Indicadores para el Monitoreo de la Biodiversidad :

Un enfoque jerárquico

Resumen: La biodiversidad es actualmente una consideración de menor importancia en la política ambiental. Ha sido considerado como demasiado amplia y vaga de un concepto que se aplica a los problemas de regulación y gestión de la vida real . Este problema se puede corregir si la biodiversidad es reconocida como un fin ensí mismo y si los indicadores medibles pueden ser seleccionados para evaluar el estado de la biodiversidad en el tiempo. Biodiversidad, como se entiende actualmente , abarca múltiples niveles de organización biológica. En ese muelle pa-pel , amplío los tres atributos primarios de biodiversidad reconocidos por Jerry Franklin - la composición , estructura y función - en una jerarquía anidada que incorpora elementos de cada atributo en cuatro niveles de organización : paisaje regional , la comunidad en los ecosistemas, la población - especies , y genética . Los indicadores de cada atributo en los ecosistemas terrestres , en los cuatro niveles de la organización , se identifican con fines de monitoreo ambiental. Proyectos para monitorear la biodiversidadse beneficiarán de un enlace directo a la investigación ecológica a largo plazo y un compromiso para poner a prueba las hipótesis relacionadas con la conservación de la biodiversidad. Una pauta general es proceder de arriba hacia abajo , comenzando con un inventario a escala gruesa del patrón del paisaje , la vegetación,la estructura del hábitat , y la distribución de las especies , y luego superponer datos sobre el estrés nive-les de identificar áreas de importancia biológica en alto riesgo de empobrecimiento intensivo investigación y monitoreo pueden ser dirigidas a los ecosistemas de alto riesgo y los elementos de la biodiversidad , mientras que menos seguimiento intensivo está dirigido a el paisaje total (o muestras de los mismos ) . En cualquier programa de monitoreo , se debe prestar especial atención a la especificación de las preguntas que el monitoreo se pretende

responder y la validación de las relaciones entre los indicadores y los componentes de la biodiversidad que representan

introducción

La diversidad biológica (biodiversidad) significa diferentes cosaspara diferentes personas. Para un sistematizador , podría ser la lista de especies en algunos taxones o grupos de taxones. Un genetista puede considerar la diversidad alélica y heterocigosidadser las expresiones más importantes de la biodiversidad , mientrasque un ecólogo de la comunidad está más interesado en la variedad y la distribución de las especies o tipos de vegetación . Para un administrador de la fauna silvestre , la gestión de la biodiversidad puede significar intercalando hábitats para maximizar los efectos de borde , construyendo así las poblaciones de especies de caza más populares. Algunos nonbiologists han quejado de que la biodiversidad es más que otra " cortina de humo " o estratagema ambientalista para encerrar a la tierra como desierto. No hay agencias de extrañar que están teniendo dificultades para definir y poner en práctica esta nueva palabra de moda en una manera que satisfaga a los responsables políticos ,los científicos y los grupos de usuarios públicos por igual. Los biólogos conservacionistas reconocen ahora el tema de la biodiversidad como la participación más que la diversidad de especies o especies en peligro de extinción . El tema se basa en una preocupación por el empobrecimiento biológico en múltiples niveles de organización. Cada vez más, el público estadounidense

ve la biodiversidad como un criterio de valoración del medio ambiente con el valor intrínseco que debe ser protegida ( Nash 1989 ) . El creciente interés por la biodiversidad representa una oportunidad para abordar los problemas ambientales de manera integral, y no en la moda tradicional y fragmentarias especie por especie de estrés por el estrés. Una forma de escapar de la imprecisión asociada con el tema de la biodiversidad es el de identificar atributos medibles o indicadores de la diversidad biológica para su uso en el inventario ambiental , monitoreo y evaluación de programas . El propósito de este documento es proporcionar una caracterización general de la biodiversidad y para sugerir un conjunto de indicadores y directrices en materia de biodiversidad que puede ser inventariado y controlado a través del tiempo . Hago hincapié en los sistemas terrestres , pero muchas de las pautas aplico a los reinos acuáticos y marinos

Definición y caracterización de la biodiversidad

¿Qué es y qué no es

Una definición ampliamente citado de la diversidad biológica es " la variedad y la variabilidad de organismos vivos y los complejos ecológicos de los que se producen " (OTA 1987 ) . El documento

describe la diversidad OTA en tres niveles fundamentales: la diversidad de los ecosistemas , las especies , la diversidad y la diversidad genética . Se observaron Estos tres tipos de biodiversidad antes por los nórdicos et al . ( 1986 ) . Desafortunadamente , la mayoría de las definiciones de la biodiversidad , incluyendo la OTA , de dejar de mencionar los procesos , como las interacciones interespecíficas , las perturbaciones naturales y los ciclos de nutrientes . Aunque los procesos ecológicos son tanto abióticos como bióticos, que son cruciales para el mantenimiento de la biodiversidad. La biodiversidad no es simplemente el número de genes , especies, ecosistemas , o cualquier otro grupo de cosas en un área defi-nida. Sabiendo que una comunidad contiene 500 especies y otro contiene50 especies no nos dice mucho acerca de su importancia relativa para propósitos de conservación . Los ecologistas suelen definir la "diversidad " de una manera que tenga en cuenta la frecuencia oabundancia relativa de cada especie o cualquier otra entidad , además del número de entidades de la colección. Varios índices diferentes, inicialmente derivadas de la teoría de la información,se combinan la riqueza con una medida de la uniformidad de la abundancia relativa (por ejemplo , Shannon y Weaver, 1949 ; Simpson 1949). Por desgracia , el número de índices e interpretaciones proliferaron hasta el punto donde las especies diversidad estaba en peligro de convertirse en un " nonconcept " (Hurl - bert 1971). Los índices de diversidad pierden información (como identidad de la especie ) , dependen en gran medida del tamaño de la muestra, y en general han caído en desgracia en la comunidad científica. Como Pielou ( 1975:165 ) señaló , " el índice de diversidad de una comuni-dad es más que una sola estadística descriptiva , sólo uno de los muchos necesarios para resumir sus características, y por sí misma , no es muy informativo. " A pesar de estas advertencias , los índices de diversidad se siguen utilizando de manera ing inducir a error en algunas evaluaciones ambientales (Noss y Harris , 1986) . Agenciasprefieren promulgar y hacer cumplir las regulaciones sobre la basede criterios cuantitativos , a pesar de los cambios cualitativos en la estructura de la comunidad son a menudo los mejores

indicadores de perturbación ecológica . Cuando un paisaje natural está fragmentada , por ejemplo , la diversidad global de comunidadpuede permanecer igual o incluso aumenta, sin embargo, la integridad de la comunidad se ha comprometido con una invasión de especies de malezas y la pérdida de especies que no pueden persistir en pequeñas y aisladas parches de hábitat ( Noss 1983 ) . Los cambios cualitativos a escala local y regional corresponden a una homogeneización de las floras y fau -nas . Comoregión biogeográfica pierde progresivamente su carácter , la biodiversidad mundial se ve disminuida ( Mooney 1988 ) .

Un jerárquica Caracterización de la Biodiversidad

 

Una definición de biodiversidad que es del todo sencilla, completay en pleno funcionamiento (es decir , que responda a la gestión dela vida real y cuestiones reglamentarias ) es poco probable que seencuentran. Más útil que una definición, por tal vez , sería una caracterización de la biodiversidad que identifica los principalescomponentes en varios niveles de organiza-ción . Esto proporcionaría un marco conceptual para la identificación de indicadores específicos y medibles para monitorear el cambio y evaluar el estado general de la biodiversidad . Franklin et al . (1981 ) reconocieron tres primaria en atributos de los ecosistemas : composición, estructura y función. Los tres atributos determinan , y de hecho constituyen , la biodiversidad de un área. Composición tiene que ver con la identidad y variedad de elementos de una colección , e incluye listas y medidas de diversidad de especies y la diversidad genética de las especies. La estructura es la organización física o patrón de un sistema, dela complejidad -hab itat medido dentro de las comunidades para el patrón de manchas y otros elementos a escala de paisaje . Función involucra procesos ecológicos y evolutivos , incluyendo el flujo de genes , los disturbios , y el ciclismo nutriente . Franklin ( 1988 ) señaló que la creciente preocupación por la diversidad decomposición no ha sido acompañadas de una conciencia adecuada de

la diversidad estructural y funcional . Por lo tanto , la simplificación estructural de los ecosistemas y la interrupción delos procesos ecológicos fundamentales no puede ser plenamente apreciada . Aquí, ela - tasa de tres atributos de Franklin de la biodiversidad en una jerarquía anidada (Fig. 1 ) . Debido a la composición, los aspectos estructurales y funcionales de la naturaleza son interdependientes , las tres esferas están interconectadas y delimitadas por una esfera más grande de preocupación (es decir , la Tierra ) . Jerarquía teoría sugiere que los niveles más altos de Incorporar organiza-ción y limitan elcomportamiento de los niveles más bajos ( Allen & Starr 1982 ; . O'Neill et al 1986 ) . Si una pelota grande (por ejemplo , la biosfera ) rueda cuesta abajo , las pequeñas bolas del mismo será rodar cuesta abajo, también . Por lo tanto , los problemas globales como el calentamiento de efecto invernadero y el agotamiento del ozono estratosférico imponer limita-ciones fundamentales sobre los esfuerzos para preservar áreas naturales particulares o especies en peligro de extinción . La importancia de las restricciones de orden superior no debe sugerir que el seguimiento y evalua-ción se limitará a los niveles más altos ( por ejemplo, la distancia de sensión de la estructura del paisaje regional ) . Los niveles más bajos en la jerarquía contienen los datos (por ejemplo, la identidad de las especies y la abundancia ) de interés para los conservacionistas y la base mecánica para muchos patrones de orden superior. El concepto de jerarquía sugiere que la biodiversidad puede controlar en varios niveles de la organización , y en escalas espaciales y temporales múl-tiples . No solo nivel de organiza-ción (por ejemplo , gen, población , comunidad) es fundamental , y los diferentes niveles de resolución son apropiados para diferentes preguntas. Grandes preguntas requieren respuestas de varias escalas. Si estamos interesados en los efectos del cambio climático en la biodiversidad , por ejemplo, podemos querer tener en cuenta ( 1 ) los factores climáticos controlando grandes ecotonos de vegetacióny los patrones de riqueza de especies ness a través de continentes, (2 ) la disponibilidad de hábitats adecuados y enlaces de paisaje para la migración de las especies , (3 ) los controles

climáticos sobre los regímenes de perturbaciones regionales y locales; ( 4 ) las tolerancias fisiológicas , requisitos - Auteco lógico y las capacidades de dispersión de las especies individuo ,y ( 5 ) la variación controlada genéticamente dentro y entre las poblaciones de una especie en respuesta a las variables climáticas. "Cuadro grande" de investigación sobre fenómenos globales se complementa con estudios intensivos de las historias de vida de los organismos en el medio ambiente local . Otro valor del concepto de jerarquía para evaluar la biodiversidad es el reconocimiento de que los efectos de las tensiones ambientales se expresan en diferentes formas en los diferentes niveles de organización biológica . Efectos de un nivel se puede esperar que repercutir en otros nive-les , a menudo en formas impredecibles . Las especies de árboles , por ejemplo, se sabe que son diferencialmente susceptibles a la contaminación del aire , con algunos (por ejemplo , Pinusponderosa ) altamente sensible a los oxidantes fotoquímicos como el ozono (Miller 1973 ) . Diferentes genotipos dentro de las especies de árboles varían en su tolerancia a la contaminación del aire. Una caída en un árbol de población debido a la contaminación del aire podría alterar la composición genética de esa población, y reducir la varia-ción genética , como se seleccionan los genotipos de contaminación intolerantes a cabo ( Scholz 1981 ) . Si una especie arbórea en declive se sustituye por especies que son más o menos pirogénica ,o de otro modo de regulación de la dinámica de perturbación , los cambios en la biodiversidad podrían ser dramáticos como el sistemacambia abruptamente a un nuevo estado estable.

Selección de indicadores de biodiversidad

¿Por qué los indicadores ?

 Los indicadores son sustitutos medibles para puntos finales del medio ambiente tales como la biodiversidad que se supone que es de

valor para el público. Lo ideal es que un indicador debe ser (1) lo suficientemente sensible para proporcionar una alerta temprana de cambio , (2 ) distribuidos en una amplia zona geográfica , o deotra manera ampliamente aplicables , (3 ) capaz de proporcionar una evaluación continua a través de una amplia gama de tensión; ( 4 ) relativamente independiente del tamaño de la muestra , (5 ) fácil y rentable de medir, recopilar, ensayo y / o calcular ; ( 6 ) capaz de diferenciar entre los ciclos o tendencias naturalesy los inducidos por la presión antropogénica , y ( 7 ) rel - Evanta fenómenos ecológicamente significativa (Cook 1976 ; Sheehan 1984; Munn 1988 ) . Porque hay un solo indicador poseerá todas estas propiedades deseables , se requiere un conjunto de indicadores complementarios

El uso de especies indicadoras para supervisar o evaluar las condiciones am-bientales es una tradición firmemente establecida en la ecología , la toxicología ambiental , control de la contaminación , la agricultura , la silvicultura, y la vida silvestre y el rango de la gestión (Thomas 1972 ; Ott 1978 ; . Cairns et al 1979 ) . Pero esta tradición se ha encontrado con muchos problemas conceptuales y de procedimiento. En las pruebas de toxicidad , por ejemplo , el supuesto habitual de que las respuestas a los niveles superiores de organización biológica se pueden predecir mediante las pruebas de toxicidad de una sola especie no es soportable (Cairns 1983 ) . Landres et al . ( 1988 )señaló una serie de dificultades con el uso de especies indicadoras para evaluar las tendencias de las poblaciones de otras especies y para evaluar la calidad del hábitat de la fauna en general , y señaló que los criterios ecológicos utilizados paraseleccionar los indicadores son a menudo ambiguas y falli ble .

Las críticas recientes de la utilización e incluso el concepto de especies indicadoras son válidas. Especies indicadoras menudo nos han dicho poco sobre las tendencias ambientales globales , y pueden incluso nos han engañado en el pensamiento de que todo estábien con un ambiente simplemente porque un indicador está prosperando . Estas críticas se aplican , sin embargo, para una aplicación mucho más restringida del concepto de indicador de lo

que se sugiere aquí . La recomendación final de Landres et al. ( 1988 ) es el uso de indicadores como parte de una estrategia integral de análisis de riesgos que se centra en los hábitats clave (incluyendo corredores , mosaicos, y otras estructuras del paisaje ), así como especies. Tal estrategia podría incluir indicadores de seguimiento de la biodiversidad composicional , estructural y funcional en múltiples niveles de organización.

Una Matriz de selección de indicadores

La Tabla 1 es una compilación de la biodiversidad terrestre indicadores y herramientas de inventario y monitoreo, dispuestas en una jerarquía de cuatro niveles . Al igual que con la mayoría de las categorizaciones , algunas cajas de la Tabla 1 se superponen, y las distinciones son algo arbitrarios . La tabla puede ser útil como un marco para la selección de indicadores paraun monitoreo de la biodiversidad pro-yecto , o de manera más inmediata , como una lista de verificación de la biodiversidad atributos a considerar en la elaboración o revisión de las declaraciones de impacto ambiental u otras evaluaciones .

Cuatro puntos sobre la elección de los indicadores merecen énfasis. ( 1 ) La pregunta "¿Qué estamos monitoreando o evaluar , y por qué? " es fundamental para la selección de indicadores apropiadas . Supongo que el objetivo es evaluar la biodiversidad global y como un fin en sí mismo , más que como un índice de la calidad del aire , calidad del agua , o alguna otra medida antropocéntrica de la salud ambiental . ( 2 ) Selección de los indicadores depende de la for- mulación preguntas específicas relacionadas con la gestión o la política que deben ser respondidas a través del proceso de seguimiento. ( 3 ) Indicadorespara el nivel de organización que se desea supervisar se pueden seleccionar desde los niveles en , por encima o por debajo de ese nivel. Por lo tanto , si uno está monitoreando una población , losindicadores pueden ser seleccionados desde el nivel de paisaje (por ejemplo , los corredores de hábitat que son necesarias para permitir la dispersión ) , el nivel de la población (por ejemplo ,

tamaño de la población , la fecundidad , la supervivencia, la edady la proporción de los sexos ) , el nivel de los individuos (por ejemplo , parámetros fisiológicos ) , y el nivel genético (por ejemplo , heterocigosidad ) . ( 4 ) Los indicadores de la Tabla 1 son categorías generales , la mayoría de las cuales atravesaba tipos de ecosistemas . En la práctica, muchos de los indicadores serán específicos para los ecosistemas. Desechos forestales, por ejemplo , es un elemento estructural fundamental para la biodiversidad en muchos bosques de viejo crecimiento , como en el Noroeste del Pacífico (Franklin et al 1981 . ), Pero puede no ser importante en hábitats más abiertos -estructurada , incluyendo lostipos de bosques sujetos a incendios frecuentes.

Paisaje Regional

El término " paisaje regional " ( Noss 1983 ) hace hincapié en la complejidad espacial de las regiones . "Paisaje " se refiere a " un mosaico de formas de la tierra heterogéneos , tipos de vegetación y usos del suelo " (Urban et al. 1987 ) . La escala espacial de un paisaje regional podría variar desde el tamaño de un bosque nacional o parque y sus alrededores hasta el tamaño de una región fisiográfica o biogeográfica pro-vincia ( por ejemplo, 102 a 107 km2) .

La relevancia de la estructura del paisaje con la biodiversidad esahora bien aceptada , gracias a la literatura voluminosa sobre la fragmentación de hábitat (por ejemplo , Burgess & Sharpe , 1981; Harris 1984 ; . Wilcove et al 1986) . Paisaje rasgos tales como eltamaño del parche , la heterogeneidad , la relación perímetro - área , y la conectividad pueden ser los principales controladores de especies composición y abundancia , y de la población vi - capacidad para especies sensibles ( Noss y Harris , 1986). Características de la composición del paisaje relaciona-das (es decir , la identidad y las proporciones de hábitats particulares )también son críticos. La " combinación funcional " de los hábitatsen el mosaico del paisaje es vital para los animales que utilizan múltiples tipos de hábitats e incluye ecotonos y especies Asamblea

blages que cambian gradualmente a lo largo de gradientes ambientales; dichos conjuntos gradiente asociado a menudo son ricos en especies, pero no son considerado en el análisis de la vegetación convencional y de conservación a nivel de comunidad ( Noss 1987 )

Los indicadores enumerados para el nivel regional paisaje en la Tabla 1 se dibujan en su mayoría de la literatura de la ecología -paisaje y perturbación ecología. Generales referencias incluyen Risser et al. ( 1984 ) , Pickett y White ( 1985 ) , y Forman y Godron ( 1986 ) . O'Neill et al .

( 1988 ) desarrollaron y probaron tres índices del patrón del paisaje , derivada de la teoría de la información y fractal geometría y los halló para capturar las principales características de los paisajes. Estructura del paisaje puede ser inventariado y controlado principalmente por medio de fotografías aéreas e imágenes de satélite y los datos organizados y se muestracon un Sistema de Información Geográfica (SIG ) . Análisis de series temporales de datos de sensores remotos y los índices de patrón del paisaje es una técnica de vigilancia de gran alcance. Monitoreo de las posiciones de los ecotonos en diversas escalas espaciales puede resultar especialmente útil para rastrear la vegetación res-puesta al cambio climático y las interrupciones de los regímenes de perturbaciones . Las técnicas estadísticas aplicables al análisis del patrón de paisaje fueron resumidos por Risser et al. ( 1984 ) y Forman y Godron ( 1986 )

La composición del paisaje vigilancia requiere más intensivo debe ser identificado verificación en el terreno de la vigilancia estructura, ya que la composición de especies dominantes de tipos de parche (y , tal vez, de varias capas verticales ) . Función delpaisaje se puede controlar a través de procesos de atención a la perturbación - recuperación y tasas de flujos biogeoquímicos , hidrológicos y energéticos. Para ciertos ecosistemas , tales como comunidades - pino de hoja larga wiregrass en el sureste de Estados Unidos, una medida de la perturbación tan simple como la frecuencia de incendios y la estacionalidad puede ser uno de los mejores indicadores de la biodiversidad. Si incendios ocurren con

muy poca frecuencia , o fuera de las estación de crecimiento , losárboles de madera dura y arbustos invadir , florística diversidad puede declinar , y especies clave puede ser eliminado ( Noss 1988 ) . En muchos de los paisajes , el uso del suelo indicadores humanos ( tanto estructurales como funcionales : por ejemplo, la tasa de deforestación , la densidad de caminos , la fragmentación o el índice de borde , el pastoreo y la agricultura intensiva , latasa de desarrollo de la vivienda ) y el estado de protección de las tierras administradas pueden ser la la mayoría de las variables críticas para el seguimiento del estado de la biodiversidad

Además de las variables estrictamente a nivel de paisaje , propiedades colectivas de distribución de las especies pueden ser in- toried a escala de paisaje regional. Terborgh y Winter ( 1983 ), por ejemplo , asignar la distribución de aves terrestresendémicas en Colombia y Ecuador y áreas identifica-dos de máxima superposición geográfica donde los esfuerzos de protec-ción deben ser dirigidas . Scott et al . ( 1990 ) desarrollaron una metodología para identificar los centros de riqueza de especies y endemismo y diversidad vegetal , a una escala de 1:100.000 a 1:500.000 , y determinar las deficiencias en la distribución de las áreas protegidas. En la mayoría de los casos, re- peating extensos inventarios de distribución de las especies no sería práctico para la supervisión. Inventarios periódicos de la vegetación de detección de eliminación, sin embargo, se pueden controlar de forma eficaz la disponibilidad de hábitats en áreas geográficas amplias . Las inferencias acerca de la distribución deespecies se pueden extraer de dichos inventarios .

Comunidad en los ecosistemas

Una comunidad comprende las poblaciones de algunas o de todas las especies que coexisten en un sitio. El término "ecosistema " in- cluye aspectos abióticos del medio ambiente con el que la comunidad biótica es interdependiente . En contraste con el mayor nivel de paisaje regional, el nivel de la comunidad en el

ecosistema es relativamente homogénea cuando se ve , por ejemplo, a escala de una fotografía aérea convencional. Por lo tanto , el seguimiento a este nivel u organización debe apoyarse más en los estudios a nivel del suelo y las medidas que en teledetección ( aunque esta última sigue siendo útil para algunos componentes del hábitat )

Las variables de indicador de nivel de la comunidad en el ecosistema (Tabla 1 ) se incluyen muchos de ecología de la comunidad , tales como la riqueza de especies y la diversidad , las curvas de dominancia - diversidad , de forma de vida y de alianza proporciones , y otras medidas de composición. Indicadoresestructurales en - incluyen muchas de las variables del hábitat medidos en ecología y biología de la fauna silvestre. Idealmente ,tanto biótico y hábitat indica-dores deben ser medidos en el eco- sistema de la comunidad y los niveles de población de especies de la organización ( Schamberger 1988 ) . Los indicadores funcionalesde la Tabla 1 se incluyen las variables bióticas de ecología de lacomunidad (por ejemplo, las tasas de depredación ) y variables bióticas - abióticos de la ecología de los ecosistemas (por ejemplo, las perturbaciones y las tasas de cy adhesivas nutrientes) que pueden ser apropiados para supervisar los efectos especiali-zados

Herramientas y técnicas para el monitoreo de la biodiversidad a nivel comunitario en el ecosistema de la organización son tan diversos como los taxones y los sistemas de preocupación. Textos ecología vegetal (por ejemplo, Greig -Smith 1964 ; Mueller- Dombois y Ellenberg 1974 ) contienen mucha información sobre la metodología de muestreo a nivel de comunidad. Existe una literatura tremenda en técnicas de censos de aves , siendo el único de referencia más completa Ralph y Scott ( 1981 ) . Datos dela comunidad de aves se pueden aplicar fácilmente a las evaluaciones ambientales (por ejemplo , Graber y Graber 1976 ) . Censos de aves a largo plazo en los Estados Unidos , como los EE.UU. Fish and Breeding del Servicio de Vida Silvestre de Aves Encuesta programa (BBS ) ( Robbins et al. 1986 ) , se utilizan para controlar las tendencias temporales en las poblaciones de

especies , pero se podrían interpretar para monitorear los gremioso toda la comunidad aviar de un área definida . Pequeño mamífero ,rep - azulejo, y el monitoreo de anfibios se discuten en varios papeles en Szaro et al. ( 1988 ) . Resúmenes útiles de inventario de hábitat de vida silvestre y el seguimiento están en Thomas ( 1979 ) , Verner et al. ( 1986 ) , y Cooperrider et al . ( 1986 ). Índice de Karr de integridad biótica (IBI ; . Karr et al 1986) ,que se derrumba datos sobre composición de la comunidad en una medida cuantitativa , se ha aplicado con éxito a las comunidades acuáticas , y las aplicaciones terrestres son posibles (JR Karr , comunicación personal).

Población - Especies

Monitoreo a nivel de especie podría dirigirse a todos las poblaciones de una especie en toda su área de distribución , una metapoblación ( poblaciones de una especie conectadas por dispersión ) , o una sola , población disjunta . El nivel de la población de la misma especie es donde la mayor seguimiento de la biodiversidad ha sido -fo pie cúbico por segundo . Aunque el enfoque de las especies indicador ha sido criticado por sus supuestos cuestionables , las deficiencias metodológicas y aplica-ción a veces sesgada , las especies individuales seguirán siendo importantes focos de inventario , monitoreo y evaluación de los esfuerzos , por dos razones básicas : ( 1 ) especies son a menudo más tangible y fácil de estudiar que las comunidades, los paisajes, o genes , ( 2 ) leyes tales como la Ley de especies en Peligro de EE.UU. (SEC ) el mandato atención a las especies , pero no a otros niveles de la organización ( a excepción de que la eSA se supone que "pro- vide un medio por el cual los ecosistemas de los que en- peligro de extincion de especies amenazadas y especies dependen pueden ser conservados ") .

Noss ( 1990 ) enumera cinco categorías de especies que pueden justificar el esfuerzo especial de conservación , incluida la vigilancia intensiva ( 1 ) indicadores ecológicos : especies que señalan los efectos de las perturbaciones en un número de otras

especies con requerimientos de hábitat similares ; ( 2 ) claves : especies fundamentales sobre el que la diversidad de una gran parte de una comunidad depende , ( 3 ) los paraguas : especies congrandes requerimientos de área , que si se le da suficiente superficie de hábitat protegidas , traerán muchas otras especies bajo protección ; ( 4 ) emblemáticas : popular , carismático especies que sirven como símbolos y puntos de reunión para las principales iniciativas de conservación , y ( 5 ) Vulnerables : especies que son raras , genéticamente empobrecida , de baja fecundidad , de -pendiente de los recursos irregulares o impredecibles , variables extremada-mente en la densidad de población , perseguidos, o de otra manera propensas a la extinciónen paisajes dominados por el hombre (ver Terborgh & Winter -1,980 ; Karr 1982 ; Soule 1983 , 1987 ; . Pimm y otros 1988 ; Simberloff 1988 ) . No todas estas categorías deben ser monitoreados en cualquier caso dado . Puede ser que la atención adecuada a cate-gorías 2-5 obviaría la necesidad de identificar y controlar las especies características ecológicas putativos ( DS Wilcove , comunicación per-sonal ) .

Para las especies en riesgo , la vigilancia intensiva puede recteddi - en múltiples indicadores a nivel de la población , así como los indicadores apropiados en otros niveles - el nivel genético , por ejemplo ( Tabla 1 ) . Las mediciones de los caracteres morfológicos son a menudo útiles . La regresión de peso en tamaño para anfibios y reptiles , por ejemplo , proporciona un índice de la salud general de una población ( Davis 1989 ) . Dentro individuo morfológica variabilidad (por ejemplo , la asimetría fluctuante en las estructuras de los organismos simétricos bilateralmente ) puede ser un indicador sensible o el estrés ambiental y genética; índices compuestos que incluyen la información de varios caracteres morfológicos son particularmente útiles ( Leary y Allendorf 1989 ) . Los indicadores de crecimiento(por ejemplo, dap del árbol ) y salida al sistema reproductor (porejemplo , número de frutos , las tasas de germinación ) son objetivos comunes de seguimiento para las plantas.

A menudo , la supervisión a nivel de población de la misma especieno está dirigido a la propia población , pero al hábitat variablesdetermina o supone que es importante para la especie. Indicadores de aptitud de hábitat pueden ser controlados por una variedad de técnicas, incluyendo la teledetección de tipos de cubierta requeridos por una especie ( Cooperrider et al . 1986 ) . En ocasiones se ha asumido que el monitoreo de variables de hábitat obvia la necesidad de monitorear las poblaciones , sin embargo la presencia de un hábitat adecuado es ninguna garantía de que las especies de interés está presente. Poblaciones pueden variar enormemente en la densidad debido a factores bióticos , mientras que la capacidad de carga del hábitat sigue siendo más o menos constante ( Schamberger 1988 ) . Por el contrario , las inferencias basadas únicamente en las variables bióticas , tales como la densidad de población pueden ser engañosos. Entre los vertebrados , por ejemplo , concentraciones de individuos socialmente surbordinate pueden ocurrir en las zonas de hábitat marginal ( Van Horne 1983 ) . Controlar tanto el hábitat y las variables de población parece ser esencial en la mayoría de los casos.

genético

En las poblaciones silvestres , la demografía es generalmente de más im - mediar importancia para la viabilidad poblacional que es la genética población ( Lande 1988 ) . Debido al costo , la supervisión a nivel genético por lo general se limita a zoo poblaciones de especies raras o especies de importancia comercial,tales como ciertos árboles . Lande y Barrowclough ( 1987 ) discuten técnicas disponibles para directamente Measure y monitorear la variación genética , y gran parte de la parte genética de la Tabla 1 es una adaptación de su papel. Aunque algunos índices de la variabilidad morfológica pueden ser buenos indicadores de estrés genético ( Leary y Allendorf 1989 ) , la variación en la morfología puede ser confundida por los efectos fenotípicos. La electroforesis de muestras de tejido es la técnicapreferida para el seguimiento de la heterocigosidad y la

variabilidad de la enzima ( alozimas ) , probablemente las medidasmás comunes de la variación genética . Estudios de heredabilidad (por ejemplo, regresión descendencia de padres , análisis SIB) se pueden utilizar para determinar el nivel de la variación genética de los rasgos cuantitativos . Polimorfismos cromosómicos pueden ser monitorizados mediante análisis de cariotipo , y el uso de endonucleasas de restricción para cortar el ADN permite directa como - evaluación de la variación genética ( Młot 1989 ) . La gravedad de la depresión endogámica puede evaluarse a partir pedi grados (que, sin embargo, rara vez son disponibles para las poblaciones silvestres ) .

implementación

El monitoreo no ha sido una actividad glamorosa en la ciencia , enparte porque ha sido percibida como ciego de recopilación de datos(que, en algunos casos, ha sido) . Los tipos de preguntas que un científico le pregunta al iniciar un proyecto de investigación - sobre las causas y efectos , probabilidades , las interacciones y las hipótesis alternativas - no son comúnmente se le preguntó por los trabajadores que inician un proyecto de monitoreo . En la mayoría de las agencias , proyectos de monitoreo e investigación no están coordinadas y son realizadas por ramas separadas . Explícita la comprobación de hipótesis sólo en raras ocasiones ha sido una parte de los estudios de seguimiento , de ahí la preocupación suficiente para el diseño experimental y el análisis estadístico ( Hinds 1984 ) . Tal monitoreo será más exitoso cuandose percibe (y en realidad califica ) como la investigación científica , y está diseñado para poner a prueba hipótesis específicas que son relevantes para las cuestiones de política y de gestión. En este contexto , el monitoreo es un eslabón necesario en el ciclo de " manejo adaptativo " que refina continuamente -ciones regulaciones o prácticas de gestión sobre labase de datos de RIVED - de monitoreo y se analizaron con un énfasis en la predicción de los impactos ( Holling 1978 ) .

Como una ilustración de cómo se podría implementar un proyecto de monitoreo de la biodiversidad , imaginemos que una agencia hipotética quiere evaluar la situación y tendencias de la diversidad - biolog ical en el noroeste del Pacífico. Este grandioso proyecto podría llevarse a cabo en diez pasos:

1 . Wbat y WBY ? En primer lugar, es necesario establecer metas y objetivos, y de los "puntos de sub -end" de la biodiversidad que la agencia desea evaluar (y principal - tain ) . Esto es más una cuestión de la elaboración de políticas de la ciencia. Goles en elnoroeste del Pacífico podrían incluir: pérdida neta de cubierta forestal o de humedales , la recuperación de los bosques de coníferas del viejo-crecimiento al doble de la actual superficie de cultivo , la recuperación de los pastizales nativos y arbustos - estepa de condiciones sobrepastoreados , el mantenimiento de poblaciones viables de todas las especies nativas ; y la erradicación de especies exóticas problemáticas de tierras federales. Puntos Sub -end se cor - responden a estos objetivos y abarcar la salud y la viabilidad de todos los elementos de la biodiversidad identificados siendo motivo de preocupación .

2 . Gatber e integrar los datos existentes bases de datos relacionadas con la bio- diversidad en el patrimonio natural de los programas estatales , archivos de la agencia, y de otras fuentes existentes se recogen, se digitalizan y sobrepuestos en unSIG . Estos datos se asignan para la región en su conjunto a una escala de 1:100.000 a 1:500.000 (ver Scott et al. 1990 )

3 . Establecer las condiciones "de referencia" . De los datos actuales , determinar el alcance, la distribución y el estado de los tipos de ecosistemas existentes (vegetación ) y la distribución - prob capaz de especies de interés . También, un mapa de la distribución e intensidad de los estresores identificados (por ejemplo, el ozono troposférico , la fragmentación del hábitat , la densidad de caminos , la intensidadde pastoreo ) .

4 . Identificar los "puntos de bot " y ecosistemas de alto riesgo.Partiendo de los dos pasos anteriores , delimitar las áreas de

biodiversidad concentrada (por ejemplo , centros de riqueza de especies y endemismo ) y de los ecosistemas y áreas geo-gráfica enalto riesgo de empobrecimiento debido a las tensiones antropogénicas . Tales áreas garantizan un seguimiento más intensivo. En el noroeste del Pacífico , un centro importante de endemismo es la bioregión Klamath - Siskiyou , un tipo de ecosistema en alto riesgo es bosque maduro (de todas las asociaciones de especies ) .

5 . Formular preguntas específicas para ser respondidas por el monitoreo. Estas preguntas serán guiados por los puntos de sub -end , metas y objetivos identificados en el Paso 1 . Las preguntaspueden ser : ¿Es la relación del nativo de pastos exóticos gama creciente o decreciente ? ¿El tamaño medio de parches de bosques gestionados de manera creciente o decreciente ? ¿Son las poblaciones de aves migratorias neotropicales estable? Se están recuperando las especies en peligro de extinción en la lista? Estoayudará si -pol helada de decisiones pueden especificar umbrales en los que los cambios en las prácticas o normas de gestión será implementado .

6 . Seleccionar indicadores. Identificar los indicadores de biodiversidad estructural , funcional y compositiva en varios nive-les de organización que corresponden a puntos sub -end identificados (Paso 1 ) y preguntas (paso 5 ) . Los indicadores pueden ser elegidos de la " lista de lavandería " en la Tabla 1 , con base en los criterios de los indicadores ideales revisados anteriormente ( un- der " ¿Por qué ?" Indicadores ) .

7 . Identificar las áreas de control y tratamientos. Para cada gran tipo de ecosistema , identificar las áreas de control ( por ejemplo , Wilderness des hubiera designado y Áreas de Investigación y naturales) y ar - eas sometidas a distintos tipos e intensidades de las prácticas de estrés y de gestión. Terrenos forestales públicos y privados , por ejemplo, abarcan una amplia variedad de tratamientos silvícolas tural .

8 . Diseñar e implementar un scbeme muestreo. Aplicar - ing principios del diseño experimental , seleccione sitios de

vigilancia de las preguntas y los objetivos identificados . Un diseño puede incluir muestreo intensivo de muestreo de alto riesgolos ecosistemas y las especies (identificado en el paso 4 ) y menos intensivo de las áreas de control general y de tratamiento de identi - ficado en el paso 7 (pero con puntos de muestreo y parcelas seleccio-nados al azar dentro de los tratamientos ) . Todos los tratamientos y los controles deben ser replicados . Muestreo sistemático aleatorio del total paisaje regional ( estratificados por tipo de ecosistema , si se desea) proporcionaría monitorización en segundo plano y puede servir paraidentificar las tensiones imprevistas. Biología debe conducir el diseño estadístico , sin embargo , en lugar de dejar que el diseñode asumir una vida propia .

9 . Validar relationsbips entre los indicadores y sub- criterios de valoración . Es necesaria , la investigación en curso detalladopara verificar qué tan bien los indicadores seleccionados corresponden a los puntos de biodiversidad sub -end de preocupación . Por ejemplo , puede una fragmentación en particularo índice de borde (como proporción del perímetro de la zona o el tamaño del parche de frecuencia distribución de ) realmente corresponden a la intensidad de los efectos de borde abióticos y bióticos o la interrupción de la dispersión de los parches en-tre en el paisaje ? ¿Se encuentra la relación entre el indicador y punto de espera sub -end para toda la gama de condiciones ?

10 . Analizar las tendencias y recomendar acciones de manejo. Series temporales de las mediciones debe ser un - alyzed de una manera estadísticamente rigurosa y los resultados sintetizado en una evaluación que sea relevante para los responsables políticos. Si la evaluación se puede traducir en cambios positivos en los supuestos de planificación , direc-ción de gestión y prácticas , leyes y reglamentos, o la política medioambiental , el proyecto demonitoreo se han demostrado ser una herramienta poderosa para la conservación.

reconocimiento

Allen Cooperrider, Sandra Henderson, Bob Hughes, David Wilcove, y dos árbitros anónimos proporcionaron valiosos comentarios sobre una versión anterior de este manuscrito.

 

Figura 1. Composicional, la biodiversidad estructural y funcional,que se muestra como esferas interconectadas, cada una abarcando múltiples niveles de organización. Este marco conceptual puede facilitar la selección de los indicadores que representan los muchos aspectos de la biodiversidad que requieren atención en los programas de vigilancia y evaluación del medio ambiente.