dichos espacios (Leung, 2012). Este aspecto contradictorio de

la protección de la naturaleza preocupa especialmente a la comunidad científica y en

ámbitos conservacionistas, mientras que otros actores implicados pueden interpretarlo

como un aliciente para el impulso socioeconómico de las comarcas donde se ubican los

espacios protegidos (Wisdom, 2007; Salerno et al., 2013). La gestión de esta situación

se vuelve delicada, a veces conflictiva y en ocasiones genera un perjuicio en aquéllos

lugares con evidentes desequilibrios de relación entre el uso público y su capacidad de

carga (Kerkvliet y Nowell, 2008). Por tanto, estos escenarios deben ser

convenientemente monitorizados mediante herramientas de vigilancia y seguimiento

ambiental, concebidas y diseñadas hacia la gestión de los recursos naturales así como

para seguir la evolución de los factores ambientales y de las actividades con potenciales

efectos sobre los mismos (Bisbal, 2001; Block et al., 2001).

Sin embargo, teniendo en cuenta la dimensión espacial de algunos impactos

causados por el hombre, la de los propios ecosistemas e incluso la dimensión

administrativa otorgada a los espacios protegidos, estas relaciones tienen lugar en

extensos territorios donde confluye una variedad de actores y de factores (Mennitt et al.,

2013). Incluso existe una diversa variedad de objetivos conservacionistas, como ilustrar

el hecho de que se puedan identificar más de 140 denominaciones distintas de espacios

naturales protegidos en el mundo (Gómez-Limón et al., 2008). La aportación de

servicios ambientales por muchos ecosistemas, dentro de la compleja matriz del

territorio, refuerza el destacado papel que merece la escala de trabajo a nivel de paisaje

como marco de referencia en el diseño de redes de conservación y, en particular, ganan

relevancia las herramientas propias de la ecología del paisaje (Mata, 2005). Por último,

los problemas ambientales influenciados por factores biofísicos y socioeconómicos

requieren una aproximación desde múltiples perspectivas, con herramientas y métodos

fácilmente adaptables entre distintos sectores de actividad, para que resulten útiles en la

planificación global del territorio, y en la gestión particular de los espacios naturales o

de las actividades causantes de perturbaciones ambientales (Memmott et al., 2010).

INTRODUCCIÓN

6

1.4 Principios inspiradores del marco jurídico

La Constitución Española consagra, en su artículo 45, el derecho de todos los

ciudadanos a disfrutar de un medio ambiente adecuado para el desarrollo de las

personas, así como el deber de conservarlo y exigir a los poderes públicos que velen por

la utilización racional de todos los recursos naturales, con el fin de proteger y mejorar la

calidad de vida y defender y restaurar el medio ambiente. Por su parte, el Tratado de la

Unión Europea (DOUE, 2008) establece entre sus objetivos en materia de medio

ambiente la conservación y la mejora de la calidad del medio ambiente así como

alcanzar un nivel de protección elevado y, además, establece que la elaboración de sus

políticas tendrá en cuenta, entre otros, los datos técnicos y científicos disponibles.

La Unión Europea (UE) se ha comprometido con las estrategias de conservación

de la biodiversidad a gran escala y a largo plazo (Directiva 92/43/CEE; Directiva

2009/147/CE). La diversidad biológica es un tema central de las políticas de promoción

del desarrollo sostenible, y el establecimiento de áreas protegidas constituye un

elemento central en las estrategias globales de conservación (Geneletti, 2003; Pietrzyk-

Kaszyńska et al., 2012). La Directiva 92/43/CEE (Directiva hábitats), tiene por objetivo

contribuir a garantizar la biodiversidad mediante la conservación de los hábitats

naturales y de la fauna y flora silvestres a través de la creación y mantenimiento de una

red ecológica europea coherente de zonas especiales de conservación (Saura, 2010). En

su artículo 10 establece que “cuando lo consideren necesario, los Estados miembros, en

el marco de sus políticas nacionales de ordenación del territorio y de desarrollo y,

especialmente, para mejorar la coherencia ecológica de la Red Natura 2000, se

esforzarán por fomentar la gestión de los elementos del paisaje que revistan primordial

importancia para la fauna y la flora silvestres”.

En la actualidad, la norma básica para la conservación de la naturaleza en

España es la Ley 42/2007, del patrimonio natural y de la biodiversidad (BOE, 2007),

cuyos principios inspiradores se centran: en la prevalencia de la protección ambiental

sobre la ordenación territorial y urbanística. Establece que los recursos naturales y, en

especial los espacios naturales a proteger, deben ser objeto de planificación con la

finalidad de adecuar su gestión a los principios inspiradores señalados en la Ley que,

entre otros, son:

INTRODUCCIÓN

7

- El mantenimiento de los procesos ecológicos esenciales y de los sistemas vitales

básicos, respaldando los servicios de los ecosistemas para el bienestar humano.

- La conservación de la biodiversidad y de la geodiversidad.

- La conservación y preservación de la variedad, singularidad y belleza de los

ecosistemas naturales, de la diversidad geológica y del paisaje.

- La prevalencia de la protección ambiental sobre la ordenación territorial y

urbanística y los supuestos básicos de dicha prevalencia.

- La precaución en las intervenciones que puedan afectar a espacios naturales y/o

especies silvestres.

En relación al ruido ambiental, la UE establece un enfoque común para su

evaluación global y gestión (Directiva 2002/49/CE), con el objeto múltiple de evitar,

prevenir o reducir con carácter prioritario los efectos perjudiciales de la exposición al

ruido ambiental y alcanzar un elevado grado de protección del medio ambiente y la

salud humana. La Directiva no sólo es de aplicación al ruido al que están expuestos los

seres humanos en las zonas urbanizadas, también pretende preservar la buena calidad

acústica en las que denomina zonas tranquilasen campo abierto (Murphy y King, 2010),

aquéllos espacios, delimitados por las autoridades competentes, no perturbados por

ruido del tráfico, la industria o actividades recreativas. Dicho enfoque se basa en la

determinación cartográfica de la exposición al ruido según métodos comunes y en la

posterior elaboración y aplicación de planes de acción, para afrontar las cuestiones

relativas al ruido y a sus efectos, incluida la reducción del mismo si fuera necesario.

La incorporación de las normas comunitarias sobre ruido ambiental a la

legislación nacional tuvo lugar a través de la Ley 37/2003, del ruido (BOE, 2003) y sus

posteriores modificaciones (BOE, 2005, 2007, 2010, 2012). La Ley del ruido otorga a

las Comunidades Autónomas la facultad para delimitar “reservas de sonidos de origen

natural”, en las que la contaminación acústica por actividades humanas no debería

perturbar dichos sonidos. Asimismo señala que “podrán establecerse planes de

conservación de las condiciones acústicas de tales zonas o adoptarse medidas dirigidas a

posibilitar la percepción de aquellos sonidos” (artículo 21).

Este concepto, por ejemplo, ha sido recientemente manejado en el proceso de

auditoría para la certificación como “Destino Turístico Starlight” de la Reserva de la

Biosfera de La Rioja, un reconocimiento internacional que se otorga por la calidad del

INTRODUCCIÓN

8

cielo nocturno y la adecuada explotación de sus recursos astronómicos para promover

actividades ligadas al turismo de naturaleza. Como más adelante se volverá a hacer

mención, curiosamente, la contaminación lumínica comienza a abordarse de forma

paralela a la contaminación acústica en algunos ámbitos. La Reserva de la Biosfera de

La Rioja es el primer espacio natural en España que recibe dicha certificación y la

búsqueda cartográfica de posibles zonas tranquilas y de sonidos naturales se presentó

como una fortaleza del proyecto (PIA, 2011). Aunque, erróneamente se equipara este

concepto con zonas de niveles sonoros inferiores a 20 decibelios (dB) cuando, en este

sentido, las reservas de sonidos naturales no tienen por qué ser un sinónimo de silencio.

Las zonas tranquilas naturales no son necesariamente silenciosas, el espectro acústico de

la naturaleza puede abarcar un amplio rango de niveles sonoros, desde el completo

silencio hasta una tormenta de truenos (Cessford, 2000). En realidad, conforme a la Ley

del ruido, las áreas naturales silenciosas simplemente podrían ser un tipo de reserva de

sonidos de origen natural (sin concretar un nivel sonoro) o un espacio en el interior de

un tipo de área acústica, que por algún motivo requiriera una especial protección contra

este tipo de contaminación (en este caso sí existen unos niveles de referencia por Ley,

pero el valor más bajo que se establece en 50 dB). Debe advertirse que estas reservas

también podrían ubicarse en lugares caracterizados por elevados niveles de presión

sonora originados por su medios biótico o físico, como los caracterizados por sus coros

animales (descritos en aves, anfibios, mamíferos e insectos), entre los que podría

catalogarse algunas zonas lek (sistema de apareamiento de algunas especies animales

que en ocasiones puede incluir modos de exhibición acústica, v.g. sisones), cascadas de

agua, zonas ventosas, etc.

En todo caso, el concepto de reservas de sonidos naturales tampoco debe

confundirse con las “áreas acústicas”, uno de cuyos tipos que la Ley establece son los

espacios naturales (artículo 7). En este caso será el Gobierno quien establezca los

“objetivos de calidad acústica”, es decir, el conjunto de requisitos que deben cumplirse

en un momento dado en un espacio determinado, en relación con la contaminación

acústica. Aunque aún tampoco se han fijado estos objetivos de calidad, después de más

de diez años desde que entró en vigor la Ley y tras varias modificaciones posteriores de

la misma (Tabla 1). En este concepto se incluyen los espacios naturales que requieran

protección especial contra la contaminación acústica porque exista una condición que

aconseje su protección, bien sea la existencia de hábitats faunísticos que se pretenda

INTRODUCCIÓN

9

proteger o la existencia de zonas de cría de la fauna (BOE, 2007). De todo esto hay que

destacar que, desde este punto de vista, se omite la posibilidad de que un espacio natural

requiriera protección especial contra la contaminación acústica para conservar o

recuperar la audibilidad de los sonidos de su medio geofísico o por sus paisajes sonoros

culturales.

Tabla 1. Tipo de áreas acústicas y objetivos de calidad vigentes en la legislación básica

Tipo de área acústica

Objetivos de calidad acústica

aplicables a áreas urbanizadas

existentes (Índices de ruido)

Ld Le Ln

a Sectores del territorio con predominio de suelo de

uso residencial. 65 65 55

b Sectores del territorio con predominio de suelo de

uso industrial. 75 75 65

c Sectores del territorio con predominio de suelo de

uso recreativo y de espectáculos. 73 73 63

d Sectores del territorio con predominio de suelo de

uso terciario distinto del contemplado en c). 70 70 65

e

Sectores del territorio con predominio de suelo de

uso sanitario, docente y cultural que requiera una

especial protección contra la contaminación acústica.

60 60 50

f

Sectores del territorio afectados a sistemas generales

de infraestructuras de transporte, u otros

equipamientos públicos que los reclamen (1).

* * *

g Espacios naturales que requieran una especial

protección contra la contaminación acústica.

Ld, índice de inmisión sonora durante el período diurno; Le, referido al período vespertino;

Ln, referido al período nocturno.

* No podrán superarse, en sus límites, los objetivos de calidad acústica para ruido aplicables al

resto de áreas acústicas que colinden con ellos.

Nota: Los objetivos de calidad aplicables a las áreas acústicas están referenciados a una altura de

4 m sobre el nivel del suelo.

Fuente: tomado del BOE (2003, 2007, 2012).

Por último, sin afán de extender este apartado con la interminable recopilación

de múltiples normas relacionadas con la conservación, el ruido, los espacios naturales y

todos los sectores de actividad con potenciales efectos sobre los anteriores, sí es preciso

hacer una breve reseña a la reciente Ley 21/2013 de evaluación ambiental (BOE, 2013).

Mediante esta Ley se unifican en una sola norma las anteriores disposiciones sobre

evaluación de los efectos de determinados planes y programas en el medio ambiente y

INTRODUCCIÓN

10

sobre evaluación de impacto ambiental de proyectos. La Ley establece un esquema

similar para ambos procedimientos (evaluación ambiental estratégica y evaluación de

impacto ambiental), con el fin de promover un desarrollo sostenible, mediante:

- La integración de los aspectos medioambientales en la elaboración y en la

adopción, aprobación o autorización de los planes, programas y proyectos.

- El análisis y la selección de las alternativas que resulten ambientalmente viables.

- El establecimiento de las medidas que permitan prevenir, corregir y, en su caso,

compensar los efectos adversos sobre el medio ambiente.

- El establecimiento de las medidas de vigilancia, seguimiento y sanción

necesarias para cumplir con las finalidades de esta ley.

Además, explicita en su artículo 2 los principios a los que está sujeta y subraya

que no se establecen ex novo, sino que son preexistentes en los ordenamientos

comunitario y nacional y, entre otros, son:

- Protección y mejora del medio ambiente.

- Precaución.

- Acción preventiva y cautelar, corrección y compensación de los impactos sobre

el medio ambiente.

- Quien contamina paga.

- Participación pública.

- Desarrollo sostenible.

- Integración de los aspectos ambientales en la toma de decisiones.

- Actuación de acuerdo al mejor conocimiento científico posible.

Respecto al estudio ambiental estratégico a nivel de planes y programas, se

deben contemplar los probables efectos significativos en el medio ambiente, incluidos

entre otros factores: la biodiversidad, la población, la salud humana, la fauna, la flora,

aire, el paisaje, etc. y la interrelación entre estos factores. Y se deben comprender los

efectos secundarios, acumulativos, sinérgicos, a corto, medio y largo plazo,

permanentes y temporales, etc. Y será objeto del estudio no sólo la determinar las

características de tales efectos si no también determinar el área probablemente afectada,

considerando en particular la magnitud y el alcance espacial de los efectos (área

INTRODUCCIÓN

11

geográfica) y los efectos en áreas o paisajes con rango de protección reconocido en los

ámbitos nacional, comunitario o internacional.

En relación al estudio de impacto ambiental de proyectos, su descripción

incluirá, en su caso, los tipos, cantidades y composición de las emisiones en general (las

de tipo temporal durante la realización de las obras o las permanentes cuando ya esté

realizada y en operación), en especial los ruidos entre otros tipos de emisiones, como

también se indica en la Directiva comunitaria (Directiva 2011/92/UE). Además, la

delimitación y descripción cartografiada del territorio en el inventario ambiental tendrá

que determinarse en base a la afección del proyecto sobre cada factor ambiental.

1.5 El sonido

El sonido es un fenómeno físico, es la respuesta de un medio elástico (gaseoso,

sólido o líquido) a la excitación mecánica de un elemento inmerso o en contacto con él,

que recibe el nombre genérico de fuente sonora (Giménez, 2007). Se trata de una forma

de energía mecánica que se propaga en forma de ondas longitudinales y produce una

sensación auditiva al causar cambios en la presión, por ejemplo, del aire (Romo y

Gómez, 2011). En este caso, el objeto en vibración arrastra las partículas de aire en

contacto con él mismo y produce depresiones y sobrepresiones que se van extendiendo

de forma alternativa a las capas de aire contiguas (García y Garrido, 2003). En

consecuencia, la presión sonora resulta ser la variación de la presión atmosférica con el

paso de una señal acústica, y la rapidez con que se producen estas variaciones es lo que

se denomina frecuencia (Giménez, 2007). Este fenómeno se puede describir mediante

ciertos parámetros físicos, principalmente la intensidad y la frecuencia, aunque en todo

caso es una forma de energía mecánica que puede ser medido en unidades físicas

relacionadas con la energía. Las fuentes sonoras pueden radiar su energía en una

dirección preferente del espacio (direccionales) o en todas las direcciones

(omnidireccionales). Algunos atributos básicos del sonido son:

- Nivel o amplitud. Se interpreta como el nivel sonoro, a mayor amplitud mayor

sensación auditiva. Se mide en pascales (Pa) y los valores de sus umbrales se

determinan estadísticamente. Al indicar los niveles audibles por el hombre

resulta una magnitud excesivamente grande y, como la sensibilidad auditiva no

se sigue una respuesta lineal, habitualmente se emplea una medida logarítmica,

INTRODUCCIÓN

12

el belio, en concreto un submúltiplo, el decibelio (dB). El nivel de presión

sonora (Lp) normalmente se refiere a la presión de referencia de 20 µPa y viene

dado por la siguiente expresión.

(

) (1)

Donde:

P es la presión acústica en el lugar de medida.

P0 es la presión de referencia (20 µPa).

- Frecuencia. Número de vibraciones o variaciones de la presión sonora por

segundo. Produce la sensación del tono y se mide en hercios (Hz). Un hercio es

un ciclo por segundo y el umbral de frecuencias del oído humano se sitúa entre

20 Hz y 20 KHz. Suelen considerarse tres regiones de interés: las bajas

frecuencias o sonidos graves (hasta los 200-250 Hz), las medias (hasta los 2.000

Hz) y las altas o sonidos agudos (por encima de 2.000 Hz).

Fig. 1. Curva de audibilidad, áreas de audición humana y lugares que ocupan en la misma la música y la

palabra. La intersección con la línea horizontal discontinua indica el rango de frecuencias audible a un nivel

de presión sonora de 10 dB. Fuente: elaboración propia a partir de Recuero (2002) y Goldstein (2010).

INTRODUCCIÓN

13

- Longitud de onda. Es la distancia (m) que una onda sonora ocupa en el medio

donde se propaga. Es función de la relación entre la velocidad del sonido en el

medio considerado y la frecuencia del sonido.

Por otro lado, la fuerza o capacidad emisora de una fuente sonora se denomina

potencia sonora, y se mide en vatios (W). La cantidad de energía transmitida por la

fuente, en una dirección dada, por unidad de superficie se denomina intensidad acústica

(W/m2). Muchos aparatos exponen su potencia (Lw) sonora expresada en decibelios en

una etiqueta, este valor de emisiones no debe confundirse con el nivel de presión sonora

que soporta un receptor o usuario, que se determina mediante cálculos o mediciones que

dependen del entorno ambos, del emisor y del receptor. Estas mediciones pueden

realizarse con un instrumento denominado sonómetro. En los llamados sonómetros

integradores se puede seleccionar entre varias curvas de ponderación al efectuar la

medición. De hecho, la curva “A” se considera la más parecida a la percepción

logarítmica del oído humano (dB(A)), que no es igualmente sensible a todas las

frecuencias (Fig. 2).

Fig. 2. Curva de ponderación A para mediciones de sonido.

Fuente: elaboración propia a partir de Snyder (2000).

INTRODUCCIÓN

14

Cuando se efectúan mediciones de los niveles de presión sonora, para que las

medidas se consideren significativas, el nivel de fondo (en ausencia de la fuente sonora)

debe ser al menos 10 dB inferior al nivel de la señal evaluada (Recuero, 2002). Dicho de

otro modo, al operar con niveles de intensidad o presión sonora en decibelios, cuando la

diferencia entre los niveles aportados por dos fuentes diferentes es mayor de 10 dB, la

aportación de la menor de ellas al nivel de presión sonora total resulta despreciable. Por

otro lado, cuando dos fuentes sonoras contribuyen con el mismo nivel de intensidad

sobre un receptor, el nivel total se incrementa en 3 dB sobre el valor aportado por cada

una de ellas por separado. Es decir, al duplicar la potencia de la fuente, o el número de

fuentes de la misma potencia, el receptor experimenta un incremento de 3 dB en los

niveles de inmisión soportados. El mínimo cambio de nivel sonoro perceptible se sitúa

en 1 dB (Carrión, 1998)

En el caso de una fuente omnidireccional, la energía sonora se propaga sobre

una esfera y el nivel de presión sonora en cada punto disminuye progresivamente con la

distancia al foco emisor, en una magnitud de 6 dB cada vez que se dobla la distancia

(Fig. 3).

Fig. 3. Ejemplo de propagación esférica en el espacio libre.

Fuente: elaboración propia a partir de Carrión (1998).

INTRODUCCIÓN

15

Las carreteras o líneas de ferrocarril suelen asimilarse a una fuente lineal y, en

este caso, para unas condiciones de propagación homogéneas, el nivel de presión sonora

disminuye en 3 dB al duplicar la distancia a la fuente sonora (Fig. 4). En campo abierto,

las condiciones de propagación se ven alteradas por factores como la temperatura, la

humedad relativa, la velocidad y dirección del viento, el tipo de suelo o, sobre todo, la

existencia de obstáculos que pueden causar efectos de absorción, reflexión, etc. que

influyen en sus niveles de atenuación.

Fig. 4. Ejemplo de propagación del sonido desde una fuente lineal. Fuente: elaboración propia.

La percepción del sonido, fundamentalmente gracias al oído, permite la

comunicación sonora entre individuos. En la naturaleza existen diversas fuentes sonoras

y el hombre, además de poseer capacidad fonadora y la habilidad para producir otros

sonidos de diferentes maneras, ha creado infinidad de artilugios que también emiten

sonidos. La concurrencia y mezcla de todos estos sonidos da lugar al medio ambiente

sonoro que, por lo general resulta característico de cada espacio considerado y varía con

las propiedades de las fuentes sonoras y las características del entorno. Una primera

clasificación básica de las fuentes sonoras consiste en diferenciarlas por su origen, entre

los sonidos de la naturaleza se distinguen los producidos por el medio físico de los que

pertenecen al medio biótico y, por último, se suelen considerar aparte los sonidos

antropogénicos. Entre ellos, Krause (2008), por ejemplo, diferencia los vocales de los

electromecánicos (producidos por sus máquinas y herramientas), los denominados

INTRODUCCIÓN

16

incidentales (caminar, ropas, etc.) y los controlados (música, teatro, etc.). Estas

distinciones resultan especialmente prácticas al tratar de explorar las relaciones y la

configuración espacial de los sonidos de cada territorio (Farina, 2014). Aunque quizás

debiera discutirse aún más el modo en que se clasifican los sonidos humanos, según su

origen y el contexto, teniendo en cuenta las bases ya consolidadas de la bioacústica.

1.6 Bioacústica y paisajes sonoros

La bioacústica se considera una ciencia multidisciplinar que combina la biología

y la acústica para estudiar una de la tres formas básicas de comunicación animal: la

sonora, lo cual no implica que se produzca de forma aislada a la química o a la corporal.

La comunicación acústica es utilizada por la mayoría de los animales para emitir señales

a distancia que pueden variar en función de la especie (fundamentalmente se ha

estudiado en cuatro grupos: insectos, anfibios, aves y mamíferos), las características del

medio, los mecanorreceptores, etc. (Verduzco-Mendoza et al., 2012).

Las señales acústicas son importantes para la comunicación intra e

interespecífica, pueden ser transmitidas a grandes distancias y, pese a las grandes

diferencias anatómicas y evolutivas entre muchas especies animales, hay sorprendentes

similitudes en su mecanismos de producción de sonidos y audición (Fletcher, 2007). La

vocalización es fundamental en la comunicación entre los congéneres con fines de

supervivencia, apareamiento, integración y defensa. Pero también en los encuentros con

otras especies y, en general, se pueden agrupar en señales neonatales, integrativas, de

competencia, de defensa y sexuales (Kowalski y Lakes-Harlan, 2013; Verduzco-

Mendoza et al., 2012). Las propiedades de transmisión del sonido difieren entre hábitats

y esto puede influir en la propagación de las señales vocales u otras señales acústicas en

diferentes direcciones. Sin embargo no se ha estudiado en detalle la presión selectiva

que los distintos hábitats urbanos o naturales pueden ejercer sobre la comunicación

animal (Slabbekoorn et al., 2007).

En contraste con el interés de la bioacústica por especies individuales, existe un

creciente interés por el estudio ecológico de la distribución temporal y espacial de los

sonidos de los paisajes, como reflejo de los procesos de los ecosistemas y su interacción

con las actividades humanas (Towsey et al., 2013; Pijanowski et al., 2011a, 2011b).

Desde esta perspectiva Krause (2008) afirma que el paisaje sonoro es un recurso finito

INTRODUCCIÓN

17

en cuyo espacio espectral compiten distintos organismos (incluido el hombre). De

hecho, los seres humanos han cambiado radicalmente el mundo sonoro con señales

marcadamente diferentes en su tono y amplitud de la mayoría de los sonidos producidos

en los hábitats naturales (Francis et al., 2009). Este efecto puede causar el

enmascaramiento de las señales acústicas, puede alterar el comportamiento de los

animales y se ha señalado como un amenaza para la integridad de los ecosistemas

terrestres y acuáticos (Warren et al., 2006; Barber et al., 2010; Laiolo, 2010). El veloz

incremento de las señales acústicas de origen humano en todo el mundo pueden

degradar el medio ambiente sonoro, causar estrés en la fauna, enmascarar señales de

alarma, la llegada de predadores, llamadas de atracción o cualquier otra señal acústica

en general, etc. (Slabbekoorn y Ripmeester, 2007). De este modo las bases de la

bioacústica se proponen como punto de partida para investigar su amplio potencial de

aplicaciones en la conservación y también para el aprovechamiento de determinados

recursos naturales, para identificar especies, por su potencial para elaborar censos,

desarrollar índices de diversidad, como herramientas no invasiva para la vigilancia y

seguimiento ambiental de especies, poblaciones, comunidades o explorar los paisajes

sonoros como herramienta de caracterización y apoyo en su gestión (McCowan et al.,

2002; Dietrich et al., 2004; Warren et al., 2006; Bardeli et al., 2010; Pieretti et al.,

2011; Dutilleux, 2012a; Dugan et al., 2013; Frommolt y Tauchert, 2013; Kowalski y

Lakes-Harlan, 2013; Towsey et al., 2013).

Los sonidos forman parte y son un componente más de los ecosistemas, ya se

trate de los terrestres, de los de agua dulce o de los marinos y llenan el mundo de

señales acústicas que en función de su origen se catalogan como fuentes sonoras

bióticas (biofonía), geofísicas (geofonía) o antrópicas y antropogénicas (antropofonía)

que, en su interacción conjunta, definen toda la energía sónica de los distintos paisajes

(Pijanowski et al., 2011a, 2011b; Farina, 2014). En realidad, la actividad de cualquier

territorio da lugar una colección de sonidos como si fuera su propia huella acústica que

se viene a denominar paisaje sonoro (Schafer, 1977; Farina et al., 2011a). Además de

las consideraciones anteriores sobre la comunicación animal de un paisaje, entre los

sonidos del medio físico es fácil identificar los sonidos producidos por las corrientes de

agua, su estruendo cuando se precipitan en forma de cascada, el sonido del viento entre

las ramas y las hojas de la vegetación, las olas del mar rompiendo en playas o

acantilados, los sonidos del hielo, los truenos e incluso otros menos atractivos por sus

INTRODUCCIÓN

18

efectos asociados como el crepitar del fuego, los sonidos de los terremotos, las

avalanchas, los volcanes, etc. Pero los paisajes sonoros también pueden entenderse

como el resultado de la historia y la cultura de un lugar (Sacerre y Lawson, 2006) y, con

estos enfoques tan diversos, se reconocen como un recurso natural y cultural merecedor

de protección, conservación, restauración y gestión conforme a la mejor información

científica disponible en cada momento (NPS, 2004; Dumyahn y Pijanowski, 2011a).

Tanto los atributos naturales como culturales de un territorio son parte de los

múltiples enfoques posibles que contempla el Convenio Europeo del Paisaje (Council of

Europe, 2000) aunque, como sucede con frecuencia en los estudios sobre paisajes, se

centra en los aspectos visuales, pese a que la combinación con otras percepciones

sensoriales como la auditiva mejoraría la interpretación y el conocimiento de los

mismos (Matsinos et al., 2008) que incluso, junto a la percepción emocional, resultan

esenciales para el respeto y salvaguarda de su identidad y la de sus pobladores

(CM/Rec, 2008). Los sonidos de los paisajes reflejan los procesos de los ecosistemas en

el espacio y en el tiempo y también aportan información sobre las actividades humanas

que tienen lugar en ellos (Krause et al, 2011; Pijanowski et al., 2011a; Raimbault y

Dubois, 2005). El estudio de los paisajes sonoros ha avanzado mucho desde la primera

definición del término por Schafer (1977) y su posterior reconocimiento como un

recurso natural valioso (NPS, 2006). El estudio ecológico del medio sonoro se refiere

comúnmente por la expresión anglosajona “soundscape ecology”, un neologismo

compuesto a partir de dos palabras que en lengua inglesa que se refieren a los “sonidos”

(sounds) y al “paisaje” (landscape). En la actualidad ya se considera una disciplina,

emergente, que es objeto de estudio desde múltiples enfoques (Brown et al., 2011;

Pijanowski et al., 2011a, 2011b; Slabbekoorn y Bouton, 2008). En este campo de

investigación, se estudian los paisajes sonoros y también se evalúan sus posibles

amenazas, con el objeto de conocer su funcionamiento y asegurar la calidad ambiental y

el mantenimiento de su estructura y de sus funciones (NPS, 2006).

Al igual que en ecología del paisaje un ecotopo o tesela es la unidad homogénea

mínima de paisaje cartografiable (Díaz-Varela et al., 2004; Gurrutxaga y Lozano,

2008), Farina (2014) define “sonotope” como la unidad sonora diferenciable o tesela

sonora resultante de la superposición de geofonías, biofonías, y antropofonías de un

paisaje. A su vez, define “soundtope” como la potencial subdivisión de un sonotope,

INTRODUCCIÓN

19

que estaría exclusivamente compuesto por sonidos del medio biótico, como resultado

sonoro de la vocalización coordinada o voluntaria que se debe al comportamiento

colectivo de un grupo de animales (no necesariamente de la misma especie), el caso

típico de coros de aves al amanecer o del anochecer. El soundtope tiene una zona

interior o central (“core”) y una franja de amortiguación o tampón (“buffer”) y,

seguidamente, el mismo autor acuña el término “sonotone” para referirse a la zona de

transición, encuentro o tensión acústica entre dos soundtopes, por analogía con el

término ecotono (del griego “oikos” casa y “tonos” tensión).

Pese al liderazgo y la influencia de la lengua inglesa en el ámbito científico y

tecnológico, conviene hacer un paréntesis para señalar que, tanto la Organización de las

Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la Cultura (UNESCO) como el

Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), consideran una

prioridad el desarrollo de una terminología o un léxico específico como parte del

proceso de búsqueda de soluciones reales a los problemas ambientales. Por tanto, dado

que la claridad de los conceptos en lengua española es fundamental para la comprensión

y el progreso en temas ambientales en Iberoamérica (Sánchez y Guiza, 1989), se

considera oportuno aprovechar la ocasión que ofrece la elaboración de esta Tesis

Doctoral para proponer los siguientes términos, como traducción al castellano de los

anteriores conceptos, que aún no hemos encontrado recogidos en la bibliografía

consultada en lengua española:

- Sonotopo (por sonotope): del latín sonĭtus, sonido, ruido, etc. y del

griego τόπος (topos), lugar.

- Fonotopo (por soundtope): del griego φωνή (foné), voz y τόπος (topos), lugar.

- Fonotono (por sonotone): del griego φωνή (foné), voz y τόνος (tonos), tensión.

Se considera oportuno señalar la diferencia entre la palabras griega φωνή (foné)

y la latina sonĭtus para advertir el atributo predominantemente fonador (que interviene

en la emisión de la voz o de la palabra) en los coros de la biofonía a los que Farina

(2014) se refiere al subdividir el sonotopo (sonidos en general) en fonotopos

(vocalizaciones), y también en el espacio de transición entre fonotopos contiguos, el

fonotono. Donde se mezclan las vocalizaciones procedentes de grupos constituidos por

diferentes individuos interaccionando y, por consiguiente, es esa zona de tensión que

pertenece a la biofonía.

INTRODUCCIÓN

20

El estudio de los paisajes sonoros es una tarea multidisciplinar, y no hay un

método único que sea capaz de estudiar por completo la complejidad de los mismos o la

respuesta de los receptores de ruido (Kariel, 1990; Job y Hatfield, 2001; Miller, 2008;

Brown et al., 2011; Mace et al., 2013). De hecho el uso de espectrogramas o métricas

individuales a partir de la lectura de sonómetros por sí solos resultan insuficientes

(Barber et al., 2011; Lynch et al., 2011) y por ello se propone combinar distintas

técnicas disponibles, dado que este campo de investigación engloba diversas disciplinas

y requiere el complemento de diferentes herramientas, enfoques metodológicos y

escalas de trabajo (Raimbault et al., 2003; Matsinos et al., 2008; Miller, 2008; Lynch et

al., 2011; Farina et al., 2011a, 2011b; Farina y Pieretti, 2012; Votsi et al 2012; Davies

et al., 2013).

1.7 El ruido ambiental

Físicamente no existe distinción entre sonido y ruido, sin embargo, es posible

encontrar numerosas definiciones del concepto de “ruido” con apreciables matices en

función de si corresponden a un punto de vista físico, jurídico o social. En resumen, se

puede considerar que se trata de un sonido no deseado o molesto, que puede producir

efectos fisiológicos y psicológicos en un receptor (humano u otro ser vivo) o en un

conjunto de ellos. Por su parte, el concepto de “ruido ambiental”, legalmente, se refiere

al sonido exterior no deseado o nocivo generado por las actividades humanas, incluido

el ruido emitido por los medios de transporte, por el tráfico rodado, ferroviario y aéreo y

por emplazamientos de actividades industriales (Directiva 2002/49/CE). Además, de

acuerdo con la Ley del ruido (BOE, 2003), se entiende por contaminación acústica la

presencia en el ambiente de ruidos o vibraciones, cualquiera que sea el emisor acústico

que los origine, que impliquen molestia, riesgo o daño para las personas, para el

desarrollo de sus actividades o para los bienes de cualquier naturaleza, o que causen

efectos significativos sobre el medio ambiente (BOE, 2003). La contaminación acústica

es una forma de degradación del medio ambiente que amenaza, y causa un impacto

negativo significativo, a la salud y el bienestar de las personas a nivel mundial (Goines

y Hagler, 2007; WHO, 2011). Asimismo, su expansión continua lo está convirtiendo en

un contaminante global que reduce drásticamente los espacios libres de ruido

antropogénico y las oportunidades para disfrutar de zonas tranquilas en la naturaleza,

por lo que también puede constituir una amenaza global para la salud de los ecosistemas

INTRODUCCIÓN

21

naturales (Lynch et al., 2011). En cualquier caso, los parámetros meramente físicos no

sirven por sí solos para evaluar el impacto del ruido hasta que se ponen en relación con

su respuesta fisiológica y psicológica en los potenciales receptores (García y Garrido,

2003).

Tabla 2. Niveles sonoros y habitual respuesta humana.

Nivel dB(A) Efecto Ejemplos característicos

130 Absolutamente

insoportable y doloroso Es el nivel percibido a unos 10 m de un avión.

120 Muy peligroso y

doloroso

Reactor de un avión volando a 50 m. Se considera el umbral

del dolor en humanos.

110 Peligroso y muy alto. Nivel habitual en discotecas, conciertos tipo rock, pop etc. y

a 100 m de un avión aterrizando.

100 Muy alto y muy molesto. Martillo neumático

90 Muy alto y peligroso si

duradero

Nivel de ruido característico de un vehículo pesado a unos

60 km/h y percibido a unos 10-15 m.

80 Muy alto y molesto

Calle con tráfico intenso o algunos electrodomésticos como

secador de pelo, aspiradora o lavadora. Límite de seguridad

para un ruido contínuo.

70 Alto y tolerable. Nivel habitual en zonas comerciales y muchos bares, en el

interior de algunos trenes y automóviles.

60 Moderado. Nivel habitual de la voz en una conversación normal a 1m

de distancia.

50 Ambiente tranquilo Nivel habitual en una oficina, aunque todavía interfieren en

el sueño.

40 Ambiente en calma Son propios de un ambiente de calmado, nivel característico

de la sala de estar de un domicilio.

30 Bajo, ambiente

silencioso

Ambientes silenciosos, característico de una biblioteca o un

dormitorio (por la noche). Sonidos en un bosque.

20 Muy bajo, ambiente

silencioso

Nivel característico de un estudio de radio o un desierto

tranquilo.

10 Muy bajo, ambiente

silencioso Respiración tranquila

0 Silencio Umbral de audición para humanos. No significa ausencia de

sonido.

< 0 Silencio Sonidos audibles para carnívoros nocturnos.

Fuente: elaboración propia a partir de Forman et al. (2003) y García y Garrido (2003).

INTRODUCCIÓN

22

El ruido del tráfico se identifica hoy en día como la fuente más importante de

perturbaciones ambientales, aunque no ha sido así siempre, porque se consideraba que

niveles relativamente bajos de ruido ambiental no representaban un peligro potencial

para la salud (Ising y Kruppa, 2004). Si bien hace ya más de 40 años, en 1971, la

Organización Mundial de la Salud (OMS) identificó el ruido como una gran amenaza (a

major threat) para el bienestar humano y esa valoración no ha cambiado en la

actualidad, en todo caso la amenaza se ha intensificado (Goines y Hagler, 2007). Más

allá de los daños traumáticos que puede causar la exposición a elevados niveles de

ruido, súbitamente o no, las evidencias científicas han ido produciendo un cambio de

actitud respecto a los riesgos para la salud inducidos por el ruido a largo plazo. De

hecho, en el pasado un ruido nocturno sólo se consideraba molesto en caso de que

activara al individuo e interrumpiera su descanso durante el período de sueño, sin

embargo se ha demostrado que el ruido de fondo de aviones o vehículos pesados puede

inducir la liberación de hormonas del estrés incluso durante el sueño, aún por debajo de

los anteriores umbrales (Ising y Kruppa, 2004).

El creciente desarrollo de todo tipo de infraestructuras y la expansión del

urbanismo generan una huella sonora, expresión que suele utilizarse indistintamente con

huella acústica para ilustrar que los sonidos que producen se extienden más allá que la

estricta ocupación física del suelo por cada tipo de construcción, y causan la

fragmentación acústica del paisaje, de forma que las condiciones naturales o los lugares

relativamente tranquilos quedan reducidos a breves intervalos del día (Lynch et al.,

2011). En este sentido el impacto del ruido antropogénico puede resultar más grave y

extenso de lo que inicialmente se pudiera prever (Blickley y Patricelli, 2010). Los

numerosos costes ocultos de la exposición al ruido ha podido influir en que la

preocupación por este tipo de contaminación se haya considerado más un lujo que una

necesidad, que sus efectos se hayan subestimado por ser poco visibles, que

posiblemente no se evalúen correctamente en la actualidad y que se haya tardado en

acumular experiencias y conocimientos al respecto (Recuero y Suárez, 2004; Brown et

al., 2011; Francis y Barber, 2013). Por otro lado, la declaración de áreas protegidas por

sí solas no resulta eficaz en la consecución de sus objetivos ni logran detener la pérdida

de biodiversidad (Mora y Sale, 2011) que entre otros factores ambientales puede

resultar afectada por el ruido antropogénico, y precisamente los lugares muy

frecuentados, o fragmentados, pueden ser candidatos prioritarios para introducir la

INTRODUCCIÓN

23

gestión del ruido ambiental (Barber et al., 2010). Sala et al. (2000) sugieren que las

actividades humanas en sí y los cambios de usos del suelo podrían tener un impacto

sobre la biodiversidad terrestre mayor que el cambio climático.

El buen estado de conservación y la calidad de los paisajes sonoros son

esenciales para la comunicación animal y también para la oferta de oportunidades para

escuchar los sonidos de la naturaleza y disfrutar de sensaciones como la tranquilidad, la

soledad o simplemente de espacios de reducida contaminación, que también pueden ser

razones de peso para visitar espacios naturales (Lynch et al., 2011; Carver et al., 2013;

Mace et al., 2013). Sin embargo, la contaminación acústica puede limitar e impedir su

disfrute y contemplación en estado puro (Mace et al., 2013). También se ha relacionado

al ruido como un factor que degrada la calidad de los hábitats, que puede causar

afecciones a nivel de comunidades y que puede tener efectos negativos sobre la

conservación de la biodiversidad y la provisión de servicios por los ecosistemas

(Johansson et al., 2005; Balvanera et al., 2006; Francis et al., 2009, 2012; Blickley y

Patricelli, 2010; Barber et al., 2010, 2011; Dumyahn y Pijanowski, 2011a, 2011b; Chan

y Blumstein, 2012; Helldin et al., 2013; Proppe et al., 2013; Farina, 2014). No obstante,

las consecuencias de sus efectos sobre la fauna, los ecosistemas, los paisajes sonoros o

los propios visitantes de espacios naturales aún no son bien conocidas, pese a recibir

una atención creciente en el ámbito de la investigación científica (Gjestland, 2008;

Miller, 2008; Barber et al., 2010, 2011; Saha y Padhy, 2011).

1.8 Contaminación por ruido de las infraestructuras de transporte

El desarrollo de los medios de transporte a motor ha crecido exponencialmente

durante los últimos años en respuesta al crecimiento simultáneo y la forma de

organización de la sociedad, que demanda una gran capacidad de movilidad como

elemento esencial para el flujo de personas y mercancías pero, hasta hace poco tiempo,

no se habían considerado las implicaciones para la salud y el medio ambiente (Ballester

y Peiró, 2008). El transporte constituye una de las políticas comunes actuales más

importantes de desarrollo socioeconómico de las regiones, que se enfoca como un modo

de mejorar la cohesión territorial y el bienestar social. En particular, así se ha

considerado durante las últimas décadas en el ámbito de la UE. Pese a tener un elevado

coste ambiental y producir varios impactos significativos a distinta escala que aún no se

INTRODUCCIÓN

24

han podido evaluar correctamente (EEA, 2009; Tardieu et al., 2013; Marsden y

Docherty, 2013; Ponti et al., 2013), entre otras causas debido al ritmo de la

globalización y los veloces cambios inducidos sobre el medio ambiente (Parris y

Schneider, 2008; Šálek et al., 2010; Schuckmann et al., 2012). No obstante, las

infraestructuras de transporte representan una de las principales fuentes de distintos

tipos de contaminación, como el ruido que se cataloga como un importante problema

ambiental y de salud pública a escala global (Seong et al., 2011; Vogiatzis, 2012). En

esta línea, destaca el causado por el tráfico rodado aunque, en los últimos años, también

se ha producido un considerable aumento de las molestias asociadas a la navegación

aérea (Babisch et al., 2009). Sin que se aborde en esta Tesis Doctoral la no menos

preocupante situación de la contaminación acústica en el medio marino, cuyo medio

sonoro sufre una completa invasión debida al transporte marítimo, entre otras fuentes

(Dotinga y Elferink, 2000; McCarthy, 2004; Hatch et al., 2008; Slabbekoorn et al.,

2010).

Entre los impactos ambientales negativos de las infraestructuras de transporte, la

fragmentación y la destrucción de hábitats se mencionan de manera reiterada como

amenazas directas para la conservación de la biodiversidad (Forman y Alexander, 1998;

Forman et al., 2003; Jaeger et al., 2011; Iglesias et al., 2012). Cuestiones cuya

investigación ha recibido un gran impulso en los últimos lustros, de tal manera que la

“ecología de carreteras”, más conocida por su denominación en inglés (road ecology),

se ha convertido en una disciplina académica de gran relevancia. Cuyos enfoques

actuales necesariamente migran hacia escalas de paisaje, para seguir ampliando el grado

de conocimiento que se tiene sobre los efectos ecológicos de las infraestructuras de

transporte, tanto en el tiempo como en el espacio (Forman et al., 2003; Hawbaker et al.,

2006; Van der Ree et al., 2011). En este contexto particular, algunos autores han

señalado la urgencia a la hora de investigar los efectos de la contaminación acústica a

esta misma escala (Barber et al., 2011), debido a que los efectos ecológicos de las redes

de transporte a menudo se manifiestan lejos de la fuente que los genera (Forman, 2001).

Por tanto, se requieren herramientas de modelización espacial enfocadas a la evaluación

de los patrones de cambio, que permitan comprender y poder llevar a cabo un

seguimiento y control de sus impactos ambientales para dar soporte en su gestión o

toma de decisiones (Veldkamp y Verburg, 2004; Komers y Stanojevic, 2013).

INTRODUCCIÓN

25

Sin embargo, existe un déficit histórico de consideraciones ambientales en la

toma de decisiones de distintas políticas, que ya se echaba de menos en los años 80

(Noss, 1983), y que revela una manifiesta desconexión entre las distintas perspectivas

de la de la ecología y la ingeniería, por ejemplo, en el ámbito de las infraestructuras de

transporte (Forman, 2001). En la actualidad se promulga con relativa insistencia el valor

de la transdisciplinaridad en la gestión, planes o políticas, un término aún no recogido

por la Real Academia de la Lengua pero que se sitúa a un nivel superior de interacción y

transversalidad del trabajo en equipo e integración de aspectos sociales que la

interdisciplinaridad o el nivel multidisciplinario (Sánchez, 2010; Jahn et al., 2012;

Holm et al., 2013). Si bien, en la práctica de la gestión y planificación ambiental se

advierten muchas carencias a todos estos niveles aún 30 años después (Holm et al.,

2013; Tagliafierro et al., 2013), por todo ello, resulta necesario abordar los problemas

ambientales mediante enfoques múltiples e integradores, dado que la integración del

medio ambiente a nivel de toma de decisiones sigue siendo débil (Nicolson et al., 2002;

Nunan et al., 2012).

En el contexto europeo, los países miembros de la UE han logrado significativos

avances en materia de legislación y política ambiental, aunque la evaluación y gestión

del ruido ambiental constituye un reto global, de particular complejidad, más si cabe en

la esfera de la gestión de las áreas protegidas (Mace et al., 2013). Por último, debe

destacarse que existe una amplia variedad de parámetros que determinan las

propiedades del ruido en un territorio, que se deben caracterizar adecuadamente para

garantizar la sostenibilidad de las distintas iniciativas y esfuerzos con el fin de

recomendar y establecer límites reglamentarios (Francis y Barber, 2013).

1.9 Evaluación del ruido ambiental

La evaluación acústica es el resultado de aplicar cualquier método que permita

calcular, predecir, estimar o medir la calidad acústica y los efectos de la contaminación

acústica. Para ello se recurre a índices de medida que describen la relación dosis-efecto

entre la exposición a un determinado nivel de contaminación y los efectos producidos

por ésta. En relación al ruido, los índices de medida suelen referirse a los niveles de

emisión generados por una fuente emisora o a los niveles de inmisión sobre un lugar

durante un tiempo determinado.

INTRODUCCIÓN

26

En todo caso, los ruidos pueden estar producidos por fuentes de distinta

naturaleza, lo que debe tenerse en cuenta a la hora de evaluar las molestias asociadas y

sus medidas de control. Las tres características fundamentales que influyen en mayor o

menor grado son: (i) el nivel de intensidad o presión sonora (ii) el espectro de

frecuencias que representa la distribución de la energía sonora (iii) su comportamiento

en el tiempo durante el período de observación (Recuero, 2002). Además de los factores

ambientales o del terreno, que ya se han mencionado, y que pueden afectar a las

condiciones de propagación del ruido, su naturaleza y el modo de funcionamiento de las

fuentes sonoras determinarán que los ruidos se puedan considerar continuos

(ventiladores, turbinas en funcionamiento, etc.), transitorios (sobrevuelo de un avión),

intermitentes (máquinas programadas, operativa de un aeropuerto, etc.), fluctuantes

(v.g. tráfico rodado.), etc. No obstante, tras muchos años de investigación en relación al

ruido ambiental y sus efectos sobre las personas, no existe unanimidad de criterio a la

hora seleccionar los indicadores más adecuados para su evaluación, lo cual representa

un serio inconveniente en la gestión del medio ambiente sonoro (Segués, 2007).

Para comprender el factor duración de un ruido durante el tiempo de exposición

o medición, a mediados de los años 60 del Siglo XX en el ámbito industrial, se

desarrolló el indicador del nivel de presión sonora equivalente (Leq,), uno de los

descriptores más utilizados en evaluación del ruido ambiental que representa el nivel

constante que aporta la misma energía que la variación acústica del ruido fluctuante

medido en un intervalo de tiempo (Cowan, 1994; García y Garrido, 2003; Segués, 2007;

Bartí, 2010). Puede hacer referencia a un intervalo de 30 segundos, 1 hora de medición,

un día completo o más tiempo. Si además se emplea la ponderación “A” suele indicarse

mediante un subíndice, junto a la indicación del período de tiempo de medición “T” al

que se refiere (LAeq (T) o LAeq.T).

( )

[∫ (

)

] (2)

Donde:

- T es el tiempo de exposición al ruido (t2-t1).

- P es la presión sonora instantánea.

- P0 es la presión acústica de referencia (normalmente 20 µPa).

INTRODUCCIÓN

27

Una alternativa frecuente de la anterior expresión es:

( )

(∫

) (3)

Donde:

- T es el tiempo de medida (t2-t1).

- L es nivel medido en dB.

La descripción del nivel de presión sonora equivalente suele complementarse

con una serie de índices estadísticos (niveles percentiles), que muestran el nivel de ruido

durante el tiempo de la observación al que hacen alusión. Estos índices resultan útiles

sobre todo cuando las fluctuaciones de la fuente a seguir son muy grandes y el valor de

promediar no se ajusta a ninguna situación en particular del periodo de observación

(Bartí, 2010). Además, suelen añadirse los índices Lmax para indicar el valor del pico

máximo durante el período de medición y Lmin para señalar el valor mínimo.

- Nivel L1: nivel que se sobrepasa durante el 1% del tiempo de medición (valor

próximo al ruido máximo).

- Nivel L10: nivel que se sobrepasa durante el 10% del tiempo.

- Nivel L50: nivel que se sobrepasa durante el 50% del tiempo.

- Nivel L90: nivel que se sobrepasa durante el 90% del tiempo (suele denominarse

ruido de fondo)

- Nivel LN: nivel que se sobrepasa durante el N% del tiempo de medición.

Pero las diferentes circunstancias que concurren en un sujeto y su percepción del

ruido durante el día y durante la noche, hizo conveniente definir indicadores diferentes

para referirse a los valores equivalentes al período diurno (LAeq (día), Ld o Lday del inglés

day, día) o los valores equivalentes al período de la noche (LAeq (noche), Ln o Lnight del

inglés night, noche), o en el nivel equivalente día y noche Ldn (García Sanz y Garrido,

2003). En el ámbito de la Unión Europea además se consideró la necesidad de

diferenciar un tercer período, la tarde (evening en inglés), que se evalúa mediante otro

indicador específico para este período (LAeq (tarde), Le o Levening).

La Directiva Europea 2002/49/CE, sobre ruido ambiental, ha puesto de

manifiesto la preocupación de las autoridades del viejo continente sobre la evaluación y

INTRODUCCIÓN

28

gestión de la contaminación acústica en relación al territorio. El marco de la política

comunitaria establece que debe alcanzarse un grado elevado de protección del medio

ambiente y la salud y, en este sentido, uno de los objetivos a los que se debe tender es la

protección contra el ruido. Por este motivo se ha promovido la producción sistemática

de mapas estratégicos de ruido a nivel de toda la Unión. Los mapas estratégicos de

ruido son instrumentos para poder evaluar globalmente la exposición al ruido en una

zona determinada, debido a la existencia de distintas fuentes de ruido, o para poder

realizar predicciones globales para dicha zona (Fig. 5). Estos mapas se basan en la

representación gráfica de la distribución espacial de los niveles de ruido, mediante

curvas de los niveles de presión sonora (mapas de isófonas), en un área determinada y

comúnmente se conocen como mapas de ruido. En una fase posterior se elaboran los

denominados planes de acción, que están encaminados a afrontar las cuestiones relativas

al ruido y a sus efectos, incluida la reducción de los niveles de exposición si fuera

necesario. Finalmente, esta información se revisará y actualizará al menos cada cinco

años.

Las poblaciones o las zonas donde se elaboran mapas de ruido se determinan por

el tamaño de la aglomeración o el volumen de tráfico que soporta la infraestructura en

cuestión; aglomeraciones de más de 250.000 habitantes, carreteras a partir de 6.000.000

vehículos al año, grandes ejes ferroviarios con más de 60.000 trenes al año y los grandes

aeropuertos. Sin embargo, tanto las normas europeas como su trasposición al

ordenamiento jurídico español (BOE, 2003, 2005, 2007, 2010, 2012) no contemplan la

elaboración sistemática de mapas de ruido en espacios naturales como herramienta de

evaluación y planificación acústica de los mismos, ni establecen valores límites de

referencia u objetivos de calidad acústica para ruido aplicables en ellos. Los mapas de

ruido suelen elaborarse a partir de los niveles de presión sonora calculados sobre una

rejilla regular, de acuerdo con los métodos incluidos en los anexos de la Directiva, a

partir de los cuales se evalúa el número de personas expuestas al ruido en función del

nivel y del indicador considerado.

INTRODUCCIÓN

29

Fig. 5. Mapa de ruido de las carreteras del valle del Alto Lozoya

(área de influencia socioeconómica del Parque Natural de Peñalara). Fuente: elaboración propia.

INTRODUCCIÓN

30

Los indicadores de ruidos comunes seleccionados por la Directiva son Lden (nivel

sonoro equivalente del período día-tarde-noche, es decir 24 h), para evaluar molestias, y

Lnight para evaluar las alteraciones de sueño.

(

⁄

( ) ⁄

( ) ⁄ ) (4)

Donde:

- Lday (Ld) es el nivel sonoro medio a largo plazo ponderado A definido en la

norma ISO 1996-2: 1987, determinado a lo largo de todos los períodos diurnos

de un año,

- Levening (Le) es el nivel sonoro medio a largo plazo ponderado A definido en la

norma ISO 1996-2: 1987, determinado a lo largo de todos los períodos

vespertinos de un año,

- Lnight (Ln) es el nivel sonoro medio a largo plazo ponderado A definido en la

norma ISO 1996-2: 1987, determinado a lo largo de todos los períodos

nocturnos de un año.

Aunque la Directiva permite utilizar indicadores suplementarios para vigilar o

controlar situaciones especiales, así como para la planificación y la zonificación

acústica, por ejemplo en las zonas tranquilas en campo abierto. También es conveniente

reseñar que la Directiva establece una altura de evaluación a 4,0 m ± 0,2 m (3,8 m-4,2

m) sobre el nivel del suelo pero, para aplicaciones como la planificación acústica y la

determinación de zonas ruidosas, podrían elegirse otras alturas. Si bien éstas nunca

deberían ser inferiores a 1,5 m sobre el nivel del suelo según la Directiva, y menciona

algunos ejemplos, aunque siempre orientados a los seres humanos y en concreto a la

exposición al ruido de sus viviendas.

Otro aspecto importante a considerar en toda evaluación es el modo de delimitar

el ámbito de estudio. En la práctica su dimensión suele ser menor que lo deseable para

estudios a escala de paisaje por la rígida interpretación del artículo 9 del Real Decreto

1513/2005, referente a la evaluación y gestión del ruido ambiental (BOE, 2005), que

determina que el ámbito territorial de los mapas estratégicos de ruido de grandes ejes

viarios, ferroviarios y aeropuertos se debe extender, como mínimo, hasta los puntos de

su entorno territorial donde se alcancen valores Lden de 55 dB y valores Ln de 50 dB(A),

INTRODUCCIÓN

31

debido a la emisión de niveles de ruido propios. En la práctica es lo que suele

denominarse zona de afección, la delimitada por la isófona Lden 55 dB que se acompaña

representada de las isófonas de valor Lden 65 y 75 dB, aún más próximas a la fuente

emisora, para elaborar el denominado mapa de afección (CEDEX, 2007; MARM,

2011). Cuando el ámbito de estudio representado en los mapas estratégicos excede con

holgura el ámbito abarcado por estas líneas de niveles sonoros, generalmente, responde

a motivos estéticos de encuadre o de la distribución de páginas de los mismos toda vez

que, a priori, las zonas exteriores a las mencionadas isófonas no van a ser objeto de

atención.

Por último, cuando se pretende evaluar sucesos de diferente duración resulta

poco ilustrativo comparar el nivel de energía entre ellos, porque la molestia generada

estará influenciada por el tiempo de exposición. Entonces es frecuente emplear el

indicador SEL, acrónimo de la expresión inglesa sound exposure level (nivel de

exposición sonora), que normaliza los niveles de ruido a 1 s (Cowan, 1994; Segués,

2007; Bartí, 2010) y cuya relación con el LAeq para un suceso de ruido es:

( ) (

) (5)

Donde:

- T0 es 1 s.

- T es el tiempo de medida (s).

- L es nivel de presión sonora equivalente medido en el tiempo T.

1.10 Mapas de ruido

La cartografía temática aporta una información básica en la gestión de espacios

naturales pero su elaboración y posteriores actualizaciones frecuentemente resultan

comprometidas por sus costes de producción, sobre todo en grandes áreas geográficas.

Un mapa de ruido, en cierto modo, se puede considerar la representación de la

antropofonía de un territorio, una representación parcial de su paisaje sonoro en función

de las fuentes acústicas que sean consideradas. La intensidad de los niveles sonoros que

se representan y el conocimiento del resto de fuentes antropogénicas, o de su biofonía y

geofonía, permitiría evaluar las interacciones entre ellos y el grado de afección de

INTRODUCCIÓN

32

actividades humanas ruidosas sobre los recursos naturales (Iglesias Merchany Diaz-

Balteiro, 2013). Podría caracterizarse como cualquier variable ambiental a escala de

paisaje, desde una perspectiva regional, que no sólo se restringe a determinaciones

acústicas sino también a otros parámetros de evaluación (Barber et al., 2011; Szeremeta

y Zannin, 2009).

Por otro lado, la cartografía de ruido en diferentes situaciones temporales

permite llevar a cabo el estudio de estos sistemas dinámicos, puesto que es posible

modelizar escenarios pasados, presentes y futuros (Brüel & Kjaer, 2010), cuya

interpretación dependerá drásticamente de la resolución espacial con que se realicen los

cálculos para elaborar el mapa (Licitra, 2012). Por todo ello comparte muchas

similitudes en cuestiones sobre escala y resolución de trabajo, ya discutidas desde hace

bastantes años en el ámbito de disciplinas consolidadas como la ecología del paisaje y la

teledetección (Saura, 2002; Wu et al., 2003; Wu, 2004; Buyantuyev y Wu, 2007;

Rutchey y Godin, 2009). Sin embargo, no existe justificación para mantener en campo

abierto o en relieves suaves una densidad de puntos de la rejilla de cálculo tan elevada

como la requerida con carácter general para las aglomeraciones humanas (Licitra,

2012). Quizás tampoco al estudiar las alteraciones de los paisajes sonoros, o potenciales

afecciones a nivel de hábitats faunísticos o sobre los ecosistemas naturales pero,

evidentemente, no se conocen trabajos de referencia en este sentido.

La producción de mapas de ruido a nivel europeo es una tarea de enormes

dimensiones para la que la Comisión estimó un coste promedio de 0,84 € por habitante

(COM, 2011). Un dato preocupante como muestra un informe reciente del grupo de

trabajo sobre ruido de la Conferencia Europea de Directores Generales de Carreteras,

donde se sugiere la posibilidad de limitar el ámbito de estudio de estos mapas a 900 m

de distancia a cada lado de las carreteras (CEDR, 2013). Las distintas etapas en las que

se pueden dividir las tareas de elaboración de los mapas de ruido son (Iglesias y Díaz-

Balteiro, 2013):

(1) la obtención o producción de cartografía de base (y otros datos necesarios),

(2) la elaboración de los modelos de ruido,

(3) el proceso de cálculo de la computadora y

(4) la elaboración de los informes estadísticos junto con la edición de los mapas.

INTRODUCCIÓN

33

Inicialmente, la etapa (1) ha sido identificada como la más difícil por la

Comisión. Las etapas (2) y (4) dependen en gran medida de la formación, el grado

destreza y las habilidades de los técnicos implicados en la creación de los modelos de

cálculo. Pero la etapa (3) está directamente con el tamaño del modelo digital y la

densidad de puntos de la cuadrícula de cálculo en la que se basan estos mapas, lo que

también suele denominarse la resolución de malla o resolución espacial.

La producción sistemática de mapas estratégicos de ruido a nivel de la Unión

Europea se basa en una serie de recomendaciones que determinan un nivel de resolución

espacial definido para estimar los niveles medios de exposición de la población europea

a la contaminación por ruido ambiental. Durante casi diez años, los Estados miembros y

el grupo de trabajo de la Comisión Europea sobre la evaluación de la exposición al

ruido (European Commission Working Group on Assessment of Exposure to Noise,

WG-AEN) han publicado periódicamente guías y directrices de buenas prácticas para la

elaboración de estos mapas. Entre los múltiples parámetros a tener en cuenta en las

modelizaciones, en sus documentos de referencia, se recomienda una resolución

espacial de 10 m (o incluso de menor distancia) para definir la densidad de puntos de la

cuadrícula de cálculo. No obstante, se admite que este valor podría aumentarse a 25 o

30 m en el caso de grandes extensiones de superficie en campo abierto (WG-AEN,

2006). Excepcionalmente, en el caso del ruido de aviones que por lo general sólo se

verán afectados por accidentes topográficos de grandes dimensiones como montañas, se

podría aceptar una resolución espacial de hasta 100 m. Con éstas y otras

consideraciones se pretende mejorar la precisión de los mapas de ruido, en base a una

serie de estándares en los procesos de evaluación. De hecho, los resultados pueden verse

muy afectados por varios datos de entrada en los parámetros de los modelos, incluso por

el modo en el que se introducen durante su elaboración (Diniz y Zannin, 2004; Pinto y

Mardones, 2009; Arana et al., 2010; Ausejo et al., 2010; Guedes et al., 2011; Zannin y

Sant'Ana, 2011; Lam y Ma, 2012).

Sin embargo, la influencia de la resolución espacial, en la que se localizan los

puntos donde se hacen los cálculos, no se ha investigado con el mismo detalle que otros

factores (Asensio et al., 2011). Por ejemplo no hay recomendaciones para determinar la

resolución en función de la orografía del terreno, un aspecto tan determinante en la

transmisión del sonido y en los resultados de los modelos (Arana et al., 2011). Pese a

INTRODUCCIÓN

34

que una mayor densidad de curvas de nivel, propia de los terrenos más accidentados, a

igualdad de escala cartográfica también se traduce en un elevado número de objetos

(items) en el modelo digital. De la misma forma que el número de estos objetos aumenta

con el tamaño del área de estudio. Tanto el nivel de detalle cartográfico como la

resolución espacial de cálculo son dos factores muy restrictivos en términos de tiempo

de cálculo (Licitra, 2012) que causan un aumento exponencial de los costes monetarios

asociados a la etapa número (3) de las tareas descritas anteriormente. Otro detalle

económico que tampoco conviene olvidar es que el número de combinaciones máximo

entre objetos del modelo suele resultar un factor limitado por volumen de

combinaciones posibles en las tarifas comerciales que se ofrecen al adquirir un software

de predicción de niveles de ruido.

Por otro lado, el estudio de las perturbaciones ambientales requiere ampliar las

escalas tradicionalmente consideradas para otorgar un mayor protagonismo a las

interacciones espaciales, en sintonía con las necesidades de gestión en ámbitos

territoriales amplios como la Red Natura 2000, los ámbitos correspondientes a planes de

ordenación de los recursos naturales, etc. (Saura, 2010). La adopción de una escala que

permita un enfoque sistémico, ya sea a nivel de regiones, paisajes o ecosistemas, se

considera la única manera de conservar los procesos y los hábitats, sobre todo aquéllos

más crípticos, aunque al mismo tiempo el trabajo a otros niveles como el de especie siga

siendo esencial (Franklin, 1993). En el ámbito de la modelización de ruido, alcanzar

estos logros pasa por discutir la delimitación de las zonas de estudio, las resoluciones

espaciales de cálculo, etc.

1.11 La gestión del ruido y los paisajes sonoros

El ruido es un contaminante cuya expansión sigue una tendencia creciente tanto

en ambientes urbanos como en el medio natural, donde las infraestructuras de transporte

y las actividades de esparcimiento y recreo resultan ser las principales fuentes causantes

de este tipo de contaminación (Fristrup, 2011). Por su propia naturaleza y definición, los

espacios protegidos fomentan la existencia de actividades de intereses contrapuestos que

originan situaciones difícil de gestionar: la conservación de la naturaleza y el fomento

de la biodiversidad frente a la oferta y promoción de estos lugares como espacios de

recreo, educación y sensibilización o incluso del turismo en sus zonas de influencia

INTRODUCCIÓN

35

(Leung, 2008; Di Giulio et al., 2009; Benfield et al., 2010). Un conflicto paradójico

toda vez que las anteriores finalidades se encuentran entre las competencias y múltiples

objetivos de las administraciones responsables de su gestión (Fristrup, 2007; Wisdom,

2007; McGarigal et al., 2001). Su gestión debe incluir todas las actuaciones que tienen

por objeto, por un lado preservar y mejorar la calidad acústica del territorio y, por otro

lado, prevenir o reducir la contaminación por ruido. Por tanto, las posibles acciones

pueden ser preventivas o correctoras. Además, la gestión ambiental del ruido y de los

paisajes sonoros debe prever la incorporación de criterios acústicos compatibles con la

gestión del espacio y con la planificación de otros usos distintos con influencia a nivel

del territorio (Puig, 2011).

La necesidad de llevar a cabo una gestión activa de los paisajes sonoros es una

idea originada en el servicio de parques nacionales de los EE.UU. (NPS), que

confeccionó un programa de investigación sobre sonidos naturales en el año 2002. Con

el tiempo, dicho programa ha dado lugar a la constitución de un departamento

específico en el año 2011, dentro de la organización de su red de parques nacionales.

Como resultado de la unión de este programa de investigación con otro previo dedicado

a la protección de los cielos nocturnos que, casualmente, constituye otro recurso natural

no siempre reconocido como tal y, por ejemplo, de singular relevancia en algunos

parques nacionales y espacios naturales de España. No en vano, el parque nacional del

Teide superó las 200.000 visitas nocturnas durante el año 2013 y recientemente ha

obtenido una certificación como destino turístico “Starlight” (ABC, 2014), en referencia

a una serie de requisitos y procedimientos establecidos para la protección de los cielos

nocturnos y la calidad de las experiencias turísticas relacionadas con la contemplación

de los mismos. Lo cual incide en la circunstancia de que el reconocimiento del valor, y

promoción, de determinados recursos puede provocar un aumento significativo del

número de visitantes o el desarrollo de nuevas actividades turísticas. De este modo se

expanden aún más distintas forma de presión antropogénica en estos lugares, por

ejemplo en horarios o itinerarios no tan frecuentados con anterioridad. En el caso del

Parque Nacional del Guadarrama, en su vertiente de Madrid, la cifra de visitantes

durante los tres primeros meses tras su declaración como parque nacional (que tuvo

lugar el pasado mes de junio de 2013) se ha incrementado un 7% con respecto al mismo

periodo del año anterior (MDO, 2013).

INTRODUCCIÓN

36

Retomando la atención sobre las cuestiones relacionadas con el ruido ambiental

y los paisajes sonoros, entre los impactos ambientales asociados al turismo de

naturaleza cabe destacar la contaminación acústica (Zhong et al., 2011) y el hecho de

que estas afecciones tiendan a concentrarse en las áreas de mayor valor natural

(Manning et al., 2004). Es relativamente frecuente que en algunos espacios naturales se

solapen diversos reconocimientos sobre sus valores, v.g. distintas figuras de protección

a diferentes niveles de reconocimiento (regional, nacional, europeo, etc.) o sobre

distintos recursos singulares (paisaje, geología, aves, árboles, hábitats, etc.) que, de

alguna manera, atraen la atención sobre distintos perfiles de visitante o formas de

aprovechamiento. Por lo que existe un particular interés por solventar el déficit actual de

información relacionado con el ruido ambiental en zonas verdes en general, ya sean

parques en espacios naturales o incluso en ámbitos urbanos (Zannin y Szeremetta, 2003;

Ge y Hokao, 2004; Zannin et al, 2006).

El seguimiento y control de la presión antropogénica sobre estos espacios

requiere planes de gestión y herramientas efectivas de vigilancia y seguimiento

ambiental, particularmente en lugares fragmentados o muy visitados (Kerkvliet y

Nowell, 2008; Barber et al., 2010; Maffei et al., 2013). A semejanza de lo que ya se ha

advertido en apartados anteriores, tanto la dimensión espacial de estos conflictos como

sus potenciales efectos ecológicos pueden tener lugar a gran escala y debe tenerse en

cuenta tanto en su análisis como en su gestión (Mennitt et al., 2013). Por lo que el

potencial que albergan los modelos informáticos de predicción del ruido ambiental y los

sistemas de información geográfica (SIG) resultan de particular interés y utilidad,

debido a su capacidad de cálculo y para la gestión del elevado volumen de información

espacial dada la dimensión geográfica que implican estos escenarios (Ko et al., 2011;

Manvell y Hartog van Banda, 2011).

1.12 Niveles de ruido y planificación acústica

La planificación acústica se define como el control del ruido futuro mediante

medidas planificadas, como la ordenación territorial, la ingeniería de sistemas de

gestión del tráfico, la ordenación de la circulación, la reducción del ruido con medidas

de aislamiento acústico y la lucha contra el ruido en su origen (BOE, 2005). Los actores

implicados en estos niveles de decisión requieren la asistencia de indicadores

INTRODUCCIÓN

37

ambientales a una escala adecuada a las escalas de planificación, que describan o

cuantifiquen con rigor el nivel de las potenciales perturbaciones ambientales sobre el

territorio y, en particular, sobre áreas geográficas singulares (Chester y Ryerson, 2014).

En la Fig. 6 se ilustran los niveles del ruido de fondo por debajo de los cuales

suelen situarse las zonas tranquilas en espacios naturales (Forman et al., 2003) y los

niveles del indicador Lden correspondiente a cada porcentaje de población que suele

referir una alta molestia por el ruido procedente de tres medios de transporte diferentes

(Münzel et al., 2014). A la vista de ellos, parece razonable pensar que para cuantificar

un impacto, a priori similar, no tienen por qué emplearse necesariamente las mismas

herramientas, índices o métodos para escenarios y fuentes tan diferentes. Aunque

pudiera darse el caso que por medio de adaptaciones, se permitieran reflejar los cambios

introducidos sobre una situación previa del medio, sus posibles efectos y así realizar una

evaluación de los mismos. El servicio de parques nacionales de los EE.UU. monitoriza

los paisajes sonoros con el fin de determinar las condiciones actuales y, a partir de ello,

predecir los potenciales efectos de su gestión y otros potenciales impactos. Según los

estándares de evaluación del ruido ambiental, los niveles de ruido en los parques suelen

ser relativamente bajos para los criterios habitualmente aplicados a las personas, pero

muy altos considerando criterios de audibilidad del ruido en relación a la fauna silvestre

(Lynch et al., 2011).

La ausencia de contaminación por ruido en espacios naturales determina una

valoración positiva en la experiencia de sus visitantes (Beal, 1994; Carles et al., 1999;

Cessford, 1999; Saxen, 2008) incluso aún más cuando las irrupciones sonoras tienen

lugar en paisajes visualmente más atractivos (Benfield et al., 2010). Partiendo de la

hipótesis de que el ruido antropogénico degrada la calidad de los paisajes, al contrario

que los sonidos naturales, Benfield et al. (2010a) extendieron al análisis del ruido de las

carreteras y a las voces humanas las investigaciones que previamente se habían centrado

en analizar el impacto del tráfico aéreo sobre varios parques nacionales de los EE.UU.

Encontraron que, a igualdad de nivel de presión sonora (en torno a 45 dB), el ruido de

los coches superaba en nivel de molestia a la que causaba el ruido de los aviones, al

contrario que en la escala elaborada por Münzel et al. (2014) en otros ambientes (Fig. 6)

y, además, ambos tipos de ruido fueron superados por el nivel de molestias causado por

las voces y conversaciones de otras personas. Sin embargo, para un nivel de presión

INTRODUCCIÓN

38

sonora de 60 dB el ranking de la valoración de las molestias se modificó y el primer

lugar pasaban a ocuparlo las aeronaves seguidas del tráfico por carretera y, en este caso,

las voces humanas quedaban relegadas a la tercera posición.

Fig. 6. Relación entre nivel de ruido de diferentes medios de transporte y

la población que declara sentirse molesta. Fuente: modificado de Münzel et al. (2014).

Lynch et al. (2011) caracterizaron los recursos sonoros en 43 parques nacionales

de los EE.UU., combinando aspectos de audibilidad con la inspección visual de

sonogramas, porque ninguna métrica por separado se consideraba lo suficientemente

adecuada, y encontraron que el patrón de audibilidad que representaba el ciclo de las

actividades humanas en los senderos de los parques era casi idéntico al patrón del ruido

de los aviones. Miller (2008) contribuyó a la discusión sobre la determinación de los

criterios utilizados para tomar decisiones en la gestión del paisaje sonoro de los parques

nacionales, a partir de su experiencia de más de 15 años como consultor en la materia

para el servicio de parques nacionales de los EE.UU. Buscaba, entre otras, la respuesta a

cuánto ruido de origen antrópico es aceptable en estos lugares, partiendo de la premisa

que la respuesta “cero” no era factible. Este autor sugiere la posibilidad de zonificar los

parques en distintas áreas en función de su sensibilidad a la contaminación acústica,

INTRODUCCIÓN

39

tanto la que se refiere a los propios recursos de los parques como desde la perspectiva

de la experiencia de los visitantes:

- Zonas de alta sensibilidad al ruido. Donde se debe tratar de mantener el mejor

estado natural posible del paisaje sonoro, bien por contener hábitats de especies

sensibles, por motivos culturales, histórico o religiosos, o porque sea destinada a

ofrecer excelentes oportunidades para experimentar la soledad, tranquilidad, etc.

- Zonas de sensibilidad moderada al ruido. Donde se ofrece una cierta sensación

de lejanía y paz, los paisajes serían predominantemente naturales, históricos o de

marcado interés cultural y, respecto a las expectativas de los visitantes, algunos

ruidos serían inevitables sin menoscabar la experiencia del visitante.

- Zonas de baja sensibilidad al ruido. Estos son zonas moderadamente

desarrolladas, aún algo retiradas del tráfico de carreteras y de los

estacionamientos de vehículos, donde los visitantes deben tolerar niveles de

ruido moderados y encuentros frecuentes con otros visitantes.

Con independencia de que las características de los paisajes sonoros y de los

ruidos que los afectan puede mermar el nivel de bienestar, el valor recreativo o la

calidad de las experiencias de los visitantes (Barber et al., 2011; Brown et al., 2013;

Mace et al., 1999, 2013; Pilcher et al., 2009), la sensibilidad o el nivel de tolerancia de

cada individuo también juega un papel crítico en estas evaluaciones (Benfield et al.,

2014). Por lo que muchos autores insisten en la necesidad de continuar investigando

para evaluar y cuantificar el impacto humano sobre los paisajes sonoros (Krog y

Engdhal, 2004; Mace et al., 2013; Pijanowski et al., 2011b).

1.13 Efectos sobre la percepción humana

El ruido, al igual que otros contaminantes, puede afectar las personas tanto a

nivel fisiológico como psicológico, aunque su impacto se manifieste con variaciones

individuales relativas en función de la subjetividad particular de los receptores y

factores como la edad, el sexo, el ritmo de vida, culturales, etc. (Seoánez y Angulo,

1997; García y Garrido, 2003). El ruido puede causar fatiga auditiva (alteración

transitoria de la capacidad auditiva), hipoacusia permanente, trauma acústico sonoro,

acúfenos (sensación de zumbido en los oídos), etc. Asimismo, el ruido puede generar

numerosas perturbaciones funcionales extra-auditivas en el sistema circulatorio, en el

INTRODUCCIÓN

40

respiratorio, el endocrino, el nervioso, etc. (Fig. 7) y causa interferencias en la

comunicación oral, en la percepción de las señales de alarma afecta negativamente a la

capacidad de concentración, puede alterar el rendimiento laboral y escolar, etc.

(Seoánez y Angulo, 1997; García y Garrido, 2003; Slabbekoorn y Ripmeester, 2007).

Además, ocasiona molestias en general y afecta a las relaciones sociales (Suter, 2001;

Näf, 2013). En cualquier caso, asumir la subjetividad individual de los efectos del ruido

no supone negar su consideración como un fenómeno con efectos comunitarios, ya que

produce efectos comunes al conjunto de la población a partir de un ruido ambiente

característico (García y Garrido, 2003).

Frente a la contaminación acústica y otros tipos de contaminación e

inconvenientes asociados a la formas modernas y estresantes de vida en las ciudades, la

conservación de zonas tranquilas (entiéndase los espacios abiertos no perturbados

conforme a la Directiva 2002/49/CE) proporciona múltiples beneficios directamente

relacionados con la salud humana, el bien estar de las personas, el rendimiento

académico e incluso el nivel socioeconómico, el acceso de calidad y el uso y disfrute

continuado de estos espacios, en general, permiten atenuar todos los efectos

perjudiciales anteriormente enumerados sobre la salud física y psicológica de las

personas (Bristow et al., 2012; Clark et al., 2006; Gidlöf-Gunnarsson y Öhrström, 2007;

Lee y Maheswaran, 2011; Lijesen et al., 2010). Múltiples estudios han relacionado el

efecto positivo sobre la salud del acceso a zonas verdes en ámbitos urbanos y

periurbanos, con resultado en términos de costes evitados más eficaces que otros

programas preventivos de salud (Dallat et al, 2013). No sólo ya por la actividad física

asociada al mero hecho de visitar estos espacios (Lee y Maheswaran, 2011), sino porque

existe un vínculo conceptual entre la tranquilidad, la calidad ambiental y la salud

humana que también se ha correlacionado con la estructura del paisaje (Votsi et al.,

2014) y la naturaleza como un proveedor de experiencias restauradoras o positivas para

el bienestar humano (Gidlöf-Gunnarsson y Öhrström, 2007).

INTRODUCCIÓN

41

Fig. 7. Efectos del ruido sobre la salud humana.

Fuente: elaboración propia a partir de EPA (1981).

El crecimiento urbano, la expansión de las ciudades y la alteración de sus

entornos constituye un desafío para el mantenimiento de las áreas verdes, y en

consecuencia, también para el buen estado de la salud de las personas (Fig. 8), definido

como un estado de completo bienestar físico, mental y social y no solamente la ausencia

de dolencias o enfermedades (WHO, 1948). De la misma manera, la salud de los

ecosistemas se puede definir por la capacidad de ocurrencia de sus procesos y funciones

las funciones normales, considerándose un ecosistema saludable el que está libre de

perturbaciones y degradación, mantiene su organización y autonomía con el tiempo y es

resiliente al estrés (Tzoulas et al., 2007). En este punto adquiere relevancia la

promoción de las infraestructuras verdes y la conservación de la salud de los

ecosistemas por su relación con la salud y el bienestar humano (Tzoulas et al., 2007;

WHO, 2010).

INTRODUCCIÓN

42

Fig. 8. Mapa de factores determinantes del bienestar y la salud humana.

Fuente: modificado de Barton y Grant (2006).

Entre las razones expresadas por los visitantes de espacios naturales para

acercarse a la naturaleza también se hallan, con frecuencia, las que se refieren a la huida

de los ambientes urbanos, de las multitudes de las grandes urbes y sus diversas formas

de contaminación, aparte de las que les dirigen con el deseo de disfrutar experiencias

cercanas a la naturaleza, incluida la posibilidad de disfrutar sensaciones tales como la

tranquilidad, la paz, el silencio, etc. (Kariel, 1990). Los anglosajones denominan

ambientes restauradores (restorative environments) a estos espacios naturales que

ofrecen oportunidades para mejorar la salud de las personas y el bienestar psicológico a

través del contacto con la naturaleza, los paisajes y sus sonidos (Gidlöf-Gunnarsson y

Öhrström, 2007; Velarde et al., 2007; Ward Thompson, 2011). Pero, para lograr estos

objetivos sobre el bienestar mental, físico e incluso social, los espacios naturales y los

paisajes en general deben garantizar la conservación de una serie de atributos con un

determinado nivel de calidad, un aspecto que actualmente también se estudia y se

pretende cuidar en las zonas verdes de ámbitos urbanos (Abraham et al., 2010; Hartig et

INTRODUCCIÓN

43

al., 2010; Van den Berg et al., 2010). La evaluación del impacto de distintos tipos de

ruido sobre el funcionamiento de estos servicios ambientales, a través de la percepción

de los visitantes de zonas verdes o espacios naturales, es un tema de investigación en el

que se empezó a trabajar hace ya más de tres décadas pero aún hoy se detecta la

necesidad de profundizar en la comprensión de las evidencias detectadas (Kariel, 1990;

Fidell et al., 1996; Mace et al., 1999, 2004, 2013; Ward Thompson, 2011).

En este desafío, los modelos de simulación se consideran esenciales a la hora de

evaluar problemas ambientales complejos que requieren integrar diversos enfoques,

escalas y metodologías (Nicolson et al., 2002). Existe una idea generalizada de que la

toma de decisiones integrada entre las políticas, la planificación del territorio, las

infraestructuras de transporte y del medio ambiente es crucial para avanzar hacia el

desarrollo sostenible (Geerlings y Stead, 2003). En ese camino, la participación del

público, por ejemplo a través de sondeos de opinión sobre sus expectativas y

percepciones, puede aportar valiosa información para lograr una gestión sostenible y

orientada hacia la consecución de los objetivos sociales y conservacionistas a largo

plazo (D'Antonio et al., 2013; Pilcher et al., 2009). En síntesis, esta cuestión que

requiere de nuevos métodos y herramientas para que sea trasladada al nivel de

planificación y se integre así en la toma de decisiones (Tyrväinen et al., 2007). En

definitiva, el ruido antropogénico es posiblemente una de las amenazas menos

comprendidas y más comunes sobre los recursos naturales en los parques nacionales

(Lynch et al., 2011).

1.14 Efectos sobre la fauna

Aparte de los daños auditivos que puede causar la exposición a elevados niveles

de ruido, al igual que en humanos, no deben pasarse por alto las alteraciones no

auditivas (Pascuan et al., 2014). El estudio de los efectos del ruido antropogénico sobre

la fauna terrestre es un área relativamente nueva de estudio y se sabe poco sobre la

relación entre niveles de ruido y las molestias reales sobre la fauna silvestre (Brown et

al, 2012.; Coffin, 2007; Leblond et al., 2013), sobre todo debido a la complejidad de

vincular parámetros relevantes para la fauna y de la exposición al ruido a escala de

paisaje (Fahrig, 2003, 2013; Coffin, 2007). Se ha comprobado que la exposición al

ruido puede causar estrés fisiológico en numerosas especies animales (Crino et al.,

INTRODUCCIÓN

44

2013; Farina, 2014) y que el incremento de los niveles de estrés durante largos períodos

de tiempo puede reducir su capacidad para hacer frente a nuevas amenazas o desafíos

(v.g. predadores, infecciones, etc.) que, a su vez, podrían acarrear consecuencias

negativas a nivel de población (Wingfield y Sapolsky, 2003; Romero 2004; Husak y

Moore, 2008). El estrés es una respuesta adaptativa del organismo, un mecanismo de

supervivencia ante un estímulo (estresor), una situación potencialmente conflictiva,

debido a la existencia de cualquier clase de peligro o amenaza real o percibida. Esta

respuesta fisiológica está regulada por el eje hipotalámico-hipofisario-suprarrenal en

organismos vertebrados.

El hipotálamo recibe los estímulos exteriores e inicia una cadena de señales

bioquímicas que llegan hasta las glándulas suprarrenales que secretan el cortisol que,

ante una respuesta de estrés permite movilizar reservas de energía del cuerpo muy

rápidamente (gluconeogénesis). Ese aporte de glucosa (energía) adicional es lo que

permite responder de forma rápida y eficaz al agente estresante. La corteza de las

glándulas suprarrenales regula varios componentes del metabolismo y secreta

glucocorticoides (como cortisol, cortisona y corticosterona), hormonas del grupo de los

esteroides que, en general, se consideran necesarios para que el organismo responda y

resista a situaciones de estrés (Hill et al., 2006). Una vez superada la situación de estrés

los glucocorticoides retornarán a su nivel basal mediante un mecanismo de

retroalimentación negativa. Pero la exposición a períodos prolongados de estrés puede

desajustar la retroalimentación negativa y mantener los niveles de glucocorticoides

constantemente elevados, lo que puede tener consecuencias negativas para la salud de

los individuos, incluyendo afecciones a su sistema inmunológico, reducción de la

condición física, inhibición de la función reproductiva normal, etc. (Harper y Austad,

2000; Hill et al., 2006; Acosta, 2008; Pascuan et al., 2014).

Hasta hace poco tiempo, el principal método para evaluar el nivel de estrés de un

individuo consistía medir la concentración en sangre de glucocorticoides (Young et al.,

2004). Pero estas técnicas, obviamente, requieren la extracción de muestras de plasma y

por lo tanto la captura de los animales que, a su vez, resulta una técnica estresante por sí

misma sobre todo en el caso de la fauna silvestre (Young et al., 2004). Además, las

concentraciones de glucocorticoides pueden sufrir notables oscilaciones a lo largo del

INTRODUCCIÓN

45

día en un mismo individuo, incluso en cuestión de minutos y en ausencia de estresores

(Harper y Austad, 2000).

Posteriormente se han ido desarrollando metodologías para determinar la

concentración de metabolitos glucocorticoides fecales, que refleja un patrón de

secreción de más integrado, como resultado del metabolismo de varias horas y, además,

permiten estudiar el nivel de estrés fisiológico de animales silvestres mediante métodos

considerados no invasivos (Barja et al., 2007, 2008, 2011, 2012; Piñeiro et al., 2012;

Zwijacz-Kozica, et al., 2013). De este modo se ha investigado la actividad de la corteza

suprarrenal en animales durante la exposición a estímulos estresantes como entornos

inhóspitos, infraestructuras de transporte, tensiones sociales, agresiones, perturbaciones

humanas, exposición a depredadores, etc. (Young et al., 2004). Por ejemplo, Navarro-

Castilla et al. (2014) han relacionado el aumento de metabolitos del cortisol en heces

(MCH) con los individuos que viven más cerca de las autopistas y que, en teoría, se

encuentran sometidos a una mayor perturbación debido al tráfico de vehículos. Estos

métodos permiten el muestreo de amplios territorios con un nivel de esfuerzo y una

inversión de tiempo y de recursos asequible, aún a escala de paisaje, lo que permite

obtener información sobre el estado fisiológico de las poblaciones de animales silvestres

(Brearley et al, 2012.; Escribano-Avila et al. 2013). Proporcionan una gran oportunidad

para entender los efectos de las perturbaciones humanas, en este caso por la

contaminación acústica, sobre poblaciones animales en libertad.

Varios autores afirman que las posibles molestias generadas por el tráfico de las

carreteras influyen en la riqueza y la densidad de especies animales presentes en su

entorno (Parris y Schneider, 2008). Un fenómeno muy estudiado en el grupo de las aves

y generalmente relacionado de manera directa con el volumen de tráfico de estas

infraestructuras (Forman et al., 2003; Kociolek et al., 2011; Peris y Pescador 2004). En

este sentido, otro criterio de evaluación del impacto sobre la fauna en el entorno de las

carreteras podría venir dado por el análisis de sus efectos sobre el éxito reproductivo,

que puede influir en la persistencia de determinadas especies, más aún en el caso de las

consideradas amenazadas o en peligro debido a su estado de conservación (Pater et al.,

2009). En la mayoría de los casos, la literatura sugiere que el ruido asociado al tráfico

de vehículos es el causante de este impacto negativo (Halfwerk y Slabbekorn, 2009;

Rheindt, 2003). Sin embargo, resulta muy complicado delimitar una zona de influencia

INTRODUCCIÓN

46

de las carreteras que pueda ser uniformemente considerada en todas las infraestructuras

para indicar hasta donde se produce este impacto (Forman y Deblinger 2000; Hawbaker

et al., 2006). Además, en ocasiones las interpretaciones de los resultados de algunos

trabajos son contradictorias, pese a que se trata de un tema ampliamente discutido en la

literatura desde hace aproximadamente dos décadas (Pieretti y Farina, 2013;

Slabbekoorn y Ripmeester, 2007).

1.15 Valoración Económica del ruido ambiental

Otro efecto del ruido, no expuesto hasta el momento, se refiere a su dimensión

económica, el valor de un nivel determinado de ruido que la sociedad está dispuesta a

aceptar (coste social), o el coste económico que suponen los efectos sobre la salud y el

bienestar humano, o la prevención de los mismos (García y Garrido, 2003). Las

actuaciones de conservación llevan asociados una serie de costes económicos que

muchas veces no son considerados en la literatura sobre la materia, habitualmente más

centrada en los objetivos más ambientales de la gestión sin integrar aspectos

relacionados con la limitación de recursos para alcanzarlos. No obstante, hay trabajos

que demuestran que se pueden lograr beneficios ambientales sustancialmente mayores

que cuando la planificación ignora dichos costes (Naidoo et al., 2006). Del mismo

modo, la conservación de la naturaleza posee potenciales beneficios económicos para

las personas (v.g. servicios ecosistémicos) que no es posible valorar y cuantificar

mientras su zonas de producción no sean cartografiadas (Naidoo et al., 2008).

Por otro lado, pese a la profusión de trabajos sobre la valoración económica de

las funciones de los ecosistemas y sus servicios ambientales, se advierte un déficit

notable de descriptores cuantitativos de la función o servicio de cada componente de los

ecosistemas y, por su parte, los modelos económicos pueden estar basándose en exceso

en los patrones de ocupación de los usos o coberturas del suelo sin considerar otras

variables ambientales menos explícitas en los mismos (Polasky et al., 2005; De Groot et

al., 2010). Está claro que la planificación en la conservación de la naturaleza es

inherentemente espacial pero no puede obviar su dinamismo en el tiempo y ni en el

espacio, ni la capacidad del hombre para alterar los procesos naturales en ambas

dimensiones (Pressey et al., 2007). Quizás una primera aproximación sea evaluar las

posibilidades de alinear los objetivos de conservación con los servicios ecosistémicos,

INTRODUCCIÓN

47

para lo que se vuelve a advertir como aspecto crítico la escala de trabajo (Chan et al.,

2006). También se puede analizar la distribución espacial de los costes, para evitar que

un reparto espacialmente inadecuado entre posibles stakeholders (término anglosajón

que abarca un espectro de sujetos interesados más amplio que el concepto habitual de

actores) comprometa el éxito a largo plazo de las actuaciones de conservación (Adams

et al., 2010). En todo caso, las posibilidades de mejora de resultados en materia de

conservación pasan por medir e integrar los costes y otras consideraciones económicas

en su planificación, y no centrarse exclusivamente en los objetivos ambientales (Moore

et al., 2004; Polasky et al., 2005).

Varios autores han calculado el impacto económico causado por diferentes tipos

de ruido ambiental en ecosistemas urbanos (Barreiro et al., 2005; Bjørner, 2004;

Dekkers y Van der Straaten, 2009; Fosgerau y Bjørner, 2006; Xie et al., 2011; He et al.,

2014). En Europa hay aproximadamente 100 millones de habitantes afectados por

niveles molestos de ruido procedente de carreteras, cuyas medidas correctoras durante

un horizonte temporal de 20 años se estima que pueden requerir una inversión que

oscila entre 16 y 4.200 euros por persona y año, en función del tipo de medida

necesaria, y que en conjunto pueden suponer unos 6.000 millones de euros (CEDR,

2013). Según algunas estimaciones de hace una década, los costes sociales del ruido

pueden suponer hasta el 0,1 % del producto interior bruto (PIB) y las inversiones para

reducir el número de personas afectadas por niveles significativos de ruido pueden

suponer un 90% del coste de los daños producidos (García y Garrido, 2003). Según

estimaciones más recientes, los costes sociales del ruido producido por el tráfico rodado

y ferroviario en el ámbito de la UE ascienden a 40 000 millones de euros al año, esto

supone alrededor del 0,4 % del PIB total de la UE y se prevé que el aumento de los

costes externos del transporte en relación con el ruido supondrá unos 20.000 millones

para el período de los próximos 40 años (COM, 2011).

Por otro lado, como ya se ha comentado, la fragmentación y destrucción de

hábitats (por cambios de usos del suelo, deforestación, desarrollo urbanístico, de

infraestructuras, etc.) constituyen una amenaza para la conservación de la biodiversidad,

y un modo habitual de mitigar los efectos negativos de la fragmentación de hábitats

suele promover o favorecer la conectividad ecológica del territorio, a través de

corredores, pero con el necesario complemento de la conservación de extensas reservas

INTRODUCCIÓN

48

naturales (MacDonald, 2003).). De hecho, en un contexto de recursos limitados para la

gestión y conservación, la conectividad no tiene por qué resultar siempre la mejor

alternativa de conservación, ni si quiera en el caso de las especies de mayor interés, aun

siendo beneficiosa, otras estrategias como la protección y mejora de la calidad de los

hábitats pueden ser más eficientes en algunos casos (Saura, 2010).

Sin embargo, el diseño y ejecución de medidas encaminadas a conservar y

mejorar la calidad acústica de un territorio también puede verse restringido por factores

económicos (Arenas, 2008). Por tanto, para realizar una caracterización o evaluación lo

más completa posible de los potenciales efectos sobre el bienestar del visitante,

convendría complementar los enfoques puramente ambientales con técnicas de

valoración económica. Como es bien sabido, existen diversos métodos de valoración

económica en base a bienes y servicios para los que no existe un valor de mercado. Así,

un instrumento económico habitualmente utilizado para dichas valoraciones sería la

disposición a pagar (Frey, 2000). Entre los posibles métodos para llevar a cabo dicha

valoración, ante cambios hipotéticos (contingentes) de un bien o servicio ambiental, se

encontrarían las valoraciones basadas en las preferencias declaradas (Matos et al.,

2013), como el método de valoración contingente (MVC). Sin embargo, no se conocen

estudios que estimen el impacto económico del ruido ambiental en parques nacionales.

La primera aplicación conocida de este método la realizó el servicio nacional de

parques naciones de los EE.UU. en el año1958, para evaluar la disposición al pago de

una entrada de acceso a los parques por parte de sus visitantes (Kriström y Riera, 1997;

Prada et al., 2012). El MVC es un método ampliamente utilizado por los economistas

para medir el bienestar en casos de inexistencia de mercado, donde se busca averiguar la

cantidad de dinero que los encuestados están dispuestos a pagar para conservar un bien

ambiental o evitar o reducir un riesgo (Kriström y Riera, 1997; Zuk et al., 2006). Se

simula un mercado hipotético y, mediante el diseño de un cuestionario, se estima el

valor económico del bien o servicio objeto de estudio, el término “contingente” se

refiere al mercado construido o simulado que se presenta a los encuestados (Frey,

2000), que responden en base al conocimiento y las experiencias acumuladas en

relación al tema estudiado. A partir de ahí, mediante el empleo de diversas técnicas

econométricas se alcanzan unos valores de disposición al pago (DAP) para conservar un

bien ambiental o para evitar un daño ambiental. Estos valores están referidos a una

INTRODUCCIÓN

49

determinada población y, aunque no suponen valores de cambio, sí podrían ser de ayuda

a los gestores para por ejemplo, plantearse medidas específicas de gestión y

planificación acústica.

1.16 Gestión del ruido ambiental espacios naturales protegidos

Los instrumentos clásicos que establecen las directrices básicas del manejo de

los espacios naturales son los planes de ordenación de los recursos naturales (PORN) y

los planes rectores de uso y gestión (PRUG), regulados por la Ley 42/2007, del

patrimonio natural y de la biodiversidad (BOE, 2007). La elaboración del PORN de un

espacio natural actualmente es una exigencia legal antes de su declaración como espacio

protegido. Por su parte, los PRUG son la herramienta técnica que permite articular sus

directrices generales gestión y conservación, entre otras cosas fija la zonificación y las

normas generales del uso público de los parques, deben ser objeto de revisión periódica

y prevalecen sobre el planeamiento urbanístico, y se tienen que revisar de oficio por los

órganos competentes cuando sus determinaciones sean incompatibles con las de la

normativa urbanística.

El artículo 16 de la citada Ley 42/2007 establece que los PORN son el

instrumento específico para la delimitación, tipificación, integración en red y

determinación de su relación con el resto del territorio, de los sistemas que integran el

patrimonio y los recursos naturales de un determinado ámbito espacial, con

independencia de otros instrumentos legales que se puedan establecer. Asimismo, las

actuaciones, planes o programas sectoriales sólo podrán contradecir o no acoger el

contenido de los PORN por razones imperiosas de interés público de primer orden, en

cuyo caso la decisión deberá motivarse y hacerse pública. Además, la legislación básica

permite que en las declaraciones de los espacios naturales protegidos se establezcan

zonas periféricas de protección con el teórico objetivo de evitar impactos ecológicos o

paisajísticos procedentes del exterior. Sin embargo puede resultar muy complejo o

ineficaz establecer un límite claramente definido para los paisajes sonoros y organizar

su gestión en función de ello, ya que sonidos exteriores a los límites de un parque

pueden viajar a su interior y viceversa, y determinados sonidos pueden variar en escala

de lo local a la de paisajes enteros, aumentando la dificultad de la asignación de

derechos sobre el recurso (Dumyahn y Pijanowski, 2011a).

INTRODUCCIÓN

50

Como ya se ha expuesto en apartados precedentes, la contaminación acústica

también puede enmascarar los sonidos de la naturaleza, en particular pueden causar un

impacto negativo sobre la fauna, y mermar su capacidad para proveer servicios

ambientales (Francis et al., 2012; Newman et al., 2012). La capacidad adaptativa de

muchos de ecosistemas naturales resulta limitada frente a la rapidez e intensidad con la

que se producen algunas perturbaciones (Slabbekoorn y Ripmeester, 2007). Por lo tanto,

bajo el nuevo paradigma de los territorios dinámicos y adaptativos, los espacios

naturales se enfrentan al desafío de tener que internalizar los impulsores de cambios

directos e indirectos en sus planes de gestión, que por otro lado se expresan a diferentes

escalas espaciales y temporales (García y Montes, 2010). Aspecto que coincide con la

necesidad de llevar a cabo una gestión activa de los paisajes sonoros y del ruido

ambiental, una idea original del servicio de parques nacionales de los EE.UU., ya

comentada con anterioridad. Pero se debe remarcar el significado de la gestión activa:

“conjunto de procedimientos planificados que mediante procesos proactivos, en

conjunción con los recursos materiales y humanos necesarios, pretenden el logro de

unos objetivos a los que se adjudican unos medios” (Gómez-Limón García et al., 2008).

Por otro lado, aunque en el ámbito conservacionista se ha evolucionado de las

teorías clásicas basadas en mantener lugares inalterados hacia la provisión de servicios

para la sociedad, también se sabe que para poder disfrutarlos es imprescindible

conservar (o restaurar donde sea preciso) las funciones o procesos ecológicos esenciales

que los soportan (Gómez-Limón et al., 2008). Argumento que permite soportar el

argumento del artículo 21 de la Ley del ruido (BOE, 2003), que contempla la creación

de reservas de sonidos de origen natural. Una competencia atribuida a las comunidades

autónomas para delimitar determinadas zonas en las que la contaminación acústica

producida por la actividad humana no perturbe dichos sonidos. No obstante, el rápido

crecimiento del número de trabajos relacionados con el concepto de servicios de los

ecosistemas (eco-servicios) y sus metodologías de evaluación ha hecho que susciten

ambigüedad y confusión, hasta el punto de convertirse por sí mismos en objeto de

numerosas investigaciones y publicaciones (Martín-López y Montes, 2011). Si bien

Martín-López y Montes (2011) proponen un esquema metodológico que sustente ese

enfoque territorial y holístico, basado en: (i) delimitación y caracterización de los

ecosistemas (ii) identificación de las unidades suministradoras de servicios (iii)

identificación de los potenciales beneficiarios (iv) identificación de los flujos de

INTRODUCCIÓN

51

servicios (v) valoración monetario de los servicios, aspecto parcialmente tratado en el

apartado anterior. En relación a los potenciales beneficiarios, por ejemplo de los

paisajes sonoros en parques nacionales, habría que considerar un perfil muy variado de

visitantes en función de sus actividad principales; culturales, recreativas,

contemplativas, conservacionistas, excursionistas, campistas, observadores de

naturaleza, practicantes de diversos deportes al aire libre, algunos en vehículos

motorizados, grupos de turistas y simples paseantes o visitantes de puntos panorámicos,

centros de información, etc. la población local y, por supuesto, el propio personal del

parque (Dumyahn y Pijanowski, 2011a).

Respecto a la identificación de unidades suministradoras de servicios, basadas en

su caracterización y delimitación, hasta la fecha, según nuestro conocimiento, en ningún

espacio natural protegido de España se había considerado la caracterización acústica en

los inventarios del medio ni en sus planes de ordenación. Tan sólo se sabe de manera

oficial que la Diputación Foral de Vizcaya, a través del Plan de Acción del Ruido en

Vizcaya, está realizando un trabajo más o menos coetáneo a éste, sobre la calidad

sonora de sus espacios naturales protegidos que, por ejemplo, contiene una evaluación

del paisaje sonoro del Parque Natural de Urkiola (Aspuru et al., 2012). Por tanto, aún es

menos habitual que en la gestión de los espacios protegidos se contemple el ruido

ambiental como una variable habitual con el uso de índices, métodos o herramientas

integrados en las prácticas habituales de la gestión de estos lugares.

La revisión inicial de los PORN y PRUG de los principales parques nacionales

de España revela carencias en el tratamiento de las variables relacionadas con los

paisajes sonoros, el ruido ambiental, la contaminación acústica, etc. Ya sea desde el

punto de vista de la conservación de sonidos singulares de origen natural, manejo de

paisajes sonoros, control de las actividades ruidosas en su interior o la potencial

amenaza de otras fuentes sonoras exteriores a los límites de los mismos. En algunos

casos se encuentran referencias ambiguas a la necesidad de evitar los niveles excesivos

de ruido en su ámbito de aplicación, o los que resulten innecesarios o molestos para la

ganadería, la fauna silvestre o alteren la tranquilidad de las personas y, en algún caso, se

considera que la perturbación a la fauna con cualquier actividad ruidosa, o el uso de

aparatos productores de ruido, es incompatible con la conservación de la biodiversidad.

Por ejemplo, se puede considerar una infracción administrativa leve la emisión de

INTRODUCCIÓN

52

ruidos que perturben la fauna en el ámbito del Parque Nacional de la Sierra de

Guadarrama, artículo 15 de la Ley 7/2013, de declaración del Parque Nacional (BOE,

2013). Sin embargo, en todos ellos se desarrollan actividades ruidosas sin que se

conozcan las características acústicas de las mismas ni sus efectos sobre el medio

ambiente sonoro y sus valores asociados en dichos espacios.

Por lo tanto, antes de alcanzarse el deseado nivel de transversalidad en políticas

territoriales, o como suele referirse en los considerandos de las normativa ambiental o

incluso en la declaración de los objetivos multifuncionales de los espacios protegidos,

es preciso advertir la necesidad de gestionar el capital natural desde la base del

conocimiento técnico y científico, de manera que pueda seguir albergando ecosistemas

capaces de sustentar una alta diversidad y, a la vez, mantener la capacidad de generar

servicios que contribuyan al bienestar de la sociedad, algunos de ellos con valores

monetarios (García y Montes, 2010).

JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS

53

2 JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS

El objetivo general de la Tesis es evaluar la procedencia, o no, de incluir el ruido

ambiental y los paisajes sonoros como otras variables características del estado de

conservación del medio natural, o en la evaluación del potencial impacto ambiental de

actividades humanas en espacios naturales. Así como contribuir a la posible

incorporación de elementos de valoración objetiva, basados en el uso herramientas

técnicas, metodologías o indicadores ambientales contrastados que permitan dar apoyo

en la toma de decisiones, tanto de actividades y proyectos que tienen incidencia sobre el

medio ambiente como en el ámbito particular de la gestión de los espacios naturales

protegidos. Para ello se han establecido los siguientes objetivos genéricos y específicos.

Objetivo 1. Caracterización sonora del medio natural, herramientas, mapas de

ruido y escalas de trabajo

El primer objetivo se centra en desarrollar una propuesta metodológica que

permita abordar la tarea de la elaborar mapas de ruido en el ámbito de los espacios

naturales protegidos, así como caracterizar su medio ambiente sonoro. Se pretende

analizar la posible adaptación de métodos y herramientas de uso habitual para la

evaluación y gestión del ruido ambiental, de manera que permitan elaborar inventarios

de campo y cartografías temáticas a semejanza de otros factores de los medios físico y

biótico en la gestión de espacios protegidos. Además, se busca la operatividad y

compatibilidad con los procedimientos instaurados en otros sectores de la Ingeniería y

la Planificación del Territorio. A su vez, este objetivo genérico se puede precisar en los

siguientes objetivos específicos:

- Objetivo 1.1. Determinar una metodología de medición y muestreo de campo

plausibles con la caracterización de los paisajes sonoros y del ruido

ambiental en ecosistemas naturales.

- Objetivo 1.2. Determinar uno o varios criterios de análisis y una resolución

espacial recomendada para la elaboración de cartografías temáticas basadas

en el cálculo de los niveles sonoros de un espacio natural.

JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS

54

Objetivo 2. Evaluación de los efectos del ruido ambiental sobre la percepción de los

visitantes de espacios naturales protegidos

Análisis de las distintas fuentes de contaminación acústica en un ámbito

frecuentado por los visitantes de un espacio natural protegido, así como la valoración de

su percepción de la calidad acústica del entorno. También se analizarán y valorarán las

molestias ocasionadas por distintos tipos de fuentes contaminantes con potencial efecto

sobre el disfrute de la naturaleza o su estado de conservación.

- Objetivo 2.1. Análisis y evaluación de la posible molestia ocasionada por

distintas fuentes de ruido sobre las expectativas de los visitantes de un

parque nacional.

- Objetivo 2.2. Analizar la disposición al pago de los visitantes de un parque

nacional para el desarrollo de programas de mejora de la calidad acústica del

mismo.

Objetivo 3. Evaluación de los posibles efectos ecológicos del ruido de las carreteras

sobre las poblaciones de fauna

Análisis del posible impacto sobre la fauna que produce el ruido emitido desde

las carreteras que discurren por el interior de un espacio natural protegido. Así como la

propuesta de una metodología o recomendaciones para la evaluación del impacto

ecológico del ruido viario que resulte compatible con los procedimientos comunes de

evaluación y gestión del ruido de las carreteras.

- Objetivo 3.1. Evaluación del potencial impacto del ruido emitido por el

tráfico de las carreteras sobre una población de mamíferos terrestres.

- Objetivo 3.2. Evaluación del potencial impacto del ruido emitido por el

tráfico de las carreteras sobre una población nidificante de aves rapaces.

- Objetivo 3.3. Analizar el potencial uso de los mapas estratégicos de ruido de

carreteras como herramienta de apoyo en la evaluación del impacto del ruido

viario sobre los hábitats faunísticos.

JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS

55

Objetivo 4. Evaluación de la gestión del ruido ambiental en el ámbito de los

espacios naturales protegidos

Análisis de los principales aspectos a considerar en la gestión de los paisajes

sonoros y del ruido ambiental en el ámbito de un espacio natural protegido. Así como el

análisis del grado de eficacia de la normativa ambiental relacionada y de mayor

relevancia para la conservación y protección del medio ambiente en general y del medio

ambiente sonoro en particular.

- Objetivo 4.1. Evaluación del impacto ambiental por ruido procedente de

fuentes sonoras situadas en el exterior de los espacios naturales protegidos.

- Objetivo 4.2. Analizar la efectividad de las principales normas ambientales

en relación a sus efectos sobre la conservación en espacios naturales

protegidos.

- Objetivo 4.3. Análisis de la gestión del ruido ambiental en espacios naturales

protegidos.

MATERIAL Y MÉTODOS

56

3 MATERIAL Y MÉTODOS

3.1 Study area

3.1.1 Pilot plot for spatial resolution approach

A 2x2 km square-shaped pilot plot (400 hectares) inside the Manzanares High

River Basin (MHRB) Regional Park in the Region of Madrid (Central Spain) was

situated (Fig. 9). Despite its small size, this area has diverse orography, landscape and

wildlife habitats and it is crossed by two important lineal elements: the Manzanares

River (in a north-south direction) and the M-618 road (in an east-west direction).

The MHRB Regional Park covers an area of 52,800 hectares and is the oldest

protected area of the Region of Madrid. It became protected in 1985 and has been a

UNESCO Biosphere Reserve since 1992. This stretch of the Manzanares River is an

ecological corridor between two main core areas of the Park (integral natural reserve)

and connects the Central System high mountains (almost 2,400 m in altitude) with the

holm oak (Quercus ilex) forest ecosystem closest to northern Madrid’s metropolitan

peri-urban area (almost 600 m in altitude).

The M-618 is a two lane road that crosses the study area in an east-west

direction from the 5 km post to the 9 km post. It is an approximately 4 km long stretch

that divides the study area in two. In the first half of the stretch of road (the eastern half

of the study area), the terrain surrounding the road is dominated by the course of the

Manzanares River, which runs from the mountains in the north to the south. In this half

of the study area, the terrain is steeper (80% of the area has slopes over 15%). The road

trace is adapted to the topography, and it is winding, curved, and alternates between

short straights and ramped curves where vehicles need to accelerate or slow down

alternately. This driving mode is called pulsating flow.

MATERIAL Y MÉTODOS

57

Fig. 9. Pilot plot location in the Manzanares High River Basin Regional Park, Madrid (Spain).

Source: Prepared by the author.

MATERIAL Y MÉTODOS

58

The western half of the study area is relatively flat or with a constant slope (90%

of the area has slopes under 15%). In this half of the study area, the road trace is flat and

straight, and the drivers’ speed is constant; This driving mode is usually called constant

flow. The absence of houses in the surroundings is another characteristic of both the

western and eastern halves of the study area.

The M-618 road is the only anthropic noise source in the study case. This road

belongs to the Regional Administration and has the category of ‘vía parque’ (park road),

its trace and traffic characteristics are determined by the MHRB Regional Park crossing.

The legal speed limit is 60 km/h through the park and annual average daily traffic

(AADT) is fewer than 3,000 vehicles.

3.1.2 Peñalara Natural Park

Most of studies that constitute the main body of this thesis were conducted in

Peñalara Natural Park (PNP), which is located in the Lozoya valley in the mountains of

Central Spain. PNP covers 700 hectares but its buffering protected area (Socioeconomic

Influence Area, SIA) under park authorities’ management increases it to almost 15,000

ha. This park became protected in 1990 by a regional law and is part of the Sierra of

Guadarrama National Park (declared by the Spanish Parliament in June 2013).

One of the most frequented areas in PNP comprises a 2.6 km hiking trail called

The Water Pathway (TWP). This trail is a hikers’ “there and back” route, supposed to

be completed in only 2 or 2.5 hours (Fig. 10), that is used by approximately 70,000

people per year (20,000 on weekdays and 50,000 on the weekends) according to data

provided by the park managers’. TWP ranges from an easy hike through a Scots pine

forest that starts at the park visitors’ centre (1,850 metres in altitude) and rises up the

forest's upper limits to challenging climbs with panoramic views of the valley. The

second half of the pathway goes through shrub and pasture highlands to the glacier

lagoon of Peñalara (2,020 m) and the mountain peak of the same name, the highest

mountain (2,428 m) in the region of Madrid. The more demanded recreational activity is

to hike along TWP with the goal of resting by the lagoon. Fewer visitors are able to

continue climbing to the peak.

MATERIAL Y MÉTODOS

59

Fig. 10. Study area location in PNP and monitoring stations (MS) emplacement with

road traffic sound pressure levels scale for an average day period. Source: Prepared by the author.

MATERIAL Y MÉTODOS

60

3.1.3 The higher Lozoya valley

The limits of the considered study area at higher Lozoya valley are coincident

with the Socioeconomic Influence Area (SIA) of PNP and the municipality of Rascafría.

It covers almost 15,000 ha of the valley under PNP authorities’ management (Fig. 11).

This area is also part of the Sierra of Guadarrama National Park at present.

This area also includes the Higher Lozoya river bird’s special protection area

(SPA, 7.800 ha) that is part of the ecological network of European protected areas called

Natura 2000. One of the most important European colonies of Cinereous vulture is

located in the pine forests of the higher Lozoya valley, with 100 breeding pairs in 2013.

The colony represents within about 5% of European breeding population and

approximately 85% of the regional population of Cinereous vulture (BirdLife

International, 2014; De la Puente et al., 2007). Besides there are approximately 2,000

inhabitants in the study area and two regional two-lane roads (road M-604 and road M-

611) that give access to more than 150,000 recreationists every year.

The SIA is crossed by two regional roads (M-604 and M-611) which are two-

lane, narrow, paved and mountain roads with an AADT of approximately 850 vehicles

(M-604) and 400 vehicles (M-611). Therefore the study area matches with a low-traffic

area definition (Selva et al., 2011).

These mountains had been kept out of major transport infrastructures influence

until the Adolfo Suárez Madrid-Barajas (hereinafter referred to as Barajas) international

airport expansion was finished in 2006, and initiated aircraft flyover in Higher Lozoya

SPA. The airport is located at 35 km to the southwest from the study area and

overflights occur randomly depending on the airport’s weather conditions, which

determines changes in routes. The airport’s environmental impact statement

summarized the widespread concern about noise pollution of houses in the airport’s

vicinity, and airport strategic noise maps (SNM) were fully elaborated in 2008 (AENA,

2008) according with the END. However, the field of action for airport SNM and action

plans with regard to environmental noise is only limited to the so-called “airport

polluted area”, which is 28 km away from the study area (Fig. 11), because it is

delimited by a polygon that may include complete isophones Lden >55 dB(A) and

Lnight > 50 dB(A), as defined in ISO 9613-2 (1996).

MATERIAL Y MÉTODOS

61

Fig. 11. Higher Lozoya valley location, airport noise-polluted area limits and aircraft tracks.

Source: Prepared by the author.

MATERIAL Y MÉTODOS

62

3.2 Materials and methods

3.2.1 Spatial resolution approach

3.2.1.1 Noise models

Noise modelling allows the assessment of environmental noise, in terms of

sound pressure level (SPL), over a limited area defined by a calculation grid. A grid

consists of a set of receiver points where SPL is calculated and it is used as the basis for

SPL contours (isophones) when plotting noise maps. Receiver density in a grid region

or polygon is determined by the distance between receiver points in the X and Y

directions. Project size, and therefore calculation time and monetary costs, will increase

considerably when using large grids or a very dense receiver grid. There are also other

variables that have no effects on calculation costs but need to be considered in noise

modelling.

The French national computation method referred to in the French standard

‘XPS 31-133’ (AFNOR, 2001) has been used; this is a very common road traffic noise

prediction method, frequently used by the European Union (EU) Member States and

widely validated (King and Rice, 2009; Can et al., 2010; Hamet et al., 2010). This is the

method recommended by Directive 2002/49/EC (Murphy and King, 2010; King et al.,

2011) and it is based on the concept of propagation path. It has been recently revised as

‘NMPB-Routes-2008’ (Dutilleux et al., 2010; Dutilleux 2012b). Model preparation has

required CAD (computer-aided design) and GIS (geographic information system) tools

in previous stages when arranging height contour lines, road traces, study area

boundaries, and other common preparation tasks in building a digital elevation model

(DEM). The DEM has been based on official 1:5,000 scale digital topography maps

from the Regional Cartography Service with 5 m contour lines.

The noise prediction software package Predictor™ Type 7810 version 8.1 (Brüel

& Kjaer, 2010) was used for the noise model computation. This software package

allows the modelling of the effect of changing the calculation settings or the physical

parameters of the environment. It allows the characterization of past, present or future

scenarios for different noise sources. Most of the XPS 31-133 standard conditions have

been considered (Table 4) and the road surface has been classified as smooth asphalt.

MATERIAL Y MÉTODOS

63

The AADT for noise modelling on the surroundings of the M-618 was obtained from

the Regional Transport and Infrastructures Department. Separate data for light and

heavy vehicles (less than 3.5 ton and 3.5 ton and over) from a traffic count station

located at the 4.9 km post were available. The official AADT for 2008 used for the case

model gave a total of 2,838 vehicles (4.2 % of them being heavy vehicles).

The model required the establishment of three different road sections (Fig. 9)

according to the driving conditions and traffic flow. The traffic flow is considered to be

pulsating (vehicles in a transitory state i.e. either accelerating or decelerating) over

stretch 1, with a real average speed of 35 km/h for both heavy and light vehicles. Heavy

and light vehicles are considered to move at a nearly constant speed (constant flow) in

section 2 (50 km/h) and section 3 (60 km/h).

Table 4. Noise model standard conditions used in this study.

Parameters Standard conditions

Air absorption Octave band (Hz) 125 250 500 1,000 2,000 4,000

Absorption (dB/km) 0.38 1.13 2.36 4.08 8.75 26.39

Normalised

spectrum

Octave band (Hz) 125 250 500 1,000 2,000 4,000

Standardised A-

weighted road traffic

spectrum (dB)

-14.5 -10.2 -7.2 -3.9 -6.4 -11.4

Meteorological

settings

Default settings for the interim method

(Day=50% favourable, Evening=75% favourable and Night=100% favourable)

Propagation

conditions

Predictor™ Type 7810 version 8.1 includes the file PropagationNMPB.DLL for

‘NMPB-Routes-2008’ distributed by ‘CETE de l'est - LRPC de Strasbourg’

(updated on July 19th 2011)

Ground factor Value =1 (represents porous ground: grass land, farming land)

Source: Prepared by the author.

2.3. Period definitions

Lden and Lnight are two main noise indicators readily available for communities all

over Europe and are therefore recommended, if feasible, for defining the noise levels

(Gjestland, 2008). This study is based on the Lden indicator results in decibels (dB) as a

noise indicator required by END. In accordance with END Annex I, three calculation

periods, commonly known as day, evening and night, have been established in which

Lday, Levening and Lnight are the A-weighted long-term average sound levels as defined in

MATERIAL Y MÉTODOS

64

ISO 1996-2: 1987, determined over all the daytime periods of a year, over all the

evening periods of a year and over all the night periods of a year, respectively.

According to Spanish legislation and END, the day period lasts from 07.00 to 19.00, the

evening period from 19.00 to 23.00 and the night period from 23.00 to 07.00.

The height of the points of the Lden assessment grid depends on the application.

In accordance with END and Spanish legislation, a 4.0 m grid height above the ground

for noise immission modelling has been considered. Fifteen different noise maps of the

Lden indicator in the study area have been calculated, as a result of considering 15

different resolutions or calculation grid densities with constant increments of 10 m

distance (since X and Y = 10 m, 20, 30, 40 ... up to 150) as shown in Fig. 12. Other

possible calculation parameters have been kept constant for the 15 scenarios.

Fig. 12. 15 different grid regions have been used with constant increments of 10 m in the X and Y

receiver points from 10x10 m resolution up 150x150 m resolution. Source: Prepared by the author.

3.2.1.2 GIS models and landscape analysis

The study area soundscape is only affected by road traffic noise whose

assessment has been represented in a noise map by the value of the Lden indicator at each

point in the territory. The export of the noise map results into a GIS allows for the

geostatistical analysis of thousands of pieces of SPL data. Spatial pattern analysis is

frequently undertaken for land-use management and landscape dynamics studies and

particularly in relation to other environmental variables, such as habitat modelling,

biodiversity and so on, over a given study area where different temporary scenarios are

MATERIAL Y MÉTODOS

65

usually compared (Li et al., 2000; Olsen et al., 2006; Paudel and Yuan, 2012). Spatial

models can be used not only for understanding landscape dynamics, but also for

simulating other landscape patterns, mostly based on scenarios changing over time. In

this case, the independent variable ‘time’ has been replaced by the variable ‘calculation-

grid size’, resulting in 15 different and comparable noise map scenarios for the same

study area.

Landscape indices or spatial statistics were used to quantify changes in spatial

patterns in the study area and were calculated using Patch Analyst 4.2.13 for ArcGIS

9.3 (ESRI, 2009). Patch Analyst is a program for calculating landscape metrics that

works as an extension within ArcView and/or ArcGIS, facilitating the spatial analysis

and modelling of attributes associated with patches at the landscape level (Rempel et

al., 2012). Seven of the most common metrics (as defined by McGarigal and Marks,

1995) have been employed, grouped into the following useful categories for noise

polygon pattern analysis, depending on whether the focus is at landscape or class level:

class area (CA), number of patches (NumP), mean patch size (MPS), edge density (ED),

area-weighted mean shape index (AWMSI), mean patch fractal dimension (MPFD) and

Shannon’s diversity index (SDI). Five of these indices are common for class and

landscape analysis (NumP, MPS, ED, AWMSI, MPFD), one index is only available for

class level analysis (CA) and another is calculated only for landscape level analysis

(SDI) as shown in Table 5.

MATERIAL Y MÉTODOS

66

Table 5. Spatial statistics indices used in this study.

Metrics Measure Selected

indices

Meaning and

Equations

Area Metrics class or

landscape area

Class area, CA

(ha)

Sum of areas of all patches ( ) belonging to a

given class (at class analysis) with respect to total

area (A)

Patch Density

and Size

Metrics

landscape

fragmentation

and

configuration

Number of

patches, NumP

(#)

Number of patches ( ) at landscape level or for

each individual class (if analysed by class)

Mean patch

size, MPS (ha)

Average patch size ( ) analysed by class or

landscape level ( refers NumP)

Edge Metrics

amount, length,

and

distribution of

edges between

specific patch

types

Edge density,

ED (m/ha)

Patch perimeter or edge length (E) referred to the

landscape (A) or class area (CA)

Shape

Metrics geometric

complexity

Area-weighted

mean shape

index, AWMSI

(no units)

It is equal to 1 when all patches are circular (for

vector) or square (for rasters) and increases (without

limit) when increasing patch shape irregularity ( is

the perimeter of patch ij)

Mean patch

fractal

dimension,

MPFD (no

units)

It approaches 1 for shapes with very simple

perimeters (circles or squares) and approaches 2 for

highly convoluted perimeters

Diversity and

Interspersion

Metrics

patch isolation

Shannon’s

diversity

index, SDI (no

units)

Relative patch diversity (landscape level). It is equal

zero when there is only one patch in the landscape

Source: Prepared by the author.

𝐶𝐴𝑖 = 𝑖𝑗

𝑗 =1

𝐴

𝑁𝑢𝑚𝑃 =

=1

𝑀𝑃 = 𝑖𝑗

𝑗=1

𝑖

𝐷 = 𝑖

𝑖=1

𝐴 𝑜𝑟 𝐶𝐴

𝐴𝑊𝑀 𝐼 = 𝑖𝑗

𝑚𝑖 𝑖𝑗

𝑖𝑗

𝑖𝑗 𝑗 =1

𝑗 =1

𝑀𝑃𝐹𝐷 =

(2𝑙 𝑖𝑗

𝑙 𝑖𝑗)

𝑗=1

𝑖

𝐷𝐼 = − ( 𝑖 𝑙 𝑖)

𝑚

𝑖=1

MATERIAL Y MÉTODOS

67

Some of the selected metrics quantify the area in absolute terms (hectares), but it

could be desirable to quantify the area in relative terms as a percentage (McGarigal and

Marks, 1995). Therefore, it is proposed to evaluate noise CA changes in relative terms

(regarding their original size on a reference map, 10-Lden grid map, and the study area

size) and thus calculate an indicator called the area-weighted class area (AWCA). Also,

if the patch ED is referred to in relative terms with respect to the study area and the

original value on the reference map, an index called the area-weighted edge density

(AWED) can be used.

2.5. Noise mapping accuracy assessment

Landscape indices provide both statistical and ecological information useful for

landscape planning, but are known to have limitations (Rempel et al., 2012). For

example, some indices only offer landscape interpretation by themselves and do not

convey any information about the distribution of patch areas (McGarigal and Marks,

1995), leading to misinterpretation of identical landscapes where patch types and

number of patches can be very different.

In order to assess the accuracy of noise maps with respect to spatial patterns

within the study area, the Kappa index (pixel-by-pixel change detection among

scenarios) was computed using GRASS GIS 6.4.2. This is a GIS used for geospatial

data management and analysis, image processing and spatial modelling. The Kappa

index gives a measure of agreement between categorical maps and it is used by many

biostatisticians, researchers and specialists for land-use and remote sensing (Pontius,

2000; Knight and Lunetta, 2003; Hernández-Stefanoni and Ponce-Hernández, 2004; De

Mast, 2007; Wang and Yu, 2010). Kappa also quantifies the proportion of changes from

one class to another between different noise maps (Congalton and Green, 1999; Ruiz-

Luna and Berlanga-Robles, 2003).

The Kappa index is calculated by crossing classified map layers (Lden maps from

grid 20 up to 150) with a reference map layer (grid 10). The Kappa analysis takes the

assessed value and position of the Lden indicator into account for every pixel of the study

area and it also considers the relative area occupied by every noise level category on the

map. The Kappa analysis complements the patch analysis. The calculation is based on

independent comparisons between pairs of cells; small displacements between the cell

MATERIAL Y MÉTODOS

68

values on the reference map and the compared map are considered to be errors.

Comparison maps must be previously transformed to raster format, so a raster dataset

must be created with the same cell size. In this case, the raster dataset cell size is

determined by the highest resolution noise map (cell size 10x10). The Lden maps were

used as input features for raster conversion and the pixel central value was the criterion

adopted. The Kappa index can range from -1.00 to 1.00, extreme values indicate full

negative or positive correlation and a zero value means no correlation between the

items. Generally, a Kappa value higher than 0.70 or 0.80 is considered to be a

satisfactory level of agreement (De Mast, 2007; Maithani, 2009).

The noise map results and patch shapes are very much influenced by the

topography and road trace. Therefore, it is advisable to perform three calculations of the

Kappa index for every scenario: i) the overall Kappa value relating to the whole study

area, ii) a partial Kappa value in the western half of the study area (slightly hilly

topography and shallow slopes) and iii) a partial Kappa value in the eastern half of the

study area (irregular topography and more abrupt slopes).

3.2.2 Aircraft noise assessment at landscape scale

3.2.2.1 The soundscape characterisation

The noise monitoring analysis in the valley was conducted on different dates

from July 2011 to April 2013. Different monitoring stations were located when

considering natural and human-made noises, because having monitoring locations in the

absence of anthropogenic noise would allow characterisation of the natural ambient at

non-disturbed emplacements. In this way it was possible to assess the actual level of

noise intrusion caused by overflights in quiet areas within the park.

A professional PCE-322 “A” frequency weighting sound level meter (SLM) type

II and an Olympus VN-85000PC digital voice recorder connected to the SLM were

employed. The equipment was situated at approximately 1.5 m above the ground and it

was calibrated before and after every recording period. Sampling-measures were only

accepted within calibration reading deviations of under ±0.5 dB and weather conditions

(temperature, humidity and wind speed) were also monitored to meet the devices’

technical specifications or methodological requirements. The field sampling method is

MATERIAL Y MÉTODOS

69

described in Iglesias Merchan et al (2014) following the END recommendations and

principles stated in ISO 9613-2. Every monitoring sample consisted of 3 measuring and

recording intervals (sampling subperiods) 5 minutes' long, alternating with 5-minute

interval breaks between records. The most frequently used descriptive environmental

noise metrics; Leq, Lmax, Lmin, and SEL (Cowan, 1994) were calculated, and the SPL 75

percentil (L75) was employed for estimating the natural ambient sound levels (Lnat)

considering the Falzarano’s (2005) approach. Sampling data for defining Lnat in a quiet

area corresponded to an optimal summer monitoring day (low wind speed 0.0-1.5 m/s,

25 ºC 21 % of humidity) with a very low background noise level and overflights being

the only human-noise intrusions.

3.2.2.2 Aircraft noise mapping

The noise model was computed in NMSim 3.0, the modeling software developed

by Wyle Laboratories for the U.S. National Park Service (Ikelheimer and Plotkin,

2005). Noise modeling allows one to calculate SPL caused by noise sources over a set

of receiver-points defined by a calculation grid, and it can cover large regions, unlike

SPL measurements taken at a monitoring single location. Grid density can be

determined by addressing factors such as source type, topography or working scale

(Iglesias Merchan and Diaz-Balteiro, 2013) and it is used for plotting map isophones. It

was applied at a distance of 100x100 m between receiver points in the study area as an

acceptable resolution in case of aircraft noise mapping (WG-AEN, 2006). The digital

elevation model (DEM) built with ArcGIS 9.3 (ESRI, 2009) was based on official

1:5,000 scale topography maps from the Regional Cartography Service of Madrid. The

aircraft model was built considering the flights’ public data included in the Barajas

Airport SNM (AENA, 2008), and flight model parameters (e.g. aircraft tracks, altitude

or speed) were estimated from the noise monitoring web system in airports developed

by the Spanish Air Navigation Authority.

In total 3 air routes that cross over the study area (1 take-off route, TKO-01; and

2 landing routes, LND-1 and LND-2) connecting the airport were modeled (Fig. 11).

Take-off and landing overflight track altitudes oscillate when crossing the study area. In

the case of take-off movements an average altitude of 4,000 m when entering the valley

was established, and 4,500 m when leaving the study area. In the case of landing routes,

a constant altitude of 3,500 m throughout the whole the study area was determined.

MATERIAL Y MÉTODOS

70

Finally, an Airbus A-320 overflight at an estimated speed of 270 knots it was

considered as an average case, since it is the most common aircraft in Barajas airport

operations (AENA, 2008).

3.2.2.3 Overflights noise perception survey

A survey on noise pollution perception by natural park visitors was performed in

two phases. The 1st phase (Summer-Autumn) was performed from July 4th

to October

17th

2012 and the 2nd phase (Winter-Spring) from January 24th

to April 4th

2013. The

annual estimated number of PNP visitants was approximately 70,000 people in year

2011, 50,000 of which visited the park on non-working days and 20,000 did so on

weekdays. Seasonally, 45,000 people visited the park in Summer-Autumn and 25,000

did so in the Winter-Spring period. The sampling design consisted of interviewing two

visitors on weekdays and five visitors on non-working days while leaving the park.

Respondents were randomly selected by the park staff, correctly identified and located

by an information hut close to the PNP visitors’ center hall. In total 397 self-reported

questionnaires were collected; 327 questionnaires in the 1st phase (Summer/Autumn)

and 70 questionnaires in the 2nd

phase (Winter/Spring).

The survey consisted of 22 questions that were structured in three main parts, as

follows: i) Visitors’ motivation and the time spent in visiting the park ii) Visitors’ noise

pollution perception with respect to their park experience. In this part, visitors were

asked in two ways: to report audibility from a noise sources inventory and to rate them

in the case of annoyance iii) A socio-economic and socio-demographic characterisation.

3.2.2.4 Spatial pattern analysis

The number of metrics available for quantifying landscape structure can be

overwhelming (Cushman et al., 2008) and few of these are geared specifically to

landscape fragmentation (Jaeger, 2000). Therefore, it is desirable to use the smallest

number of independent metrics, which sufficiently define and quantify landscape

structure with goals and study methods (Cushman et al., 2008). We chose the effective

mesh size, MESH (Jaeger, 2000), as an indicator of landscape fragmentation because it

has been widely implemented by several countries in Europe, Canada, California and by

the European Environment Agency (Di Giulio, 2009; Girvetz et al., 2008; Jaeger et al.,

2008, 2011).

MATERIAL Y MÉTODOS

71

Whereas ambient noise conditions are relatively constant, acoustic interference

can drive acoustic divergence between populations because of masking and noise

conditions differences between habitats (Slabbekoorn 2004). Noise maps show the

aircraft’s acoustical footprint in the study area by dividing the territory into smaller

polygons than the so-called “zero alternative” (ZERO) and differing noise conditions

between each other. Thus, five scenarios have been defined in this study. ZERO-

scenario, the first one, represents the pre-project conditions and it provides a reference

framework for comparison (Geneletti, 2004), in which the equivalent continuous SPL

(Leq) was calculated. In addition, four flight models serve as scenarios: the three afore-

mentioned aircraft-tracks over the study area (TKO-01, LND-01, LND-02) and, finally,

GLOBAL-scenario (the cumulative Leq scenario by adding three operations

corresponding to an overflight in each actual take-off and landing route).

Fragstats version 4.2 (McGarigal et al., 2012) was used for calculating MESH.

Furthermore five class-level and six landscape-level of the most common spatial pattern

metrics, as defined by McGarigal (2013) and McGarigal and Marks (1995), were used

for interpreting the landscape-structure of the noise maps. Calculations were separately

referred to the whole higher Lozoya valley (the same area than SIA) and the SPA

(which is a portion of the SIA).

3.2.3 Road traffic noise ecological impact

3.2.3.1 Roads traffic noise mapping

The European Directive on environmental noise is intended for human receivers

and establishes that strategic noise maps for local or national application must be made

for an assessment height of 4 m and the 5 dB ranges of Lden and Lnight indicators as

defined in ISO 9613-2 (1996). Nevertheless, an easy and feasible strategic noise

mapping adaptation would be to adopt the equivalent continuous sound pressure level

(Leq) as reliable noise indicator, because of not including human-perceived subjective

penalties despite the 24 hours noise indicator recommended by END (Paunović et al.,

2009).

The SIA roads noise model computation was performed with Predictor™ Type

7810 software version 9.01 (Brüel & Kjaer, 2012) by using the French national

MATERIAL Y MÉTODOS

72

computation method referred to in the French standard ‘XPS 31–133’ (AFNOR, 2001).

It has been recently revised as ‘NMPB-Routes-2008’ (Dutilleux et al., 2010; Dutilleux,

2012b) and it is the method recommended by the European Union (EU) environmental

noise Directive 2002/49/EC (END). In addition, it is routinely and widely used to assess

road traffic noise (King and Rice, 2009). The digital elevation model was based on

official 1:5000 scale topography digital maps (5 m contour lines) from the Regional

Cartography Service. The Regional Transport and Infrastructures Department provided

official AADT data in year 2010. Separate hourly traffic flow data for light and heavy

vehicles (approximately 6 %) were considered in both roads modeling. Besides, the

average speed was estimated at 60 km/h for light vehicles and 50 km/h for heavy ones

along road M-604. In case of the narrower, highly curved and sloped road M-611, the

general speed was reduced to 55 km/h for light vehicles and 45 km/h for heavy vehicles.

Finally the pavement surface was classified as smooth asphalt in both roads.

Three hourly calculation periods commonly known as day (from 07.00 to 19.00

h), evening (from 19.00 to 23.00 h) and night (from 23.00 to 07.00 h) were established

in models in accordance with Spanish legislation and END Annex I. In which Lday,

Levening and Lnight are the A-weighted long-term average sound level indicators (dB) as

defined in ISO 1996-2 (1996). Moreover, the 24-hour equivalent continuous sound

pressure level, Leq (dB), was calculated. The noise model was performed at 4.0 m height

above the ground according with END recommendations.

3.2.3.2 Traffic noise effects in a breeding colony of Cinereous vulture (Aegypius

monachus)

Cinereous vulture is listed as endangered at regional level (CM, 1992) and it is

also a species listed in Annex I of Directive 91/244/EEC amending Council Directive

79/409/EEC on the conservation of wild birds. Therefore special conservation measures

concerning their habitat are mandatory in order to ensure the species survival and

reproduction in its area of distribution. An exhaustive breeding monitoring programme

of Cinereous vulture colony in PNP exists since 1997. Field monitoring usually extends

for the whole breeding season from the beginning of February till the end of September

(De la Puente, 2006). In total all nesting-pair locations data (N=287) from years 2009 to

2011 in the higher Lozoya valley were considered. All the nests in the valley are located

in mature of Scots pine (Pinus sylvestris) trees and this habitat cover approximately

MATERIAL Y MÉTODOS

73

6,100 ha of the study area. Breeding available data in the location of nests were grouped

according with 4 categories for analysis related to different breeding phases (De la

Puente, 2012): i) Non-breeding pairs (NB), ii) failed-incubation (FI), iii) failed-nestling

(FN) and iv) Fully-fledged (FF).

Noise calculations from the SIA roads noise model were repeated at height of

20.0 m considering the average tree-nesting height for data analysis within the study

area (De la Puente, in press). Noise exposure levels and breeding parameters data were

statistically analysed in five steps (Fig. 13) to compare potential noise influence at

different breeding phases. The considered variables were NB, FI, FN, FF and Leq (dB).

Whether data were not normally distributed (Kolmogorov-Smirnov test), the

nonparametric Kruskal-Wallis H and the Mann–Whitney U tests were used depending

whether comparing two or more than two independent groups according with the

analysis framework scheme illustrated in Fig. 13. The Kruskal-Wallis H test required

that noise exposure levels were categorized. Thus noise levels in nests were ranged by

classes of 5 dB (Fig. 7), as commonly defined in noise mapping (Iglesias Merchan and

Diaz-Balteiro, 2013). On the other side, the Mann–Whitney U test allowed assessing

differences in median noise values with regard to the breeding variables if analyzed by

pairs. In the final step comparison between failed or succeed nestling required a T test

because a normal distribution was displayed by the K-S- in these two groups. A

significance level of 0.05 was considered as significantly different between the

compared groups.

Fig. 13. Breeding data analysis schedule. Source: Prepared by the author.

MATERIAL Y MÉTODOS

74

3.2.3.3 Traffic noise effects in free-living roe deer (Capreolus capreolus)

2.2. Faecal Sample Collection

A data set of 120 Roe deer faecal samples including FCM levels (ng/g) from

eight surveyed plots in higher Lozoya valley was provided by PNP managers. Sample

collection was originally performed monthly from October 2009 to March 2010 by PNP

staff. In total 81 samples (from seven plots) that were located up to 1000 m distant from

the roads’ margins were used for assessing the potential annoyance from SIA roads

traffic (Fig. 14). As location coordinates were annotated, 57 samples were assigned as

closer to road M-604 and 24 samples were assigned as closer to road M-611

accordingly with their Euclidean distance. The seven plots averaged 140 ha/plot that

approximately covered 1000 ha of roe deer potential habitat surrounding roads.

Fig. 14. Roe deer data plots location

MATERIAL Y MÉTODOS

75

Noise calculations from roads noise model were repeated at height of 0.1, 0.5

and 1.0 m over ground because of being considered more adequate whether considering

the species approximate height during routinely activities such as resting, grazing,

standing or walking. Sampling data were classified in two groups with regard to their

assignation to the closer road (M-604 or M-611) and we analized mean values of

sample locations distance (m) to roads, FCM levels (ng/g) in faecal samples and Leq

levels (dB) in faecal sample locations. The T test was used in order to examine the

relationships between FCM levels and distance to roads M-604 and M-611 because a

normal distribution was displayed by the Kolmogorov-Smirnov test in these variables.

Nevertheess, as Leq data were not normally distributed (Kolmogorov-Smirnov test) we

used the non-parametric Mann-Whitney U test for comparing noise level median values.

We also employed a preliminary Pearson test to illustrate strength of relationship

between variables. In total, 79 samples were analized after removing 1 outlier data in

FCM levels from each group. The significance was set at p < 0.05 and all analyses were

performed with SPSS v.19.0 (IBM, 2010).

3.2.4 The visitor’s soundscape experience

3.2.4.1 Evaluation of PNP soundscape

Fieldwork was conducted on different dates from August 2011 to February

2012. The first monitoring station (MS-1) was located close to TWP, and a second (MS-

2) was situated by the lagoon (Fig. 10). These two locations were selected to summarise

the two extremes of the most common visitor experiences based on soundscape

association with landscape structure, composition and distance to roads (Joo et al.,

2011; Votsi et al., 2012). Sound pressure levels (SPLs) on the surroundings from the

road M-604 noise maps (Iglesias Merchan and Diaz-Balteiro, 2012) for an average day

period are summarised in Fig. 10.

A professional “A” frequency weighting sound-level meter (SLM) type II with a

windscreen was employed. The meter was calibrated before and after every recording

period, and records were only accepted if the calibration reading deviations were lower

than ±0.5 dB. Temperature, humidity and wind speed during the measurements at both

MSs were also monitored to meet the devices’ weather-thresholds specifications or

methodological requirements. A digital voice recorder was connected to the SLM for

MATERIAL Y MÉTODOS

76

sound capture and noise-source deskwork verification. The SLM was situated at

approximately 1.5 m above the ground and collected data each second during the

recording periods.

There are many studies regarding ecological effects of noise pollution (Cham

and Blumstein, 2011) that are usually based on very short records (González-Oreja et

al., 2012; Lengagne, 2008; Patón et al., 2012; Summers et al., 2011) compared to those

other works designed to develop a full soundscape inventory in USA national parks

(Miller, 2008; NPS, 2013). We have intended to design an intermediate-effort solution

for acoustic sampling, aiming toward standardisation inspired by the European

legislation on environmental noise (Directive 2002/49/EC, 2002) and their

recommendations on principles and methods stated in ISO 9613-2 (1996) the most

commonly used methodology to assess outdoor noise exposure from a variety of

sources (Brittain, 2004). The present work also took into account that measurements

and records must be representative for the study purposes, in this case limited to daily

periods of recreational visitation. Therefore, the soundscape sample consisted of 21

noise measurements and sound records that were taken in 7 different monitoring

periods. Each monitoring period consisted of 3 measuring and recording intervals 5

minutes' long (logging in slow response mode, every 1s) alternated with 5-minute

interval breaks between records. The data collection resulted 1 hour and 30 minutes of

data logs and audio recorded files that fulfilled atmospheric requirements.

The main components of the biophony, geophony and anthrophony were

manually identified and quantified in spectrograms using the software Audacity 2.0.3.

The more common environmental and descriptive noise metrics (Leq, Lmax, Lmin, L10, L50,

L75 and L90) were also calculated to give approximate indications of the maximum,

intrusive, median and background sound levels (Barber et al., 2011; Zhong et al., 2011).

This analysis was also complemented with the sound exposure level (SEL) in singular

episodes to provide a complete description of the acoustic scenario.

MATERIAL Y MÉTODOS

77

3.2.4.2 Economic valuation of noise

After analysing the soundscape in this natural area, a contingent valuation

analysis was performed to estimate the visitors' demand for a noise-reduction

programme in the park domains. The contingent valuation survey was supervised and

authorised by PNP Direction and technical staff. Respondents were approached at an

information hut located close to the visitor centre at TWP start point (Fig. 10).

Questionnaires were collected by the park staff (correctly identified) from July 4th

to

October 17th

2012. The sampling procedure consisted of interviewing visitors who were

exiting the park after their visit to TWP. There is a hidden automatic people counter in

TWP, and the number of hikers on non-working days is approximately 2.5 times the

number of visitors received on weekdays, according to data provided by the park

managers. Therefore, the sampling design consisted of interviewing two visitors on

weekdays and five visitors on non-working days, with the visitors randomly selected by

the park staff located at the information hut.

In CVM (Carson, 2000), the individual i chooses between two options: the status

quo, which represents the outcome that would occur in the absence of any intervention,

and a noise-reduction programme at an additional cost to the individual. To identify the

value of this policy change to individuals, a variety of elicitation formats have been

proposed (Bateman et al., 2002; Mitchell and Carson, 1989). In this study, the payment

card (PC) format was applied (Table 6). The resulting interval that bounds the

respondent’s WTP can be modeled using the analytical approach developed for the

payment card (Cameron and Huppert, 1989). The probability that WTPi lies between the

“yes” amount (AiYES

) and the lowest “no” bid in the payment card (AiNO

) will be

calculated as follows:

(𝐴 𝑊 𝑃 𝐴

) 𝐹(𝐴 ) − 𝐹(𝐴

) (6)

where F is the cumulative distribution function for WTPi, F(AB) is the

probability of saying no to bid AB, and 1-F(A

B) is the probability of saying yes, with

B={NO, YES}. The log-likelihood function is then calculated as follows:

MATERIAL Y MÉTODOS

78

( ) (𝐹(𝐴 ) − (𝐹(𝐴

)) (7)

where n is the number of individuals in the sample. Estimations of PC intervals

have been performed using the likelihood function presented in Equation (7) and the

standard logistic function for the cumulative distribution function.

The following valuation question was used (the complete questionnaire is

available on request from the authors): “In order to adopt measures to mitigate the

noise pollution of the Valley, a financial contribution from visitors (through an entrance

fee) might be requested. On the next payment card, please mark the maximum amount

that you would be willing to pay (through a daily entrance fee per person) for a similar

visit as today. Please note that this payment is real and those euros could not be

devoted to other tasks”.

Table 6. Payment card*

0.5 euros 1.0 euros 1.5 euros

2.0 euros 2.5 euros 3.0 euros

3.5 euros 4.0 euros 4.5 euros

5.0 euros 5.5 euros 6.0 euros

I will not pay anything

Does not know / Does not answer

* The complete questionnaire is included in Apéndice A: “Encuesta a los visitantes del Parque

Natural de Peñalara”

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

79

4 RESULTADOS

4.1 Traffic noise maps accuracy at landscape scale

4.1.1 Noise models and calculation grid assessment

Fifteen noise maps for the Lden indicator have been calculated depending on the

calculation grid size as previously explained. Noise levels are represented by categories

defined by ranges of 5 dB. It must be noted that the coloured area results vary slightly

within the 2x2 km square because they are based on grid points whose density and

coordinates are different in each case (Fig. 12 and Fig. 15) as the grid resolution

changes. Therefore, there is a square of 324 ha within the study area that allows a

comparison of the 15 scenarios or isophone maps.

The 10 m grid resolution (grid 10) is the most detailed noise map calculated in

the study area, so it is considered to be the reference map (Fig. 15) when comparing the

15 model results. The grid 10 calculation process lasted 1 hour 31 minutes 18 seconds

(Noise models were calculated with a Pentium Dual CPU T2390 with 1.87 GHz

processor, 3.00 GB of RAM and Windows 7 Service Pack 1 for a 32 bit system) and the

noise level map results were represented in 9 category intervals (from less than 35 dB

up to 75 dB), grouped in 62 patches dominated by intermediate levels (from 40 dB to 60

dB). The higher level categories show faster attenuation at increasing distances from the

noise source. Lden values over 65 dB are almost only represented on the road surface and

its closest surroundings.

The grid 150 Lden indicator noise map is the least detailed map and the

calculation time was only 37 seconds. The calculation times for grids between grid 10

and grid 150 reduces non-linearly with increasing grid sizes. The grid 150 Lden map has

only 11 patches grouped into 6 noise level categories. The lower the resolution settings,

the more information is lost both in the higher level categories and the closer the noise

source is (smaller polygons as a result of the faster attenuation), but likewise in the

lower levels and further from the source (because of its small original size). The rest of

the 13 compared scenarios represent 13 intermediate situations of the study area

soundscape defined by the Lden indicator.

RESULTADOS

80

Fig. 15. Noise maps for the Lden indicator calculated from different

calculation-grid sizes (spatial resolution). Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

81

4.1.2 Analysis of landscape level changes

Landscape level metrics confirm a loss of accuracy when increasing the

calculation grid size from 10 to 150 m distance for noise mapping, as presented in

Fig.16. The NumP is reduced and it implies a decrease in the number of classes, but an

MPS increase. In terms of the class diversity, whilst maintained at intermediate levels

(close to values of 1.5), it is reflected in the decline in SDI. Furthermore, the shape of

the polygons is simplified, as reflected by the decreasing MPFD, AWMSI and ED

values.

Fig. 16. Spatial indices result curve graphs of the landscape level analysis.

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

82

The Lden map analysis at class level shows general behaviour that looks just like

common indices compared at landscape level. It reflects a soundscape simplification

trend expressed by the NumP decrease and the general simplification of the polygons’

shape (MPFD, AWMSI and ED) for all categories when increasing the calculation grid

size from 10 m to 150 m (Fig. 17), although some intermediate grid size fluctuations are

shown. A general increase in MPS is also observed, particularly at intermediate noise

levels (45, 50, 60 and 65 dB). However, the CA curves remain approximately constant

for all noise categories when increasing the calculation grid size.

Landscape metrics allow the general trend of detail loss to be described when

increasing the calculation grid size in noise mapping. However, in order to find

breaking thresholds between similar landscapes and determine which maps can be

considered equivalent at landscape scales, it would be useful to know whether there is a

calculation grid size range where landscape attribute changes occur at different rates.

The AWCA indicator, expressed in relative terms as explained above, has

positive values if noise categories increase its area when increasing calculation grid

size, it is negative otherwise. The graphs show that an apparent change in the gradient

of the AWCA curves occurs at calculation grid size values between 50 m and 100 m and

it is also observed that the increases in the AWCA value are greater than ± 1% (Fig. 18)

for almost all the noise level categories. Some polygons can disappear in case they were

narrower than the width of the increased grid size and this causes a reduction in the

number of classes, as shown in the case of noise level categories 35, 40, 70 and 75 dB

(Table 7 and Fig. 19). The original polygon sizes also explain the changes in the

gradient of the noise class level curve and changes from positive to negative values and

vice versa. The highest positive increases happen at 60 dB (from grid 100 to 150)

because these large polygons replace the narrower ones (70 and 75 dB noise class

levels) and that causes the masking of the higher noise pollution classes when plotting

the road isophone map using interpolation. The lack of information at different noise

class levels and its magnitude is represented by negative values and negative curve

slopes.

RESULTADOS

83

Fig. 17. Spatial indices result curve graphs at the class level. Source: Prepared by the author.

Fig. 18. AWCA and AWED changes at the class level. Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

84

The AWED graphs show that all the noise categories have negative values and

their curves decrease when increasing the calculation grid size (Fig. 18). However, the

AWED reductions are lower than -2% for almost every noise level category (except the

higher categories) when the calculation grid size is smaller than 50 m. The decrease in

AWED values is greater than -2% for almost all the noise categories when the

calculation grid sizes are higher than 100 m.

Differences between the result maps in relative terms are represented by the

AWCA and AWED curve distances from the horizontal axis. Changes that indicate

alterations to soundscape attributes can be seen in the graphs of both indices. It is

possible to identify three distinct areas depending on the graphical dispersion of these

charts. The curves are relatively concentrated from grid 10 to 50, then there is a

pronounced phase of change between the grid 50 and the grid 100 values and,

ultimately, there is a great dispersion with the greatest curve separations above grid 100.

4.1.3 Noise mapping accuracy

For every noise map (from grid 10 to grid 150), the Kappa index has been

calculated to determine the equivalence level with regard to the reference map (grid 10).

It also allows a threshold of equivalence to be established depending on management

purposes or noise mapping goals.

A first overall Kappa analysis reveals a very unequal distribution of Kappa

values through the noise level categories. The Kappa index decreases in general terms

when the calculation grid size is increased, but accuracy values remain higher than 0.8

for intermediate noise level classes (45, 50, 55 and 60 dB), when the grid size value is

lower than 50–60 m (Fig. 19).

By analysing the eastern and the western study areas separately, it is possible to

see the same general decreasing trends of partial Kappa values when increasing the

calculation grid size, as well as how the reduction in the number of noise classes occurs.

Nevertheless, fewer fluctuations are produced at intermediate grid sizes than in the case

of the total study area. However, a clearly higher level of accuracy in the western half of

the study is obtained, where the topography is smoother and the traffic flow is

continuous.

RESULTADOS

85

Fig. 19. Overall and partial Kappa indices by noise classes. Source: Prepared by the author.

Table 7 shows the Kappa index value of the 15 scenarios when compared to the

reference map (grid 10). Partial Kappa values show where the main differences between

landscape features are located. It also indicates the calculation time of every noise

model according to the calculation grid size.

RESULTADOS

86

Table 7. Kappa analysis and noise calculation time with respect to the calculation-grid size

Calculation

-Grid Size

Number

of

Classes

Kappa

(Total

Study

Area)

Kappa

(Western

Study

Area)

Kappa

(Eastern

Study

Area)

Calculation

time (h:m:s)

Absolute

Time

Difference

(%)

Partial

Time

Difference

(%)

10 9 1.000 1.000 1.000 1:31:18 00.0 00.0

20 8 0.971 0.987 0.955 0:23:35 74.2 74.2

30 8 0.950 0.974 0.927 0:10:42 88.3 54.6

40 8 0.930 0.964 0.897 0:05:59 93.4 44.1

50 8 0.909 0.954 0.865 0:04:03 95.6 32.3

60 8 0.892 0.941 0.844 0:02:47 97.0 31.5

70 7 0.879 0.934 0.825 0:02:09 97.6 22.3

80 8 0.856 0.917 0.793 0:01:39 98.2 23.5

90 7 0.851 0.913 0.790 0:01:25 98.5 14.4

100 7 0.832 0.902 0.764 0:01:12 98.7 15.2

110 7 0.812 0.812 0.740 0:01:03 98.9 12.8

120 7 0.817 0.887 0.756 0:00:55 99.0 12.0

130 7 0.820 0.889 0.752 0:00:44 99.2 19.7

140 6 0.800 0.871 0.730 0:00:37 99.3 15.8

150 6 0.795 0.867 0.725 0:00:37 99.3 00.8

Source: Prepared by the author.

The Kappa analysis of the noise maps in the whole study area provides higher

than 0.9 accuracy values when the calculation grid size is lower than 50 m, which

represents a computation time saving of over 95% compared to the reference map (grid

10) in the studied case. The same accuracy level is obtained with grid values lower than

100 m in the western half of the study area. A calculation time saving of 98.7% is

achieved when employing grid 100 instead of grid 10. In the more irregular and abrupt

orography (eastern half of the study area), high levels of accuracy are only obtained

below grid 30 (Kappa > 0.9), which means an 88.3% saving in calculation time. The

Kappa index and calculation time saving values with respect to grid size allow an

accuracy range to be estimated depending on the decision-maker’s objectives.

RESULTADOS

87

4.2 Aircraft noise disturbance

4.2.1 Soundscape disruption by aircraft overflights

Field monitoring revealed that Lnat levels were situated at around 30 dB and

aircraft overflight noise disruptions on the soundscape were easily observable in the

spectrograms (Fig. 20). Noise metrics for quiet areas are presented in Table 8, in which

2 overflights are shown in both the second (t2) and the third (t3) sampling subperiods.

These aircrafts increased Leq values in 7.5 dB (aircraft #2 and #3) and 9.5 dB (aircraft

#1 and #4) with respect to the first (t1) monitoring subperiod in which no overflights

occurred. Lmax values rose to 53 dB during t2. In SEL terms, overflight events exceeded

55 dB in two cases and 60 dB in the other two cases.

Table 8. Noise metrics at a quiet area MS and four overflight-events sound exposure levels (SEL).

Period /

Subperiod

Leq

dB(A)

Lmax

dB(A)

Lmin

dB(A)

Lnat

dB(A)

SEL #1

dB(A)

SEL #2

dB(A)

SEL #3

dB(A)

SEL #4

dB(A)

T 37.9 53.0 27.9 29.8 61.3 56.6 55.9 64.1

t1 30.8 34.8 28.4 30.1 - - - -

t2 40.3 53.0 30.4 32.0 61.3 56.6 - -

t3 38.3 50.3 27.9 29.1 - - 55.9 64.1

T, total monitoring time; t1, 2, 3, first, second and third individualized monitoring periods

Leq, the equivalent continuous sound pressure level (SPL); Lmax, maximum SPL period value; Lmin,

minimum SPL period value; Lnat, level of noise exceeded for 75% of the specified measurement period t

Source: Prepared by the author.

Noise polygon-classes had a very different structure in each scenario-map

(Fig.21). Leq levels ranged from the lower level-class (0-5 dB), that was only present in

LND-01, to 40-45 dB class in the TKO-01 case where covered more than 25% of the

study area (Table 11). Level-classes ranged between 20-25 dB and 45-50 dB in the

GLOBAL scenario. Leq levels compared with respect to Lnat gave the following

percentages of land disrupted for each case (% of surface with Leq>=30-35 class level):

15.7% in LND-01, 51.7% in LND-02, 73.5% in TKO-01 and 87.9% in GLOBAL.

Additionally more surface of the park core area (PNP) was affected by higher values in

LND-02 scenario, unlike LND-01 that caused the lowest noise intrusion levels in PNP.

RESULTADOS

88

Fig. 20. A 5 minute monitoring subperiod (t3) sonogram example and SPL series data.

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

89

Fig. 21.The four overflight-scenarios noise maps. Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

90

4.2.2 Visitors’ perception

A total of 397 self-reported questionnaires were collected by PNP staff.

Respondents’ answers were not related to the fact of being residents in the valley (4% of

visitors). The mean time of visits was 4.07 hours and two-thirds of the interviewed

visitors had previously visited the PNP. Concerning aircraft noise perception, 37% of

respondents had heard aircraft noise during their visit. A significant relationship was

found between perception of noise pollution in the valley and aircraft noise annoyance

(χ2=44.323, ρ=0.001). Noise annoyance was evaluated as high or very high and

disturbed 29% of respondents that reported having heard aircraft noise during their visit

(Table 9).

Table 9. Aircraft noise annoyance and perception of noise pollution in the Valley

(in number of visitors).

Perception of noise

pollution in the valley

Aircraft noise annoyance

Null Low Medium High Very high

(7.64%) (28.47%) (34.72%) (21.53%) (7.64%)

Null (18.80%) 5 10 3 0 0

Low (59.79%) 6 28 37 18 4

Medium (16.97%) 0 2 9 10 4

High (3.92%) 0 1 1 1 2

Very high (0.52%) 0 0 0 0 0

Source: Prepared by the author.

The survey results showed that aircraft noise perception was related to the

season (χ2=16.557, ρ=0.001), the duration of the visit (χ

2=32.414, ρ=0.039) and

considering that the valley was affected by noise pollution (χ2=7.983, ρ=0.005). The

percentage of visitors who claimed to have heard aircraft noise rose to 42% in the

summer, unlike what was reported by only 16% of winter visitors. Overflights noise

perception was also related to previous experience as a PNP visitor (χ2=4.748, ρ=0.029)

and in considering that noise pollution may affect nature conservation (χ2=5.870,

ρ=0.015). But it was not related to being a resident in the valley (χ2=1.203, ρ=0.273) nor

to positively valuing outdoor enjoyment in the absence of noise (χ2=0.053, ρ=0.818).

RESULTADOS

91

Table 10. Relationships between aircraft noise annoyance, visit time, previous experience and

conservation (in # responses).

Level of noise

pollution

Visit time (hours) Previous visit Noise affects

conservation

<=2.5 (2.5 – 5) (5 - 7.5) >7.5 No Yes No Yes

Null 5 4 2 0 6 5 4 7

Low 6 26 7 2 7 34 6 35

Medium 4 30 16 0 12 38 5 45

High 6 17 6 2 12 19 2 29

Very high 3 4 3 1 2 9 0 11

Source: Prepared by the author.

Overflights noise annoyance was related to: the season (χ2=18.220, ρ=0.003), the

duration of the visit (χ2=24.308, ρ=0.060), having previously visited the valley

(χ2=11.955, ρ=0.035), positively valuing outdoor enjoyment without noise (χ

2=11.405,

ρ=0.502), considering that noise pollution affects conservation (χ2=12.886, ρ=0.024)

and noise levels perception in the valley (χ2=49.949, ρ=0.002).

4.2.3 Noise spatial pattern assessment

Class-level metrics allowed describing the main spatial configuration of range-

polygons in noise maps (Table 11). There were few NPs at almost every range except in

lower class-levels of the LND-01 map. These class-levels covered the highest

percentages of land in the LND-01 scenario, which illustrates that very quiet areas

remained instead of overflights along this track. Unlike other scenarios in which higher

PLAND values corresponded from medium to higher range classes. LPI equals the

percentage of the landscape comprised by the largest patch in each class. And AI values

indicate that patch types are highly aggregated in almost every case which was coherent

with the studied phenomenon, because sound level pressure decreases with the distance

from the tracked-polylines.

RESULTADOS

92

Table 11. Spatial indices at class-level analysis.

Scenario

Noise

Class

Level

SIA SPA

NP

(#)

PD

(#/100

ha)

PLA

ND

(%)

LPI

(%)

AI

(%)

NP

(#)

PD

(#/100

ha)

PLA

ND

(%)

LPI

(%)

AI

(%)

LND-01 0-5

5-10

10-15

15-20

20-25

25-30

30-35

35-40

40-45

45-50

25

14

12

9

6

1

4

2

2

-

0.167

0.093

0.080

0.060

0.040

0.007

0.027

0.013

0.013

-

13.63

32.66

7.52

10.17

10.02

10.88

11.12

2.41

1.59

-

13.03

31.28

6.92

10.10

9.95

10.88

10.36

2.40

1.56

-

96.14

97.93

95.04

98.01

98.14

98.73

97.90

90.72

97.09

-

14

14

7

9

7

1

2

4

2

-

0.179

0.179

0.090

0.115

0.090

0.013

0.026

0.051

0.026

-

15.29

30.56

11.53

11.75

12.12

7.79

7.69

1.59

1.68

-

14.90

28.16

11.37

11.62

12.00

7.79

7.67

1.51

1.64

-

95.45

96.67

96.18

98.00

98.01

98.11

96.59

84.25

95.86

-

LND-02 0-5

5-10

10-15

15-20

20-25

25-30

30-35

35-40

40-45

45-50

-

-

3

5

9

5

6

3

1

-

-

-

0.020

0.033

0.060

0.033

0.040

0.020

0.007

-

-

-

0.01

10.38

10.88

24.57

18.52

31.40

4.20

-

-

-

0.05

5.66

8.91

14.12

10.79

31.38

4.20

-

-

-

73.33

97.69

95.55

98.07

97.27

99.16

98.72

-

-

-

1

9

3

6

4

1

-

-

-

-

0.013

0.115

0.038

0.077

0.051

0.013

-

-

-

-

3.79

4.58

23.28

23.67

37.02

7.67

-

-

-

-

3.79

2.20

13.22

15.86

36.99

7.67

-

-

-

-

97.79

93.59

97.57

97.32

98.78

98.67

-

TKO-01 0-5

5-10

10-15

15-20

20-25

25-30

30-35

35-40

40-45

45-50

-

1

5

4

16

3

6

2

1

-

-

0.007

0.033

0.027

0.107

0.020

0.040

0.013

0.007

-

-

0.00

0.00

4.05

1.53

18.55

5.96

44.08

25.80

-

-

0.00

0.01

4.00

1.24

14.20

3.19

23.65

25.80

-

-

NA

55.56

96.49

84.03

98.23

94.30

99.22

99.23

-

-

-

2

4

16

1

6

2

1

--

-

-

0.026

0.051

0.205

0.013

0.077

0.026

0.013

-

-

-

0.00

1.46

1.47

18.45

5.44

43.93

29.23

-

-

-

0.01

1.33

1.01

18.45

4.38

31.48

29.23

-

-

-

80.00

90.67

81.21

98.40

94.37

98.90

99.08

-

GLOBAL 0-5

5-10

10-15

15-20

20-25

25-30

30-35

35-40

40-45

45-50

-

-

-

-

2

3

3

2

5

5

-

-

-

-

0.013

0.020

0.020

0.013

0.033

0.033

-

-

-

-

3.05

8.96

4.04

49.67

34.25

0.00

-

-

-

-

3.04

8.95

3.98

25.00

26.91

0.01

-

-

-

-

97.22

98.40

95.32

99.05

98.74

58.06

-

-

-

-

1

3

3

2

5

2

-

-

-

-

0.013

0.038

0.038

0.026

0.064

0.026

-

-

-

-

0.00

7.88

5.50

43.84

42.18

0.00

-

-

-

-

0.57

7.86

5.41

33.30

30.80

0.02

-

-

-

-

91.48

97.27

94.93

98.62

98.50

60.00

ZERO N/A 1 0.006 100.0 100.0 100.0 1 0.013 100.0 100.0 100.0

SIA, Socioeconomic influence area; SPA, Birds’ special protection area; NP, number of patches;

PD, patch density; PLAND, percentage of landscape; LPI, largest patch index (0LPI100);

AI, aggregation index (0AI100); LND-1, landing route #1; LND-2, landing route #2;

TKO-01, take-off route #1; GLOBAL, the cumulative Leq scenario (TKO-01 + LND-1 + LND-2);

ZERO, zero alternative

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

93

Landscape-level metrics (Table 12) showed a total NP decrease from lateral to

centered tracked-polylines with respect to the study area polygon. The GLOBAL

scenario generated lower NP values and it obviously equaled 1 in the ZERO-case

scenario. MPS and ED gave a general idea of the patch mosaic configuration and

PAFRAC results approached 1.2 values in every case, which indicates quite simple

perimeter shapes, such as squares. Resultant polygon-shapes were far from highly

convoluted (when PAFRAC approaches 2). CONTAG values indicate that patch types

were intermediately disaggregated in LND-01 and a moderately higher disaggregation

in the GLOBAL scenario. CONTAG was undefined and reported as “N/A” in ZERO

because NP types were less than 2 in this case. The maximum MESH values were

assumed to be reached with a completely unfragmented area (ZERO-case). Meanwhile

MESH values dropped in 80.8% (GLOBAL) to 85.1 % (LND-01) with respect to the

pre-project scenario. Lastly, LND-01 showed the highest values of class-levels

diversity.

Table 12. Spatial indices at landscape-level analysis.

Indices Area of

reference

Scenario

LND-01 LND-02 TKO-01 GLOBAL ZERO

NP (#) SIA

SPA

76

60

32

24

38

32

20

16

1

1

MPS (ha) SIA

SPA

183.15

125.55

429.25

313.89

361.47

235.41

686.21

470.52

15.00

7.80

ED (m/ha) SIA

SPA

12.46

15.73

9.49

9.73

7.47

7.92

6.10

7.56

0.00

0.00

PAFRAC

(no units)

SIA

SPA

1.23

1.24

1.18

1.17

1.19

1.19

1.17

1.17

N/A

N/A

CONTAG (%) SIA

SPA

52.38

51.63

54.78

54.28

64.31

63.58

65.03

66.05

0.00

0.00

MESH (km2) SIA

SPA

22.42

11.67

22.19

15.21

26.06

17.8

28.74

17.1

150.00

78.00

SHDI (no units) SIA

SPA

1.94

1.93

1.63

1.51

1.39

1.32

1.17

1.12

0.00

0.00

NP, number of patches; MPS, mean patch size; PAFRAC, perimeter-area fractal dimension

1PAFRAC2); ED, edge density; CONTAG, contagion index (0CONTAG100); MESH, effective

mesh size; SHDI, Shannon’s diversity index; TKO-01, take-off route #1; LND-1, landing route #1;

LND-2, landing route #2; GLOBAL, the cumulative Leq scenario (TKO-01 + LND-1 + LND-2);

ZERO, zero alternative SIA, Socioeconomic influence area; SPA, Birds’ special protection area;

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

94

4.3 Road traffic disturbance assessment on wildlife

4.3.1 Disturbance assessment in a breeding colony of Cinereous vulture (Aegypius

monachus)

First of all, descriptives for Leq levels at nesting location revealed a mean

difference of 0.6-1.0 dB between results at calculation height of 4 or 20 m above ground

(Table 13). All the nests were situated below 40 dB at a calculation height of 4 m above

ground and only two nests ranged up 40.6 dB in case of calculations computed at 20 m

height. In addition, mean Leq values always ranked less than 25 dB.

Table 13. Descriptives for breeding parameters and Leq levels (dB) at calculation heights of 4 m and 20 m

above ground.

Breeding

Parameter Mean ± SD

95% Conf.

Int. for Mean Range

Skewness

±SE

Calculation

Height 4 m

NB (N=35) 21.2 ± 9.2 18.0 – 24.3 5.0 – 38.5 0.055 ± 0.40

FI (N=69) 20.4 ± 9.2 22.6 – 20.4 5.0 – 36.7 -0.290 ± 0.30

FN (N=14) 21.3 ± 8.2 16.6 – 26.0 5.0 – 35.5 -0.186 ± 0.60

FF (N=169) 22.3 ± 9.1 21.0 – 23.7 5.0 – 39.2 -0.258 ± 0.20

Breeding pairs (N=252) 21.7 ± 9.1 20.6 – 22.9 5.0 – 39.2 -0.260 ± 0.15

Total (N=287) 21.7 ± 9.1 20.6 – 22.7 5.0 – 39.2 -0.221 ± 0.14

Calculation

Height 20 m

NB (N=35) 21.9 ± 9.4 18.7 – 25.2 5.0 – 40.2 0.186 ± 0.40

FI (N=69) 21.0 ± 9.3 18.8 – 23.3 5.0 – 38.6 -0.249 ± 0.30

FN (N=14) 22.3 ± 8.6 17.4 – 27.3 5.0 – 36.5 -0.300 ± 0.60

FF (N=169) 23.1 ± 9.2 21.7 – 24.5 5.0 – 40.8 -0.237 ± 0.20

Breeding pairs (N=252) 22.5 ± 9.2 21.3 – 23.6 5.0 – 40.8 -0.238 ± 0.15

Total (N=287) 22.4 ± 9.2 21.4 – 23.5 5.0 – 40.8 -0.187 ± 0.14

NB: non-breeding pairs; FI: failed-incubation; FN: failed-nestling; FF: fully-fledged

Source: Prepared by the author.

Leq levels frequency distributions were predominantly located between 15 and 30

dB interval during all breeding stages (Fig. 22). Comparisons of non-breeding pairs and

breeding pairs in the first step of analysis (Fig. 13) resulted that Leq levels in the

breeding group were higher than the non-breeding group, but it was not statistically

significantly different at 20 m above ground (Mann-Whitney U test: U=4,133, p=0.547).

RESULTADOS

95

The same analysis for noise exposure computed levels at 4 m above ground, also

revealed that Leq levels in the breeding group were higher than the non-breeding group

with not statistically significantly different (U=4,131, p=0.544).

Fig. 22. Ranked noise exposure levels in nest sites: a) at calculation height of 4 m b) at calculation height

20 m. NB: non-breeding pairs; FI: failed-incubation; FN: failed-nestling; FF: fully-fledged.

Source: Prepared by the author.

Noise exposure levels were categorized by ranges of 5 dB in order to carry the

Kruskal-Wallis H (Fig. 22) in the second step of analysis (Fig. 13). Following Table 14,

an expanded analysis on four considered groups (NB, FI, FN and FF) reveal that there

was not a statistically significant difference on Leq levels between them at the average

RESULTADOS

96

nesting height of 20 m above ground (Kruskal-Wallis H test: H(3)=1.537, p=0.674)

neither at 4 m calculation height (H(3)=2.308, p=0.511).

Table 14. Kruskal Wallis H test for Leq levels (dB) at calculation heights of 4 m and

20 m above ground.

Variable

Mean Rank

at 4m

height

Test

Statisticsa,b

Mean Rank

at 20m height

Test

Statisticsa,b

Non-breeding pairs, NB (N=35) 136.03 - 139.50 -

Failed-incubation, FI (N=69) 134.35 - 134.33 -

Failed-nestling, FN (N=14) 136.71 - 136.96 -

Fully-fledged, FF (N=169) 150.20 - 149.46 -

Chi square - 2.308 - 1.920

df - 3 - 3

Asymp. Sig - 0.511 - 0.589

a. Kruskal Wallis H test

b. Grouping variable: Breeding success parameters (NB, FI, FN, FF)

Source: Prepared by the author.

Specific analysis on breeding pairs in the third step of analysis (Fig. 13) reported

not a statistically significant difference on Leq values between FI, FN and FF groups

(Table 15) at 20 m of calculation height(H(3)=1.412, p=0.494) neither considering noise

levels at height of 4 m above ground (H(3)=1.893, p=0.388).

Table 15. Kruskal Wallis H test for Leq levels (dB) in breeding pairs (FI, FN and FF) at calculation

heights of 4 m and 20 m above ground.

Variable Mean Rank

at 4m height

Test

Statisticsa,b

Mean Rank

at 20m height

Test

Statisticsa,b

Failed-incubation, FI (N=69) 117.22 - 117.62 -

Failed-nestling, FN (N=14) 118.93 - 119.86 -

Fully-fledged, FF (N=169) 130.92 - 130.68 -

Chi square - 1.893 - 1.741

df - 2 - 2

Asymp. Sig - 0.388 - 0.419

a. Kruskal Wallis H test

b. Grouping variable: Breeding pairs successful parameters (NB, FI, FN, FF)

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

97

Regarding success at incubation stage (FI, FN+FF) in the fourth step of analysis

(Fig. 13), paired comparison analysis resulted in higher noise levels for the succeed-

incubation pairs (FN+FF) than the failed-incubation group (FI) at every height of

calculation, but it was not statistically significantly different at average nesting height

(U=5,602, p=0.168) neither at 4 m height (U=5,673, p=0.214). Finally, as data from

pairs that succeed incubation revealed (FN+FF) were normally distributed (Kolmogrov-

Smirnov test, p>0.050) the T test was used in order to examine relationships among

variables at nestling stage in the last step of analysis (Fig. 13). This comparison did not

find that succeeding pairs (FF) suffered statistically significantly higher Leq level than

failed in nestling (FN) at 20 m height above ground (t(181)=0.363, p=0.784) neither at 4

m (t(181)=0.591, p=0.689).

4.3.2 Disturbance assessment in a Roe deer poopulation

4.3.2.1 FCM levels

FCM levels ranged from 287 to 3314 ng/g in faecal samples and there was not

found correlation between FCM levels and distance to roads neither correlation between

FCM levels and Leq levels (Table 16). Nevertheless, the T test reported a significant

difference in the FCM mean levels (t(77)=2.556, p =0.013*) between samples located

closer to road M-604 (M=1263, SD=528.7) and samples collected closer to road M-611

(M=947, SD=418.3) (Fig. 23).

Table 16. Correlations between variables

Leq level

(dB)

FCM level

(ng/g)

Distance to

roads (m)

Leq level

(dB)

Pearson Correlation

Sig. (2-tailed)

N

1

-

79

0.121

0.289

79

-0.855**

0.000

79

FCM level

(ng/g)

Pearson Correlation

Sig. (2-tailed)

N

0.121

0.289

79

1

-

79

-0.055

0.628

79

Distance to

roads (m)

Pearson Correlation

Sig. (2-tailed)

N

-0.855**

0.000

79

-0.055

0.628

79

1

-

79

* significant correlation at p<0.05; ** p<0.01

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

98

4.3.2.2 Noise levels

Leq levels ranged from 21.9 to 42.0 dB in faecal sampling locations and negative

correlations between distance to roads and noise levels illustrate the coherent

attenuation of sound pressure levels with distance from the noise source (Table 16).

Comparisons of noise exposure levels between groups of samples (Fig. 23) revealed that

Leq levels in samples closer to road M-604 were statistically significantly higher than

samples closer to road M-611 (Mann-Whitney U test: U=444, p=0.031*). Leq levels

frequency distribution in sampling locations ranged between 22.4 and 45.4 dB.

4.3.2.3 Distance to roads

There were not found correlations between distance to roads and FCM levels,

unlike Leq values that resulted negatively correlated with distance to roads because of

sound attenuation with distance from a noise source (Table 16). The T test was used in

order to examine the relationships between distance (m) to roads (M-604 and M-611)

from every faecal sample site (Fig. 23). This comparison found that faecal locations did

not distribute statistically significantly closer from one road than other (t(77)=-0.093,

p=0.926).

RESULTADOS

99

Fig. 23. Box-plot diagrams indicating median values and p-values for FCM levels, Leq levels and

distance to roads from faecal samples grouped according to their closer road (M-604 or M-611).

* significant correlation at p<0.05; ** p<0.01. Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

100

4.4 The visitors’ soundscape valuation

4.4.1 The listening soundscape

The main aspect of the TWP visitors’ acoustic experience is the dominance of

anthropic noises during the most frequent daily visitation periods (Fig. 24 and Table

17). The MS-1 audible time is 100% occupied by anthropogenic noises such as road

traffic and hikers’ voices or footsteps that overlapped in a frequency range of 100-2,000

Hz in spectrogram plots (Fig. 24). Hikers’ conversations at higher volumes, shouts or

singular noisy episodes, like a motorcycle accelerating, are easily visible in the

spectrograms between 30-100 Hz. For approximately 60% of the audible time, it is

possible to identify sounds from the biophony (mainly birdsongs). Geophony

phenomena, such as the noise of wind through vegetation or rain noise, was minimised

because the data were recorded under wind speeds lower than 0.8 m/s on days that were

not rainy.

The conversations from visitors resting by the lagoon occupied 100% of the

audible time (ranging 100-1,500 Hz) at MS-2. People shouting, laughing and sneezing

are plotted as higher-volume events and at higher frequencies (2,500-5,000 Hz). Aircraft

overflights (20-400 Hz) are singular episodes that last for a little more than a minute and

can also be seen by recreationists from this place but not by visitors hiking up TWP

through the forest. It is possible to identify birdsong (approximately 50% of the audible

time), and the existing geophony from the feeble streams is fully masked by

anthropogenic noise during the summer (but not as much in the other seasons).

Regarding SLM measurements, the TWP’s Leq is 6 dB(A) higher than by the

lagoon (41.6 dB in TWP and 35.5 dB by the lagoon, Table 18). The L90 is usually

regarded as the background noise level without any discrete events. This value

corresponds to 35.7 dB in TWP and less than 30 dB by the lagoon. Lynch et al. (2011)

established the desired condition for natural ambient as a metric (Lnat) that is an estimate

of what the median ambient sound levels for a national park would be in the absence of

all extrinsic (or anthropogenic) sources. A less-conservative metric has been adopted as

a reference for the natural ambient in this work (L75) because it was obviously not

possible to do any field work to characterise visitor’s experiences in the absence of

these sources. The anthropic noise is assumed to be affecting this recreational area by

RESULTADOS

101

increasing the SPL approximately 4.5 dB over the natural ambient in both places. This

change can be considered as a noticeable impact because it means that the sound energy

more than doubled; these values together with the percentage of time that anthropogenic

noise is audible lead to accept that anthropogenic noise pollution exists in the park.

Table 17. Noise sources inventory and visitors' perception

Noise source

Recorded

during field

monitoring

Audible

time (%) Heard by (%)

Annoyance

(mean)a

Cell phone ringtones NO - 19.00 2.44

Music NO - 5.61 2.71

Voices / conversations YES 75-100 51.40 2.91

Hunters NO - 0.62 2.00

Dogs NO - 15.31 2.08

Cars YES - 18.38 2.91

Lorries / buses YES - 4.36 2.65

Motorcycles / quads YES - 7.17 3.38

Aircraft YES 0-25 42.37 2.92

Road traffic & footsteps

(only TWP)*

YES 100 - -

a Annoyance ranges from 1 (not disturbing); 2 (not very disturbing); 3 (disturbing); 4

(moderately disturbing); 5 (very disturbing)

* Road traffic records include all type of vehicles in the same frequency wide band (50-2000

Hz) than footsteps in spectrograms at MS1

Source: Prepared by the author.

In addition, the SPL exceeded 44.2 dB in the TWP (and 37.8 dB by the lagoon)

for 10% of the measurement period. However, some discrete episode SEL values

(motorcycles accelerating, shouts, sneezes or aircraft overflights) clearly exceeded L75

and Leq values during the monitored periods (Table 18). Therefore, repetitive events

such as overflights or accelerating vehicles are able to cause a very significant

environmental impact on the natural soundscape. Human shouts or loud voices are also

particularly significant in quantitative terms of energy.

RESULTADOS

102

Fig. 24. SPL readings, spectrograms and audible sounds in monitoring stations*.

* Charts from top to bottom: 1) SPL readings of 15 minute records (5 minute recording periods alternated

with 5 minute breaking periods); 2) SPL reading detail of events in a 5 minute record (Series A and B);

3) Spectrogram of the same 5 minute monitoring periods; 4) Main components of the soundscape (percent

of audible time) in the same 5 minute monitoring records. From left to right: Charts of The Water

Pathway (TWP) monitoring station (MS-1) and charts of the lagoon monitoring station (MS-2).

Source: Prepared by the author.

RESULTADOS

103

Table 18. Noise metrics at monitoring stations (MS-1: TWP; MS-2: Lagoon) and singular events sound

exposure levels (SEL).

Metric dB(A) TWP Lagoon Bike Shout Sneeze Aircraft

Leq 41.6 35.5 - - - -

Lmax 59.5 50.3 - - - -

Lmin 33.1 27.7 - - - -

L10 44.2 37.8 - - - -

L50 39.2 32.9 - - - -

L75 37.3 30.9 - - - -

L90 35.7 29.7 - - - -

SEL - - 45.7 59.9 45.7 39.0

Leq, the equivalent continuous sound pressure level (SPL); Lmax, maximum SPL period value;

Lmin, minimum SPL period value; Ln, level of noise exceeded for n% of the specified measurement

period; TWP, The Water Pathway

Source: Prepared by the author.

On-site soundscape-perception surveys were conducted to assess recreationists’

park experience. A total of 327 self-reported questionnaires were collected by the park

staff. A variety of sounds were detected during the field work although some individual

and sporadic events were only recorded in one of the MSs. The visitors were asked in

two senses: if the noise was audible during their visit and if the noise disturbed them

(Table 17). Human-made noises are perceived by the park visitors and results reveal that

the majority of perceived noises were from visitors’ voices (51%) and aircraft

overflights (42%). Transport vehicles reached annoyance values ranging from 2.65 to

3.38 on a scale with a maximum of 5.0, which could be considered as a disturbing noise

detracting visitors from having a quality park experience. Music could also be

considered almost disturbing, and other devices such as cell phone ringtones, range

under half of the maximum values (2.5). The rest of the noises (dogs and hunters) were

assessed as not very disturbing sources.

RESULTADOS

104

4.4.2 Contingent valuation of soundscape

A total of 321 collected questionnaires were considered fully valid and relevant

to the CV question; six visitors were removed from the sample because they did not

reply to the CV question. On average, the interviewed visitors were 42 years old, and

96% of them had Spanish nationality. Most of the visitors (85%) live in near

municipalities located in the region of Madrid, mainly in Madrid city (42% of the

respondents). An environmentalist affiliation (mountaineers, ecologist groups, etc.) was

reported by 21% of the interviewed visitors. The percentage of respondents with college

degrees was 63% which is much higher than the current percentage of people with

higher education in Spain. Regarding the household composition, the reported

households consisted of an average of 3 individuals, and 62% of the households do not

have any children (under 16 years). The surveyed households’ average net monthly

income is 1,500-2,000 euros, while the personal average income ranged between 1,000-

1,500 euros. The respondents were confronted with a prospective scenario in which

visitors would pay an entrance fee to contribute to mitigating the noise levels of the

valley. A payment card (Table 6) was used, and WTP measures were calculated using

the theoretical framework of Cameron and Huppert (1989).

In this study, we have estimated two behavioural models (simple and expanded).

For each model, the analytical median (-α/β) and the nonnegative mean (-

ln(1+exp(α))/β) values of WTP were estimated (Table 19), where α represents the

“grand constant” (i.e., the sum of the products of the means of the explanatory variables

times their associated coefficients) and β is the coefficient associated with the bid

amount. The 95% confidence intervals for the average WTPs were estimated using the

Krinsky and Robb (1986) approach with 1,000 replications.

The simplest model considers that preferences are only influenced by the bid.

The results from this model show a negative relationship between the bid amount and

the probability of saying ‘yes’ to the programme. The median WTP is €0.84, and the

mean is €0.94 per individual, i.e., the results show a positive and significant WTP for

the noise-reduction programme.

RESULTADOS

105

Table 19. Contingent valuation results

Simple model Expanded model

Coeff. Std.err. Coeff. Std.err.

Constant 1.562** 0.176 1.386** 0.218

Bid -1.861** 0.083 -1.962** 0.086

First - - -0.574* 0.255

Nuisance - - 2.692** 0.940

Noise - - 3.016** 0.578

Know - - 0.570* 0.234

Income - - 0.531* 0.221

Phone - - 2.023* 0.934

Median WTP (€)

(K&R 95% CI)

0.84**

(0.70-0.97)

0.067 0.87**

(0.73-0.99)

0.064

Mean WTP (€)

(K&R 95% CI)

0.94**

(0.75-1.11)

0.050 0.96**

(0.79-1.12)

0.050

Log likelihood function 677.993 662.265

Bayesian information criterion -4.224 -4.126

WTP, willingness to pay; CI, confidence interval

* p<0.05; ** p<0.01

Source: Prepared by the author.

In addition to considering the bid amounts, it is usual to incorporate some degree

of individual heterogeneity into the analysis. In this sense, the expanded model shows

that there could be several individual variables (Table 20) with a significant influence

on WTP. The results show that people visiting the park for the first time (First) were

less willing to contribute to the noise-reduction programme. Nevertheless, those visitors

for whom, one of the main reasons for their visit was to know the park (Know) were

more willing to pay for this programme. Noise perceptions had an intense effect on

visitors’ preferences. In this sense, those who perceived that noise bothered them a great

deal during their visit (Nuisance) or that noise levels were very high in the valley

(Noise) or who were bothered very much by the noise of cell phones (Phone) were more

likely to support the noise reduction-programme. In addition, individuals with higher

incomes (Income) were also more willing to support policies aimed at improving the

noise conditions of this protected area. Lastly, the mean WTP from the expanded model

was €0.96 and the median was €0.87 per individual. The simple and expanded models

confirm the visitors’ willingness to pay.

RESULTADOS

106

Table 20. Variables and descriptive statistics

Variable Description Mean (%) Std.dev.

First This is the first time visiting the Nat. Park

(1: yes; 0: no)

30.22 0.460

Nuisance* The noise has greatly bothered during the visit

(1: yes; 0: no)

0.62 0.079

Noise* The noise levels are very high in the Valley

(1: yes; 0: no)

2.49 0.156

Know One of the main reasons for her/his visit was to know the

Nat. Park (1: yes; 0: no)

40.50 0.492

Income Individual income is more than €1,500 monthly (1: yes; 0:

no)

28.97 0.454

Phone* During the visit, she/he was greatly bothered by noise of

phones (1: yes; 0: no)

0.93 0.097

* The 1 value represent the highest rating (5) in a Likert scale from 1 (null) to 5 (maximum).

Source: Prepared by the author.

DISCUSIÓN

107

5 DISCUSIÓN

5.1 Noise mapping spatial resolution accuracy

Environmental noise tools, such as strategic noise mapping and derived action

plans, are intended to be updated every 5 years at the European level (COM, 2011). This

global assessment takes a significant continuous monitoring effort of an environmental

pollution type whose monitoring costs are greatly influenced by the size of the study

area to be modelled (WG-AEN, 2006). To be reasonably sustainable in diverse

economic circumstances and because this type of mapping is being applied to a growing

geographic area, the cost effectiveness of noise mapping should be incorporated into the

procedures based on technical criteria, as well as on availability of trained technicians

and reduced calculation processing time. The noise map calculation process is based on

a number of combinations of receiver grid points, number of sources and number of

defined periods; thus, mapping costs are correlated with map resolutions and the study

area size.

The application of landscape perspective seems especially relevant in noise

mapping studies located outside populated areas (Gjestland, 2008; Barber et al., 2011).

A general, but quantifiable, simplification of noise mapping is produced in terms of

landscape properties by decreasing the calculation grid resolution. Spatial pattern

analysis allows the meanings of these attribute changes and why they occur to be

understood. Both approaches allow environmental noise to be dealt with at an

appropriate cost in large management areas, such as natural parks, because the spatial

ecological effects of noise pollution are not restricted to developed areas and it is an

emergent issue for protected land (Barber et al., 2010, 2011).

Spatial pattern and map accuracy analysis suggest that it is possible to determine

an appropriate resolution range for large area noise mapping, as had been shown

revealed for many other environmental variable mappings (Saura, 2002; Knight and

Lunetta, 2003; Wu et al., 2003; Wu, 2004; Buyantuyev and Wu, 2007; Rutchey and

Godin, 2009). A good characterization of terrain and noise source properties in the

study area could be useful for taking decisions on calculation grid sizing.

DISCUSIÓN

108

The main patch number and shape changes caused by grid spacing are

predictable and localizable by noise mapping experts when changing the calculation

grid resolution. Therefore, technicians would be able to improve the accuracy of the

map results if different calculation grid sizes are employed, depending on the locations

of the receiver points and their distances from the noise sources. This method of

designing a grid region is congruent with De Kluijver and Stoter (2003) and Asensio et

al.,’s (2011) work on how to adapt grids for noise mapping, without a significant loss in

result quality. However, potential changes in the results may be different depending on

whether or not they are referred at class or landscape level and that meaning must be

understood for successful grid design.

Finally, the results of this work show that noise map calculation time can be

reduced, thus making possible further cost savings, based on each model’s calculation

time as shown in Table 7 (in absolute terms with respect to the reference grid or in

relative terms with respect to the next lower grid resolution). There are no standardized

cost-benefit recommendations that can guide decision-maker judgments (De Kluijver

and Stoter, 2003) but it is a costly and time-consuming task as pointed out by Murphy

and King (2010). This is a very important consequence of the proper use of GIS and

noise calculation models with regard to noise mapping in large areas outside

agglomerations, optimizing the quality and efficiency of noise prediction studies.

5.2 Aircraft noise impact assessment

5.2.1 Noise pollution impact on natural environment

Lnat levels were situated at around 30 dB in human-remote areas within the park.

This figure could be interpreted as an indicator of quiet areas, which does not mean the

absence of noise (Clarke, 2011). And overflights caused higher Leq increases of almost 8

dB during a complete monitoring period. Which is a noticeable disturbance once than a

3 dB change is noticed by a person of normal hearing engaged in activities other than

attentive listening (Falzarano, 2005). Aircrafts’ noise-footprint mapping showed that

disruptions were caused from 15.7% to 73.5% of the study area. This value rises 87.9%

in the GLOBAL scenario, when considering the cumulative effect of the three overflight

routes that currently cross over the park. The qualitatively and quantitatively impact

DISCUSIÓN

109

assessment of overflights noise confirms that aircraft traffic is noticeably polluting the

park as it has been observed in both ways: by field measurements and noise modeling.

Given that anthropogenic noise is becoming a very common pollutant in natural

areas and given that prolonged noise exposure from transportation systems can trigger

changes in wildlife populations and habitat quality (Helldin et al., 2013; Slabbekoorn,

2004), a long-term monitoring system in the park may be required to determine present

and potential effects on species and habitat viability. Although road traffic has been

pointed to as a possible determinant of land diversity in native bird communities

(Palomino and Carrascal, 2007), no study has yet quantified chronic exposure to aircraft

background noise pollution (Barber et al., 2011). Thus, our findings help to justify

further research in this direction on resources that may be objects of protection

(Dumyahn and Pijanowski, 2011b). Also, in the natural areas of the EU (Directive

2002/49/EC), where landscapes have been recognized as a specific management sphere

for sustainable development (Tagliafierro et al., 2013) and preserving quiet areas is a

prominent aim in noise management in Europe (Maffei et al., 2013).

5.2.2 Noise pollution impact on visitors experience

Aircraft noise perception was reported by 37% of the surveyed visitors in PNP,

which would make it very difficult to experience quietness and the natural soundscape

(Mace et al., 2013). Nevertheless, this noise was found to be disturbing by only 29% of

those respondents, which represents a scant 11% of the total of the interviewed people.

In detail, the percentage of visitors who claim to have heard aircraft noise was up to

42% in the summer, unlike that reported by only 16% of winter visitors. These

divergences could respond to seasonal visitors’ profile or leisure habits, which may

determine their subjective perception of anthropogenic disturbances (Iglesias Merchan

et al., 2014), since there was not such a great difference in the percentage of flight

operations from the airport during the months monitored. Thus, according to data from

the air navigation authority, 55% of flights were operated in Summer-Autumn and 45%

during Winter-Spring.

DISCUSIÓN

110

Fig. 25. Visitors annoyed by aircraft overflights (modified from Miller, 2008).

Source: Prepared by the author.

In addition, the study area was qualified as being a very little polluted one by

76% of respondents, despite green areas may also being positive effects providers rather

than just offering the absence of negative impacts (Payne, 2013). But our findings are

situated very close to guidance values proposed for quiet areas in Northern Europe,

where at least 80% of the visitors should perceive the sound environment as good

(Nilsson and Berglund, 2006). Therefore, it is not possible to affirm that visitors are

prevented from feeling satisfaction with the park experience because of aircraft noise

disruptions.

Low perception of noise pollution levels by visitors does not match the scientific

community’s increasing concern on this topic (Blickley and Patricelli, 2010; Chan and

Blumstein, 2012) when taking into account a characterised noise impact. Nevertheless,

82% of visitors agree that noise pollution may negatively impact on nature

conservation. This resulting lack of relationship between quantitative and qualitative

anthropogenic noise assessment and visitors’ perception may become another issue of

interest for further research.

DISCUSIÓN

111

5.2.3 Spatial patterning of noise pollution

The smaller the effective mesh size the more fragmented the landscape is

(Jaeger, 2000; Jaeger et al., 2008). However, the smaller the MESH value the quieter the

areas remaining in the scenarios studied. This is considered to be so because noise

emission levels are common to every track alternative. Thus a higher NP for an

alternative means that there are more opportunities for aircraft noise attenuation due to

distance. This attenuation depends on route-alternative tracing and land orography, and

it results in a wider variety of class levels together with some quiet areas that exist at

present. However, this interpretation should be complemented and agreed on by reading

PAFRAC, CONTAG and SHDI values. In this way, it was found that LND-01 causes

less global impact and less habitat quality reduction than the rest of the alternatives.

Therefore, LND-01 offers better conditions for keeping the present acoustic diversity, a

good proxy for overall faunal richness (Pekin et al., 2012) like for instance, landscape

heterogeneity metric values when used as an indicator of birds diversity (Morelli et al.,

2013). It is interesting to note that the MESH index may be useful in assessing the

acoustic fragmentation of landscapes, but not only by itself. This finding agrees with

Roedenbeck (2007) when recommending MESH to be complemented by other

measuring criteria for environmental monitoring (e.g. when studying habitat quality and

availability). Hence, the proposed set of landscape metrics makes it possible to assess

acoustic interference by overflights in the natural environment of wide areas.

Consistent differing noise conditions between habitats may cause acoustic

divergence between populations of the same species (Slabbekoorn, 2004) so that our

findings support the assumption that noise may be a useful factor to be included in

habitat-selection models (Blickley and Patricelli, 2010). Indeed spatial models that

show varying impacts on wilderness are helpful on managing threats from such

pressures as external sources of pollution (Carver et al., 2013). Hence, noise mapping

complemented with spatial pattern analysis may be of assistance in predicting and

assessing future areas of conflict with human activities at a large scale, as intended in

responsible environmental management (Collins et al., 2013). Additionally, spatial

noise modeling and field monitoring in acoustic fragmentation and diversity may play a

key role as complementary tools for assessing both the effectiveness of protected and

also in before-after control impact (BACI) valuation and control sites designing

DISCUSIÓN

112

(Underwood, 1992). This is a way to improve rigor in ecological effects assessment

from decision-making at a planning level to post-construction stages (Lesbarrères and

Fahrig, 2012).

5.3 Road traffic noise disturbance on wildlife

5.3.1 Disturbance assessment on Cinerous vulture

The accurate measurements of vocalization sound-pressure levels have been

extensively used to determine the acoustical active space of animals in natural and

human-altered ambient noise conditions (Insley and Southall, 2005; Parris and

Schneider, 2008). Thus, some previous studies detail effects on species reproductive

success because of masking acoustic signals (Halfwerk et al., 2011; Slabbekoorn and

Ripmeester, 2007). This might create two groups of species that use acoustic signals to

achieve reproductive: one group that can adapt their signals to the competing ambient

and a second group of species that cannot (Slabbekoorn and Peet, 2003). However,

many effects on reproductive success may be caused by only avoiding noise in terms of

nest placement (Francis et al., 2009). Indeed, distance to human activities was found an

influencing factor in Cinereous vulture nesting-habitat modeling by Moreno-Opo et al.

(2012). As it was also found by Arroyo and Razin (2006) when comparing bearded

vulture (Gypaetus barbatus) breeding success with regard to the frequency of very

noisy activities during the breeding season. In this study there has not been found

statistically significant effects of road traffic noise exposure levels on breeding

parameters of Cinereous vulture. Nevertheless, it is worth to mention the almost

absolute absence of nests within a Leq level of 40 dB. In addition, it is noticeable that Leq

mean values in nests resulted below 25 dB.

There is a growing interest in developing functions or predictions from noise

models to assist assessing noise impacts on wildlife (Fristrup, 2011; Wisdom, 2008) in a

similar way than guidelines developed by regulatory agencies of several countries for

marine species (Weir and Dolman, 2007). But generalizing across species is likely not

practical because of the differences in the effects of noise among bird species (Dooling

et al., 2005). In the present study, noise descriptives for all the breeding groups reveal

that 40 dB may be working like a threshold delimiting an exclusion area for Cinereous

DISCUSIÓN

113

vulture breeding. Even more, it could be possible to plot a more extended area close to

the road-effect zone definition for the species by drawing the Leq 25 dB isophone (Fig.

26). These observed effects may be ecologically significant, in respect of altering the

structure and functionality of adjacent ecosystems, which agrees Forman and Alexander

(1998) and Hawbaker et al., (2006) when defining the roads’ impacts on adjacent areas.

Not in vain disturbance linked to roads has been related as more evident in forest

habitats because the preservation of rare species may be threatened by the whole

ecosystem functionality decrease due to fragmentation by roads that inhibit the

persistence of a forest core habitat (Marcantonio et al., 2013; Wei and Hoganson, 2005).

Fig. 26. Cinereous vulture (Aegypius monachus) potential habitat and road-effect zones.

Source: Prepared by the author.

DISCUSIÓN

114

Distance to road has been a commonly used parameter to define disturbance

from traffic noise that may extend outward some thousand meters in highways (Reijnen

et al., 1995, 1996). Nevertheless sound propagation depends on a variety of influencing

factors despite noise levels are highly correlated and decrease with distance to the

source (King and Rice, 2009). Therefore noise mapping may offer a more realistic

indication reference of avoided areas that sometimes are wider than others. In the case

study nest median distance from roads is 1,370 m with a range higher than 3,500 m

(minimum 115 m and maximum 3,740 m). Indeed neither isophones nor nesting sites

are symmetrical located along roads. Nevertheless it occurs that isophone of 40 dB

define a total polygon area of 685 ha, representing almost 11% of Scots pine forest (Fig.

3). In addition, areas situated above 25 dB extend by almost 2,300 ha, that represent

approximately 38% of the vulture potential habitat. Thus, these findings are revealing a

significant effect on habitat quality that may become a factor limiting breeding areas

with implications on conservation management because breeding is determinant in

population dynamics (Morán-López et al., 2006). Therefore, environmental noise

modeling may acquire relevancy as a factor to be considered in wildlife habitat

modeling.

Noise modelling based on END offer a feasible and accurate alternative to field

assessment measurements of anthropogenic disturbances on large wildlife areas that

fulfils the physics of sound propagation. In addition modelling may result more feasible

than alternatives like mapping based on sound pressure level measurements from

hundreds of control sites at regional scale (Mennitt et al., 2013). In the present case

study, a mean difference of 0.6-1.0 dB between results at calculation heights of 4 m and

20 m above ground matches in the same order than differences when comparing noise

modeling precision showed by different computer programmes or whether varying the

accuracy in the digital terrain model (Arana et al., 2010; 2011). Therefore, noise

mapping may become a useful tool on assessing and predicting anthropogenic impacts

on the wilderness as intended by green regulation such as the National Environmental

Policy Act in the United States (Wisdom, 2008) or the European Directive 011/92/EU

(2011). Even more, noise modelling allows assessing present, past or future scenarios

for different disturbing sources (Iglesias Merchan and Diaz-Balteiro, 2013).

DISCUSIÓN

115

5.3.2 Disturbance assessment on Roe deer

The more significant finding of this work is the difference between FCM mean

levels of roe deer faecal sampling groups with regard to the closer road (316 ng/g,

p=0.013*). In this case, the higher FCM levels are significant statistically related with

the noisier and higher traffic volume road (M-604). In general, the physiological effects

of a large dose of noise on exposed people are well known, including increase in stress

hormone levels, but little is known about these effects on wild animals (Farina, 2014;

Münzel et al., 2014). However, the direct relationship between physiological stress level

and traffic volume has been suggested by many authors (Forman and Alexander, 1988;

Millspaugh et al., 2001; Creel et al., 2002; Wikelski and Cooke, 2006; Barber et al.,

2010; Navarro-Castilla et al., 2014). In this sense, the presence of high FCM levels may

lead individuals to a complex set of physiological and behavioral changes (Cabezas et

al., 2007; Piñeiro et al., 2012) not only during unpleasant events while the stressful

perturbation persists. Thus, the potentially chronic stressor role of transport

infrastructures may be crucial in terms of conservation and the viability of roe deer

populations in fragmented landscapes (Kuehn et al., 2007). Indeed, hormonal responses

may become a reliable fitness indicator in predicting how animals cope with their

changing environment at broad spatial and temporal scales (Romero, 2004; Piñeiro et

al., 2012; Escribano-Avila et al., 2013; Navarro-Castilla et al., 2014).

Secondly, it has also been found a significant difference between roe deer groups

and their median exposure to noise levels from the closer road (3 dB, p=0.031*). In

acoustics, it is a traditionally global accepted rule that a 3dB level difference is a

noticeable variation in hearing sensations that may play an important role in listener

responses. Moreover, the threshold modulation decreases relatively quickly in respect to

sound pressure level and it reaches a value of about 1.2 dB at 30 dB (Fastl and Zwicker,

2007). Besides, considering the physical model developed by Barber et al., (2010) on

listening area reduction when noise elevates the masked hearing threshold. In our case

study, a 3 dB increase in background noise level results in 71% of the original detection

distance, and 50% of the original listening area among individuals from the two

compared groups of roe deer.

Despite a substantial number of studies have related alterations in ungulates’

behaviour or habitat availability around disturbing sources (Czech, 1991; Wisdom et al.,

DISCUSIÓN

116

2004; Gagnon et al., 2007a, 2207b; St. Clair and Forrest 2009) our study has not found

a significant difference in distance to roads from sampling locations between compared

groups (p=0.926). Unlike findings by Millspaugh et al. (2001) and Creel et al. (2002)

where elk (Cervus elaphus) avoided the more frequented roads. In the present case

study, the sampling sites have resulted very homogeneously distributed along the 1,000

m buffer area from both roads. Nevertheless, median FCM levels in faecal samples and

Leq levels in faecal sampling locations from nearby road M-604 resulted significantly

higher than median values from samples locations closer to road M-611 that give rise to

a quantitative border at Leq 30 dB isophone, which graphically may separate both groups

of roe deer.

Fig. 27. Faecal samples location, potential habitat of roe deer (8,300 ha of pine and oak woods) and road-

effect zone (noise level 30 dB isophone polyline). Source: Prepared by the author.

DISCUSIÓN

117

This work has been designed to give response a demand from researchers on

isolating traffic noise assessment as a major driver of effects on animal populations

(Barber et al., 2010, 2011; McClure et al. 2013). Despite disturbance may be caused by

a variety of factors from the environment and other traffic disturbances than traffic

noise (Summers et al., 2011). Indeed, our findings are supporting that strategic noise

mapping, as the intended tool for the assessment and management of environmental

noise at large scale in Europe (Iglesias Merchan and Diaz-Balteiro, 2013), could give

adequate inputs as a factor to be included in multicriteria analysis as for instance

habitat-selection modeling (Blickley and Patricelli, 2010). However, national parks and

low-traffic areas are supposed to be relatively undisturbed habitats and functioning

ecosystems (Selva et al., 2011) where strategic noise mapping is not mandatory

according to European regulations on environmental noise management except when

crossed by major roads (over 8,200 veh/d) at present.

As previously stated, considering Leq 30 dB ishophone the area where traffic

disturbance causes species-habitat quality depletion, the road-effect zone is spreading

over 23% of the potential habitat of roe deer within the study area (Fig. 27). In this

sense, it is striking to find that disturbance from low traffic roads may extend outward

some 250-700 m in contrast with previous literature that estimated so large distances in

case of higher traffic volumes up 10,000-30,000 veh/d (Forman et al., 2003). Therefore,

these results do not support the idea that response to roads with little traffic may differ

from the effects of chronic disturbance along busy roads (Forman and Alexander, 1988).

Despite that 1,000 veh/d seemed to be a preliminary accepted threshold value to classify

roads with regard to potentiality or not to cause ecological effects in current discussions

(Selva et al., 2011). Besides, this work also outward expands the road negative effects,

in terms of noise levels, farther than exposed by Helldin et al. (2013) in the first

practical noise impact assessment method in protected areas adopted by a European

Administration, in Sweden. Furthermore, vehicle traffic disturbance may be more

important to ungulates than the size or the presence of the road per se in a way that may

assist to predict ecological effects of roads (Jaeger et al., 2005; Preisler et al., 2006; St.

Clair and Forrest 2009).

DISCUSIÓN

118

5.4 The visitors’ soundscape experience

5.4.1 Natural soundscape degradation

Anthropogenic sound pressure levels from visitors activities and transport

infrastructures are degrading leisure experiences, including the natural soundscape, in

PNP. Noise pollution represent an expanded threat that is limiting opportunities to

experience human-made noise-free intervals over the years (Lynch et al., 2011, Mace et

al., 2013). Pilcher et al. (2009) studied respondents acceptability of park’s visitor-

caused sounds, and their results were plotted in a social norm curve where the neutral

point of the acceptability scale was situated at 37 dB(A). This value indicates an almost

permanent unacceptable anthropogenic impact on the natural soundscape of TWP and a

noticeable level of singular events at the lagoon.

Noise pollution from transport infrastructures represents an increasingly

challenging environmental problem on sensitive areas (Dumyahn and Pijanowski,

2011a; Mace et al., 2013; Miller, 2008). We agree with Lynch et al. (2011) that the

regional and national scales of these noise sources require noise-mitigation planning

efforts and policy coordination at the highest agency levels. Although such

collaboration happens only in very few cases (Holm et al., 2013), transdisciplinarity

becomes strategic to handle the complexity of environment components (Tagliafierro et

al., 2013).

European countries lead research on transportation and industrial noise impacts

on human health (Seong et al., 2011), but natural soundscape management is still a

pending issue in Europe. Although some research groups and practitioners have become

involved in collective actions or programmes aimed at standardisation in recent years

(Axelsson, 2012) it is still not possible to find references or studies by public agencies

like NPS of the USA. An example of strategic planning that involves different agencies

has been developed by the Australian State of Victoria (SV, 2013) in the case of

recreation linked to motorcycle routes, although that programme is too heavily focused

on economic and social impacts and does not equally reflect environmental

considerations.

DISCUSIÓN

119

Natural soundscape loss or degradation may have a substantial impact on

aesthetic and affective visitors’ experiences (Benfield et al., 2010a), representing a

depletion of environmental services linked to people’s health or psychological well-

being in areas of presupposed environmental quality (Gidlöf-Gunnarsson and Öhrström,

2007; Radford and James, 2013; Votsi et al., 2014). According to Marin et al. (2013)

and Mace et al. (2013), visitors’ motivation management and information on the diverse

soundscape experiences offered would affect their acceptance of anthropogenic noises.

In this sense, an original educational programme to sensitise visitors to human-caused

noise was implemented at Muir Woods (Stack et al., 2011), and monitored sound levels

dropped by almost 3 dB(A) by introducing the soundscape management in the park

planning and invoking visitor’s consciousness for improving their own experience.

5.4.2 Listeners’ soundscape experience

The on-site soundscape survey results reveal that the majority of the perceived

anthropogenic noises were from visitors’ voices (51%) and aircraft overflights (42%).

Both of these noise sources are easily visible by receivers, which could suggest

significant influence of visual stimuli on respondents’ sensitivity and evaluation

(Anderson et al., 1983; Mace et al., 2004). Human voices were not reported as a

significant noise source causing impact to soundscapes and were not considered of great

management concern by USA park managers (Dumyahn and Pijanowski, 2011a).

Nevertheless, because of the high percentage of respondents referring to this disturbance

and given our measurement results, we find that the human-voice pollution at PNP is

closer to the findings of Pilcher et al. (2009), who observed that loud talking was a good

indicator of quality that detracts from the visitor experience, thereby becoming an issue

for management to consider.

Besides, noise negatively impacts visitor experience. Although road-traffic noise

is only audible in the first part of TWP (not from the lagoon), it was considered equally

annoying as loud talking and aircrafts by 18% of the visitors. However, motorcycles are

the more disturbing noise source according to the respondents. Despite being one of the

less commonly heard sources by visitors (7%) and although the SEL values of

motorcycles are lower than those of other sources. However, motorcycle touring is a

growing trend on weekends, and the drivers profile and park-resources use of these

DISCUSIÓN

120

drivers is very different from that of hikers. Subjective noise perception is correlated

with psychological phenomena, and reported annoyance levels might be increased when

a noise is perceived as unnecessary or it is assumed that the noise producer is

unconcerned about the welfare of others (Mace et al., 2004, 2013).

5.4.3 Visitors’ WTP

Two very different scenarios have been defined from both aspects: from the

background noise and from the visitors’ activities (hiking TWP or resting by the lagoon

for a while). Accordingly, visitors were asked about the duration of their visit because it

is assumed that stays shorter than 2.5 hours correspond to people who did not walk as

far as the lagoon. In total, 17.5% of the PNP visitors surveyed had stayed for less than

2.5 hours, and therefore, they had only been exposed to the TWP soundscape.

Unexpectedly, this issue did not influence the visitors’ willingness to pay despite the

facts that spatiotemporal changes of soundscape elements influence the perception by

people significantly (Liu et al., 2013) and that opportunities to rest far from the road

traffic may positively affect psychological well-being and the valuation of spiritual

services in regard to landscape gradients from a less to more natural composition

(Gidlöf-Gunnarsson and Öhrström, 2007; Radford and James, 2013).

The results show a projected improvement in the visitors’ well-being if a noise-

reduction programme were developed in the PNP because visitors are willing to pay

nearly €1 per visit. This value may express the monetary benefits that society receives

from preserving nature (Tagliafierro et al., 2013) as a provider of restorative

experiences for people’s well-being (Gidlöf-Gunnarsson and Öhrström, 2007). Several

‘soundscape variables’, such as being bothered a great deal by the noise of cell phones

during the visit, having the perception of very high noise levels in the valley, or being

greatly inconvenienced by noise disturbances during the visit, influence the visitors'

willingness to pay.

In addition, almost 90% of PNP visitors arrive in their own vehicle. Considering

that cell phones and other devices are brought by the visitors, it is possible to affirm that

the main noise disturbances referred to by visitors are caused by visitors themselves

(except aircraft). This linkage is a challenge in the field of national park soundscape

management that overlaps the action field of the park’s public-use management, in the

DISCUSIÓN

121

context of the findings of Lawson et al. (2003) with regard to the carrying capacity in

national parks to conserve heritage but also the quality of the visitors' experience. This

balance is required even though soundscapes do not have clearly defined boundaries

(Dumyahn and Pijanowski, 2011a).

CONCLUSIONES

122

6 CONCLUSIONES

La conclusión general de esta Tesis Doctoral es que resulta procedente y

necesario que se lleve a cabo una gestión activa del medio sonoro de los espacios

naturales protegidos y, además, basada en el reconocimiento de los paisajes sonoros

como un recurso natural y del ruido antropogénico como un factor de amenaza para la

conservación de los mismos y para la calidad de los hábitats naturales. A continuación

se incluyen las conclusiones relacionadas con cada uno de los objetivos específicos

establecidos al principio de esta investigación.

6.1 Conclusiones específicas

Sobre la medición y muestreo de campo en la caracterización de los paisajes

sonoros y del ruido ambiental en ecosistemas naturales

- Este trabajo ilustra distintos modos y grados de perturbación por ruido ambiental

en el medio natural, refuerza la idea y los argumentos sobre la conveniencia de

caracterizar y gestionar activamente los paisajes sonoros y la contaminación

acústica en espacios naturales. En dicho contexto, se demuestra la conveniencia

de caracterizar los paisajes sonoros en campo, y los niveles de ruido ambiental,

mediante el empleo combinado de sonómetros (como herramientas de medición

de niveles sonoros) y grabaciones de audio (para registrar las características de

audibilidad de distintas fuentes sonoras).

- Se ha establecido un método general de muestreo sistemático para trabajo de

campo (basado e inspirado en los principios y recomendaciones del Real

Decreto 1367/2007, la Directiva 2002/49/CE y la norma internacional ISO 9613-

2), que resulte factible con el objeto de estudio, dado que las normas de

referencia suelen tratar por separado cada tipo de fuente sonora, y con el trabajo

en un contexto realista de recursos limitados sobre amplias extensiones del

territorio. De este modo resulta viable el esfuerzo requerido para caracterizar un

elevado número de puntos de evaluación en grandes áreas geográficas. Los

intervalos de observación, propuestos durante los períodos de interés, se

componen de tres mediciones de cinco minutos, alternadas con dos períodos de

descanso de la misma duración.

CONCLUSIONES

123

- La caracterización posterior resulta del análisis e interpretación de métricas

comunes de evaluación del ruido ambiental (Leq, Lmax, Lmin, LN, SEL, etc.), la

estimación del valor Lnat de cada escenario objeto de estudio y una serie de

representaciones graficas de las ondas sonoras como oscilogramas, espectros de

frecuencias o espectrogramas. El método desarrollado y el instrumental

empleado permiten registrar tanto la tipología de los sonidos naturales como los

antrópicos durante los períodos a caracterizar, evaluar los niveles de intrusión

acústica de diferentes eventos, identificar las potenciales amenazas acústicas

sobre la conservación de especies animales o de los paisajes sonoros naturales,

así como cuantificar la posible degradación de los mismos por causas humanas,

etc.

Conclusión general sobre el Objetivo 1.1: Es conveniente llevar a cabo una

gestión activa del medio ambiente sonoro (tanto los sonidos que se consideran

parte de los recursos naturales como los que suponen perturbaciones

antropogénicas). Existe un conjunto de herramientas, de uso frecuente en

acústica y bioacústica, que se pueden adaptar mediante métodos particulares

para objetivos específicos relacionados con la gestión y la calidad de los paisajes

sonoros.

Sobre la resolución espacial para elaborar cartografías temáticas basadas en el

cálculo de los niveles sonoros en espacios naturales

- A semejanza de otros factores ambientales, la modelización del medio ambiente

sonoro requiere un enfoque territorial amplio a una escala gráfica acorde con su

análisis a nivel de paisaje. Dicho requisito se basa en las características

dinámicas, la dimensión espacial y temporal del ruido ambiental, como refleja la

evaluación de sus efectos sobre los hábitats naturales y, en consecuencia, los

paisajes sonoros y sus interacciones.

- A la hora de establecer la densidad de puntos de la cuadrícula sobre la que se

calculan los niveles sonoros para elaborar mapas de ruido, es posible definir un

intervalo de resolución espacial variable (de 10 a 50 m) para el cálculo de

CONCLUSIONES

124

modelos a escala de paisaje con un índice de precisión Kappa ≥ 0,95 (respecto a

una malla de referencia de 10x10 m). El criterio definido permite alcanzar entre

un 74 % y un 95% de reducción del coste de cálculo de los modelos en unidades

de tiempo.

- En la modelización de escenarios se debe tener en cuenta la distancia a la fuente

sonora y las características orográficas de la zona de estudio, puesto que la

variación espacial de los niveles de presión sonora resulta mayor en sus

proximidades y en la de los mayores obstáculos a la propagación, ya se trate de

construcciones o accidentes del terreno. Esta conclusión respalda la idoneidad de

trabajar con densidades de puntos progresivas hasta alcanzar equidistancias muy

superiores a las actualmente recomendadas en determinados escenarios

favorables.

- En este trabajo también se han empleado conceptos y métricas no acústicas,

consolidadas en ecología del paisaje, para analizar su potencial aplicación al

ámbito de la gestión del ruido ambiental. La interpretación de mapas categóricos

de ruido junto a los valores alcanzados por índices de composición y

configuración del paisaje (representado por los niveles de presión sonora), ha

permitido cuantificar los efectos de la contaminación acústica en distintos

escenarios. De este modo se obtiene una valiosa información de apoyo en la

toma de decisiones relativas a la gestión y calidad de los hábitats y su medio

sonoro, pero también para la evaluación y predicción de los potenciales impactos

ambientales de las distintas alternativas de un proyecto dado.

Conclusión general sobre el Objetivo 1.2: La modelización de ruido ambiental

debe llevarse a cabo a escala de paisaje y es posible determinar una resolución

espacial que optimice el esfuerzo de cálculo en función de los escenarios y los

objetivos de la evaluación. Existe un conjunto de índices y herramientas de

cálculo, de uso frecuente en ecología del paisaje, que permiten evaluar el

impacto de las perturbaciones antropogénicas sobre la calidad de los paisajes

sonoros.

CONCLUSIONES

125

Sobre la posible molestia del ruido ambiental en las expectativas de los visitantes

de un parque nacional

- La elaboración de una encuesta de campo (a casi 400 visitantes en la principal

ruta senderista del antiguo parque natural de Peñalara), ha permitido determinar

que la mayoría de los visitantes (76%) perciben la zona de estudio con un nivel

bajo de contaminación acústica (en una escala de valoración desde nulo, bajo,

medio, alto hasta muy alto). Por otro lado, el tráfico de las carreteras del parque

resulta ser la principal causa de ruido molesto para los encuestados, junto a los

aviones que lo sobrevuelan y las voces o conversaciones de otros excursionistas.

- El tráfico aéreo sobre el valle del Lozoya se asocia mayoritariamente con un

nivel de molestia medio en opinión de los visitantes encuestados. Sin embargo,

la huella sonora de los aviones que sobrevuelan el valle resulta significativa en

términos de presión sonora equivalente durante la duración del evento. El

sobrevuelo de las aeronaves incrementa aproximadamente en 8 dB el nivel de

presión sonora equivalente, desde el nivel de ruido ambiental (Lnat). Este hecho

puede causar una merma en la provisión de servicios ambientales relacionados

con el bienestar de las personas, en relación al disfrute de experiencias positivas

en ambientes tranquilos o la contemplación de paisajes sonoros naturales.

- Los niveles de ruido asociados a las voces y conversaciones de parte de los

excursionistas en el principal lugar de reposo, observación y descanso (la

Laguna Grande de Peñalara y su entorno al final de la senda del agua) causa un

incremente del nivel de presión sonora equivalente de unos 4,5 dB sobre el nivel

correspondiente al ambiente natural (Lnat).

- En relación al tipo de ruido percibido y el nivel de molestia asociado, los

resultados obtenidos de las encuestas equiparan algunas fuentes de ruido

continuo que existen en la zona de estudio (tráfico de carreteras) con otras

fuentes dudosamente existentes en el lugar o durante la estancia de los visitantes

encuestados (aparatos de música, timbres de teléfonos o perros). Este hecho se

interpreta como una dificultad de los encuestados para disociar la cuestión

meramente acústica de aspectos visuales observados en otros visitantes o una

vez leídos en el cuestionario.

CONCLUSIONES

126

Conclusión general sobre el Objetivo 2.1: La capacidad de la naturaleza para

proveer servicios ambientales de regulación se puede ver comprometida sin que

los usuarios perciban el impacto de algunos factores de amenaza (v.g.

navegación aérea). Además, la valoración que hacen los excursionistas del

parque de los factores que les causan molestias durante su visita es discorde con

la cuantificación de las perturbaciones mediante mediciones.

Sobre la disposición al pago de los visitantes de un parque nacional para el

desarrollo de programas de mejora de su calidad acústica

- Pese a la escasa tradición que existe en España para abonar una entrada de

acceso a un espacio natural protegido, ha resultado una disposición al pago de

aproximadamente 1 euro por visitante (sobre una muestra de campo de más de

300 excursionistas), con la premisa de destinar la recaudación a sufragar los

costes de desarrollo de un hipotético programa de mejora de la calidad acústica

en el ámbito del valle.

- Teniendo en cuenta que las voces humanas constituyen el tipo de ruido más

frecuentemente percibido por los propios visitantes (51%), con el mismo nivel

de molestia medio (2,9) que el indicado para los turismos (sobre una escala

máxima de 5,0), y considerando que el vehículo propio es el principal medio de

acceso al parque, este mecanismo de financiación supondría, en cierto modo, la

adopción de una medida de compensación en aplicación del principio de quien

contamina paga. Establecido en el ordenamiento comunitario y nacional, y que

explícitamente se menciona en la vigente Ley 21/2013 de evaluación ambiental.

Conclusión general sobre el Objetivo 2.2: Los visitantes de espacios naturales

protegidos aceptarían el pago de una entrada de acceso a los mismos (por un

importe de aproximadamente 1 euro) si redundara en una mejora de su estado de

conservación.

CONCLUSIONES

127

Sobre el potencial impacto del ruido de las carreteras en una población de

mamíferos terrestres

- Nuestros resultados muestran la existencia de una relación estadísticamente

significativa entre las diferencias de volumen en el tráfico de dos carreteras del

parque nacional (M-604 y M-611) y la diferencia en los niveles de cortisol (316

ng/g) en las heces de los corzos de su entorno. El hecho, de que las molestias

asociadas a un mayor volumen de tráfico puedan causar un efecto significativo

sobre un indicador de los niveles de estrés fisiológico de los animales, implica

que las carreteras pueden alterar el comportamiento de los individuos y puede

tener efectos perjudiciales sobre la salud de la población.

- A partir de los modelos de cálculo del ruido de dos carreteras, ha sido posible

delimitar una zona de influencia coincidente con la isófona de 30 dB del índice

Leq 24h, que se relacionan con una pérdida de calidad del hábitat potencial del

corzo en el valle. Los individuos con mayor nivel de estrés fisiológico se

exponen a niveles de ruido que producen una reducción aproximada de un 70%

en su distancia de detección original y un 50% de su área de escucha original.

- La zona de influencia de las carreteras (isófona de 30 dB en el caso del corzo en

el ámbito de estudio) se corresponde con dos franjas de terreno de anchura

variable entre 250-700 m a cada lado de las carreteras. Su representación sobre

una base cartográfica ofrece una información de utilidad de cara a la gestión

ambiental de los espacios naturales atravesados por infraestructuras de

transporte.

Conclusión general sobre el Objetivo 3.1: Las carreteras pueden causar estrés

fisiológico en la fauna en función de su volumen de tráfico, alteran sus

capacidades físicas y afectan a la calidad de sus hábitats. Es posible representar

gráficamente la zona de influencia del ruido procedente de las carreteras sobre la

calidad de los hábitats faunísticos.

CONCLUSIONES

128

Sobre el potencial impacto del ruido de las carreteras en una población nidificante

de aves rapaces.

- Los resultados de este trabajo no revelan un efecto significativo del ruido

procedente de las carreteras del área de estudio sobre los parámetros

reproductivos de una colonia de buitre negro localizada en su entorno.

- Sin embargo, se ha observado una distribución espacial de los nidos de buitre

negro que evita su localización en zonas con niveles de inmisión sonora Leq 24 h

superiores a 40 dB, y los valores medios del mismo indicador se sitúan por

debajo de 25 dB en los emplazamientos de los nidos. Estos resultados revelan un

nivel muy bajo de exposición al ruido viario en la localización de los nidos.

- A partir de los modelos de ruido de las carretas, ha sido posible delimitar una

zona de exclusión para la nidificación de buitre negro, delimitada por la isófona

de 40 dB a cada lado de las infraestructuras.

- También se ha definido una zona de influencia de las carreteras sobre la calidad

del hábitat potencial del buitre negro que, en este caso, se extiende hasta la

isófona de 25 dB a cada lado de las carreteras (200-1700 m).

Conclusión general sobre el Objetivo 3.2: La ausencia de un posible efecto sobre

los parámetros reproductivos de una población no significa la completa ausencia

de efectos ecológicos del ruido de las carreteras sobre la especie. Es posible

representar gráficamente zonas de exclusión por el ruido procedente de las

carreteras sobre el hábitat potencial de una especie animal.

CONCLUSIONES

129

Sobre el potencial uso de los mapas estratégicos de ruido de carreteras en la

evaluación del impacto del ruido viario sobre los hábitats faunísticos.

- Los resultados de este trabajo demuestran que las carreteras que se consideran de

bajo nivel de tráfico (IMD<1.000 vehículos), pueden causar un impacto

ecológico significativo sobre distintas especies de fauna (alterando su

comportamiento, los niveles de estrés fisiológico, etc.). La evaluación de los

niveles de ruido con efectos significativos puede cuantificarse en términos de

presión sonora continua equivalente.

- Este trabajo respalda el empleo del índice Leq por su adecuación como indicador

ambiental y para evaluar períodos de distinta duración, según el objeto del

estudio, por su operatividad y compatibilidad entre mediciones de campo y

modelos de cálculo.

- La semejanza de los resultados entre los modelos de ruido obtenidos a diferentes

alturas de cálculo, sobre el nivel del suelo, concluye la validez de los estándares

recomendados para la elaboración de mapas estratégicos de ruido (a 4 m de

altura sobre el suelo, Directiva 2002/49/CE), como herramienta de evaluación de

los potenciales efectos del ruido viario sobre distintas especies animales (corzo y

buitre negro en los casos estudiados). Este resultado amplía los campos de

aplicación de los mapas estratégicos de ruido.

- Los diferentes valores obtenidos para identificar las zonas de influencia de las

carreteras (Leq(24h) igual a 30 dB para el corzo y 25 dB para el buitre negro), así

como la existencia de una zona de exclusión para la nidificación de buitre negro

(Leq(24h)>40 dB) refuerza las teorías sobre la conveniencia de investigar los

efectos del ruido ambiental para cada especie objetivo.

Conclusión general sobre el Objetivo 3.3: Las carreteras con bajo nivel de tráfico

(IMD<1000) pueden causar un impacto ambiental significativo. Los mapas

estratégicos de ruido son una herramienta válida para la evaluación del impacto

ambiental de las carreteras sobre la fauna terrestre. Se recomienda el uso del

índice Leq por su operatividad con las herramientas de medición y modelización

de ruido ambiental. Es necesario extender la investigación sobre los efectos

ecológicos del ruido antropogénico a otras especies animales.

CONCLUSIONES

130

Sobre el impacto ambiental por ruido procedente de fuentes sonoras situadas en el

exterior de los espacios naturales protegidos

- Este trabajo demuestra que la contaminación acústica causada por el tráfico

aéreo del aeropuerto Adolfo Suárez Madrid - Barajas puede afectar

indiscriminadamente, y de manera significativa, a la calidad ambiental y a la

conservación de zonas tranquilas en áreas naturales lejanas. Incluso cuando

están situadas en el interior de los límites de protección de un parque nacional.

- Los muestreos de campo revelan que la perturbación causada por el tráfico aéreo

puede provocar un incremento significativo (8 dB) del nivel Leq (durante la

duración del evento sonoro) respecto al nivel Lnat correspondiente al nivel

ambiente de zonas tranquilas en el medio natural.

Conclusión general sobre el Objetivo 4.1: Los espacios naturales protegidos

pueden sufrir un impacto ambiental significativo, que degrada la calidad de su

medio sonoro, con motivo de las emisiones causadas por fuentes de ruido

lejanas.

Sobre la efectividad de las principales normas ambientales en relación a sus efectos

en la conservación de los espacios naturales protegidos

- La existencia de normas sectoriales con incidencia en aspectos relacionados con

evaluación ambiental, gestión del ruido ambiental, biodiversidad, etc. no han

resultado eficaces en sus funciones preventivas, protectoras y de mejora del

medio ambiente en un espacio natural valioso y singular a nivel regional,

nacional e internacional, como el Parque Nacional de la Sierra de Guadarrama.

- Puede suceder que espacios afectados por el ruido de los aeropuertos, y

ambientalmente valiosos, no sean considerados con los actuales criterios de

definición del ámbito de estudio de sus mapas estratégicos.

- Aunque el balance histórico del desarrollo regulatorio en materia ambiental

suele obtener una valoración global positiva, su revisión debe contemplar la

posible ineficacia de estas normas como herramientas preventivas por sí solas. Y

CONCLUSIONES

131

deben potenciar la interdisciplinaridad en todas las fases y escenarios de la

evaluación ambiental y de las distintas formas de planificación que tienen lugar

sobre el territorio.

Conclusión general sobre el Objetivo 4.2: Las herramientas legales de evaluación

ambiental y de gestión del ruido ambiental no son efectivas en la prevención de

la contaminación acústica sobre espacios naturales lejanos.

Sobre la gestión del ruido ambiental en espacios naturales protegidos

- Existen fuentes de ruido situadas en el exterior (aeropuertos) y en el interior

(carreteras) de los espacios naturales protegidos que amenazan la calidad de los

ecosistemas y la conservación de los paisajes sonoros naturales. Además

exceden a las capacidades y competencias de los gestores de estos espacios

protegidos.

- La gestión del ruido ambiental en el ámbito de los espacios naturales protegidos

y la conservación de los paisajes sonoros se halla completamente ausente de los

documentos de gestión técnica de los principales parques de España. Es un

aspecto que aún presenta importantes déficits de conocimiento técnico y

científico.

- La interacción entre las fuentes de sonidos naturales y las de origen antrópico, en

ocasiones situadas en el exterior de los límites administrativos de los espacios

protegidos, obligan a incidir en la importancia de la interdisciplinaridad y la

coordinación entre administraciones con distintas competencias.

Conclusión general sobre el Objetivo 4.3: la gestión del ruido ambiental en

espacios naturales protegidos requiere (i) mejorar el actual nivel de

conocimiento técnico y científico en la materia (ii) su inclusión en los planes de

ordenación de los recursos naturales y de uso y gestión de los parques (iii)

interdisciplinaridad y coordinación administrativa.

CONCLUSIONES

132

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a sistemas generales de infraestructuras de transporte, u otros equipamientos

públicos que los reclamen", dentro de la Tabla A, que establece los "Objetivos de

calidad acústica para ruido aplicables a áreas urbanizadas existentes", del Anexo

II del Reglamento, dedicado a los denominados "Objetivos de calidad acústica",

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APÉNDICES

163

8 APÉNDICES

8.1 Apéndice A: Encuesta a los visitantes del Parque Natural de Peñalara

APÉNDICES

164

APÉNDICES

165

8.2 Apéndice B: Definiciones y conceptos legales

A continuación se incluye una breve recopilación de definiciones jurídicas, para

la mejor comprensión de algunos términos empleados en este trabajo, o que se incluyen

en algunas normas citadas. No se incluye la traducción inglesa de aquéllos términos que

sólo existen en la legislación básica española de trasposición de directivas europeas si

no se contemplan en la Directiva original.

Aglomeración (agglomeration):la porción de un territorio, delimitado por el Estado

miembro, con más de 100000 habitantes y con una densidad de población tal que el

Estado miembro la considera zona urbanizada.

Actividades: cualquier instalación, establecimiento o actividad, públicos o privados,

de naturaleza industrial, comercial, de servicios o de almacenamiento.

Área acústica: ámbito territorial, delimitado por la Administración competente, que

presenta el mismo objetivo de calidad acústica. Las áreas acústicas se clasificarán,

en atención al uso predominante del suelo, en los tipos que determinen las

comunidades autónomas, las cuales habrán de prever, al menos, los siguientes: a)

Sectores del territorio con predominio de suelo de uso residencial b) Sectores del

territorio con predominio de suelo de uso industrial c) Sectores del territorio con

predominio de suelo de uso recreativo y de espectáculos d) Sectores del territorio

con predominio de suelo de uso terciario distinto del contemplado en el párrafo

anterior e) Sectores del territorio con predominio de suelo de uso sanitario, docente

y cultural que requiera de especial protección contra la contaminación acústica

f) Sectores del territorio afectados a sistemas generales de infraestructuras de

transporte, u otros equipamientos públicos que los reclamen g) Espacios naturales

que requieran una especial protección contra la contaminación acústica.

Calidad acústica: grado de adecuación de las características acústicas de un espacio

a las actividades que se realizan en su ámbito.

Contaminación acústica (noise pollution): presencia en el ambiente de ruidos o

vibraciones, cualquiera que sea el emisor acústico que los origine, que impliquen

molestia, riesgo o daño para las personas, para el desarrollo de sus actividades o

para los bienes de cualquier naturaleza, o que causen efectos significativos sobre el

medio ambiente.

APÉNDICES

166

Efectos nocivos (harmful effects): los efectos negativos sobre la salud humana o

sobre el medio ambiente.

Emisor acústico: cualquier actividad, infraestructura, equipo, maquinaria o

comportamiento que genere contaminación acústica.

Evaluación acústica: el resultado de aplicar cualquier método que permita calcular,

predecir, estimar o medir la calidad acústica y los efectos de la contaminación

acústica.

Índice de ruido (noise indicator): una magnitud física para describir el ruido

ambiental, que tiene una relación con un efecto nocivo.

Índice acústico: magnitud física para describir la contaminación acústica, que tiene

relación con los efectos producidos por ésta.

Índice de emisión: índice acústico relativo a la contaminación acústica generada

por un emisor.

Índice de inmisión: índice acústico relativo a la contaminación acústica existente en

un lugar durante un tiempo determinado.

Mapa de ruido (noise mapping): la presentación de datos sobre una situación

acústica existente o pronosticada en función de un índice de ruido, en la que se

indicará la superación de cualquier valor límite pertinente vigente, el número de

personas afectadas en una zona específica o el número de viviendas expuestas a

determinados valores de un índice de ruido en una zona específica.

Mapa estratégico de ruido (strategic noise map): un mapa de ruido diseñado para

poder evaluar globalmente la exposición al ruido en una zona determinada, debido a

la existencia de distintas fuentes de ruido, o para poder realizar predicciones

globales para dicha zona.

Molestia (annoyance): el grado de perturbación que provoca el ruido a la

población, determinado mediante encuestas sobre el terreno.

Objetivo de calidad acústica: conjunto de requisitos que, en relación con la

contaminación acústica, deben cumplirse en un momento dado en un espacio

determinado.

Planes de acción (action plans): los planes encaminados a afrontar las cuestiones

relativas a ruido y a sus efectos, incluida la reducción del ruido si fuere necesario.

Planificación acústica (acoustical planning): el control del ruido futuro mediante

medidas planificadas, como la ordenación territorial, la ingeniería de sistemas de

APÉNDICES

167

gestión del tráfico, la ordenación de la circulación, la reducción del ruido con

medidas de aislamiento acústico y la lucha contra el ruido en su origen.

Público (the public): una o más personas físicas o jurídicas y, con arreglo a la

legislación o práctica nacionales, sus asociaciones, organizaciones o grupos.

Relación dosis-efecto (dose-effect relation): la relación entre el valor de un índice

de ruido y un efecto nocivo.

Ruido ambiental (environmental noise): el sonido exterior no deseado o nocivo

generado por las actividades humanas, incluido el ruido emitido por los medios de

transporte, por el tráfico rodado, ferroviario y aéreo y por emplazamientos de

actividades industriales como los descritos en el anexo I de la Ley 16/2002, de 1 de

julio, de prevención y control integrados de la contaminación.

Valor límite de emisión: valor del índice de emisión que no debe ser sobrepasado,

medido con arreglo a unas condiciones establecidas.

Valor límite de inmisión: valor del índice de inmisión que no debe ser sobrepasado

en un lugar durante un determinado período de tiempo, medido con arreglo a unas

condiciones establecidas.

Zona tranquila en una aglomeración (quiet area in an agglomeration): un

espacio, delimitado por la autoridad competente, que no está expuesto a un valor de

Lden, o de otro índice de ruido apropiado, con respecto a cualquier fuente emisora de

ruido, superior a un determinado valor que deberá ser fijado por el Gobierno.

Zonas tranquilas en campo abierto (quiet area in open country): los espacios no

perturbados por ruido procedente del tráfico, las actividades industriales o las

actividades deportivo-recreativas.