Indicadores ecológicos de hábitat y biodiversidad en un paisaje neotropical: perspectiva multitaxonómica
Noel González-Valdivia1, Susana Ochoa-Gaona1, Carmen Pozo2, Bruce Gordon Ferguson3, Luis José Rangel-Ruiz4, Stefan Louis Arriaga-Weiss4, Alejandro Ponce-Mendoza1 & Christian Kampichler4
1. El Colegio de la Frontera Sur, Sistemas de Producción Alternativos. Apdo. Postal 1042, Admón. de Correos de Tabasco 2000, 86031 Villahermosa, Tabasco, México; siankaan2003@gmail.com, sochoa@ecosur.mx 2. El Colegio de la Frontera Sur. Conservación de la Biodiversidad. Chetumal, Quintana Roo, México; cpozo@ecosur.mx 3. El Colegio de la Frontera Sur, Sistemas de Producción Alternativos. San Cristóbal de las Casas, Chiapas, México;bferguson@ecosur.mx 4. División de Ciencias Biológicas. Universidad Juárez Autónoma de Tabasco. Villahermosa, Tabasco, México; christian.kampichler@web.de, slaw2000@prodigy.net.mx, ljrangel@cicea.ujat.mx
Ecological indicators of habitat and biodiversity in a Neotropical landscape: multitaxonomic perspective. The use of indicator species to characterize specific ecological areas is of high importance in conservation/ restoration biology. The objective of this study was to identify indicator species of diverse taxa that characterize different landscape units, and to ]]>
with scattered trees and live fences. The InVal (≥50%) method identified 107 indicator species, including 45 tree species, 38 birds, 14 butterflies and 10 gastropods. Of these, 35 trees, 10 birds, four butterflies and eight gastropods were forest indicators. Additionally, 10, 28, 10 and two species, respectively per group, were characteristic of the agricultural matrix. Our results revealed a pattern of diversity decrease of indicator species ]]>
Carychium exiguum, Coelocentrum turris, Glyphyalinia aff. indentata y Helicina oweniana were significantly correlated (p<0.05) with 90% of the other groups of flora and fauna indicator species. These findings suggest that gastropods may be good indicators of forest habitat quality and biodiversity. The secondary vegetation is ]]>
El uso de especies indicadoras para caracterizar unidades ecológicas específicas es de gran importancia en la biología de la ]]>
(moderadamente móviles), gasterópodos terrestres (poco móviles) y árboles ]]>
moluscos, 74 de mariposas, 218 de aves y 172 de árboles, totalizando 514 especies. Mediante ordenamiento y agrupamiento, se diferenciaron tres tipos de hábitats: bosque tropical lluvioso, vegetación secundaria y potreros con árboles. Aplicando el método InVal (≥50%), se identificaron 107 especies indicadoras, de las cuales 45 fueron árboles, 38 aves, 14 mariposas y diez gasterópodos. De ]]>
Carychium exiguum, Coelocentrum turris, Glyphyalinia aff. indentata y Helicina oweniana se correlacionaron ]]>
manera que se aporta una perspectiva multitaxonómica que incluye el papel de la mesofauna en el monitoreo ecológico de agropaisajes.
Palabras clave: especies características, bosque lluvioso, paisajes culturales, biodiversidad, grupos de hábitat, México.
La conservación de especies silvestres enfrenta el reto de su mantenimiento frente a una realidad caracterizada por la presión antropogénica sobre los ecosistemas terrestres (Saunders et al. 1991, Bustamante & Grez 1995), lo que amenaza con degradar, disminuir e incluso desaparecer los remanentes de hábitats nativos aún disponibles (Murcia 1995). Por esto, los sistemas naturales y su biota deben ser primeramente identificados y cuantificados para su comprensión y ]]>
et al. 2006). En este sentido la comunidad internacional se ha organizado para discutir estrategias para la conservación de la biodiversidad (COP-10 Biodiversidad 2010) y ha establecido criterios para determinar el nivel de riesgo de la misma (CITES 1973).
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De manera complementaria, se ha considerado que la conservación biológica debe contar con una cantidad apropiada de áreas eficientemente protegidas (Turner 1996) alternadas con matrices de uso de suelo de alta calidad ecológica, que faciliten el refugio de la flora y fauna silvestre (Perfecto & Vandermeer 2002, Cook et al. 2004, Kupfer et al. 2006). En áreas tropicales, estos enfoques incluyen ]]>
et al. 2001, Villavicencio-Enríquez & Valdez-Hernández 2003, Beever et al. 2006) y la restauración estructural y funcional de los ecosistemas que permitan su resiliencia, es decir recuperarse o reorganizarse después de periodos de perturbación causados por el ser humano y los agentes naturales (Walker
et al. 2002, Higgs 2003, Chazdon 2008).
Aunque recientemente se ha dado mayor atención al estudio de la persistencia de la flora y fauna silvestre en paisajes culturales (Driscoll 2005, Castellón & Sieving 2006, Chazdon et al. 2008, Perfecto & Vandermeer 2008), el ]]>
et al. 2004). Esto limita la comprensión de las relaciones socio-ecológicas que se desarrollan en el Neotrópico, e impide contar con insumos para la adecuada formulación de políticas de desarrollo, que concilien los objetivos de producción con los de conservación (Holling 2001, Toledo & Barrera-Bassols 2008).
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Para investigar la permanencia de las comunidades de organismos terrestres nativosen paisajes culturales, se han utilizado indicadores ecológicos seleccionados debido a que son bien conocidos taxonómicamente, son fáciles de muestrear e identificar, se presentan en diferentes condiciones ambientales y muestran fuertes relaciones con otros grupos biológicos de interés (Noss 1990, Spellerberg 2005, Heino
et al. 2009), con lo que se disminuyen los costos que representa hacer inventarios totales. La estrategia ideal involucra la combinación de distintos grupos biológicos o comunidades (Metzger 2006) que presenten varios niveles de sensibilidad para medir el impacto en la biota por la acción humana a escala de paisaje.
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La evaluación del papel de los paisajes culturales en la conservación de la biodiversidad solo resulta útil si se compara con ecosistemas conservados que sirven como referentes ecológicos para conocer cómo se estructuran las especies nativas (sensu Higgs 2003). Este método, combina abordajes provenientes de multidisciplinas sintéticas como la biología de la conservación, la ecología del paisaje y la restauración ecológica, ]]>
et al. 1997, Young 2000, Jobin et al. 2003, Holl & Crone 2004).
El objetivo de este estudio fue el de identificar, desde una perspectiva multitaxonómica, las especies indicadoras que caracterizan las diferentes unidades del ]]>
Materiales y ]]>
Zona de estudio: El estudio se llevó a cabo en el ejido Niños Héroes de Chapultepec (en adelante “ejido”), municipio de ]]>
et al. 2008). El clima es cálido y húmedo, con 26°C como promedio anual de temperatura y 2 750mm como precipitación media anual (Isaac-Márquez et al. 2005). El relieve de valles entre montañas tiene una altura que fluctúa entre 200 y 700msnm. El paisaje se extiende sobre ]]>
La vegetación de referencia es de tipo bosque tropical lluvioso según la propuesta de Ellenberg & Mueller-Dombois (1967), dominado por especies de las familias Sapotaceae, Moraceae, Fabaceae y Apocynaceae en el dosel (Rzedowski 2006). El sotobosque arbustivo está dominado por especies de: Rubiaceae, Violaceae y Arecaceae, mientras el ]]>
Cedrela odorata) y caoba (Swietenia macrophylla) desde la década de 1970 (Gobierno del Estado 1997).
En el paisaje se diferencia una matriz agropecuaria generada por la actividad agrícola, que inició con la roza-tumba-quema, y que ha sido desplazada gradualmente hacia la ganadería extensiva dejando un remanente de bosque como reserva forestal (Isaac-Márquez et al. 2005). Como resultado, la matriz agropecuaria es un ecomosaico con un patrón de pasturas con árboles dispersos y en línea, con vegetación secundaria joven y vegetación secundaria madura. En la parte alta de las montañas y dispersas entre la matriz se presenta un ]]>
Unidades de paisaje: Se diferenciaron dos ecomosaicos, el bosque tropical lluvioso (en adelante RE, por ser referente ecológico) y la matriz agropecuaria (en ]]>
sensu Zonneveld 1989) que incluyen a la vegetación secundaria (también conocidos como barbechos, tacotales, guamiles o acahuales) madura de ≥15 años de edad (AM), ubicados generalmente en la parte superior de las lomas, las unidades de vegetación secundaria o acahuales jóvenes de <15 años de edad (AJ) comúnmente ubicados sobre las laderas y hacia el pie de las lomas y adyacentes a unidades de potreros con árboles dispersos (PAD) y ]]>
En el bosque se seleccionaron cuatro unidades, de manera que correspondieran con la distribución de las unidades de la matriz agropecuaria para tenerlas como sus referentes ecológicos. De esta manera se tuvieron unidades de bosque establecido en la parte superior de las ]]>
Grupos de indicadores: Se seleccionaron tres grupos de fauna reconocidos por su valor como indicadores ecológicos. Estos representaron tres niveles de movilidad o vagilidad considerados como representativos de la gama de sensibilidades que la fauna tiene ante cambios en las condiciones del hábitat (Wilcox et al. 1986): muy móviles (aves), moderadamente móviles (mariposas Nymphalidae), y poco móviles (gasterópodos terrestres). Los árboles ]]>
et al. (1994) y Stouffer & Bierregaard (1995), las Nymphalidae frugívoras por Tobar
et al. (2007), Marín et al. (2009) y Pozo et al. (2009), y los moluscos terrestres por Berger & Dallinger (1993), Secrest et al. (1996), Vera-Ardila & Linares (2005), Baqueiro-Cárdenas et al. (2007) y Pérez et al. (2007). La flora arbórea (DAP≥5cm) ]]>
indicadora que además influye en las características estructurales y ambientales de las unidades de paisaje (Ramírez-Marcial et al. 2001, Ochoa-Gaona et al. 2004).
Muestreo: Cada grupo de fauna fue muestreado durante el año 2008. Para árboles se modificó la propuesta de Ochoa-Gaona et al. (2004) y se establecieron 96 parcelas rectangulares de 5x100m en las que se registraron todos los individuos (DAP≥5 cm) que tuviesen al menos la mitad de su base dentro del perímetro de la parcela, con este esquema se evaluaron 6 000m2 por unidad ]]>
et al. 1998), completando 48 puntos por unidad del paisaje en cada estación evaluada (seca: febrero a abril y lluviosa: julio a septiembre), cada punto se observó por 10 min. La malacofauna terrestre se registró durante el periodo lluvioso, siguiendo la propuesta de Rangel-Ruiz & Gamboa-Aguilar (2000, 2006), de establecer por cada unidad un total de 40 parcelas de 1m2 tomando muestras de suelo hasta 5cm de profundidad y
40 estaciones de búsqueda por tiempo (15 min de revisión) en las que se revisaron en un radio de 10m a partir de cada parcela, las plantas, troncos caídos o en pie, rocas y la superficie del suelo para recolectar macromoluscos (González-Valdivia et al. 2010). Las Nymphalidae frugívoras fueron capturadas por medio de trampas Van Someren-Rydon cada 50m sobre un transecto de 500m de longitud y 25m de ancho, totalizando 40 trampas en cada unidad de paisaje (Pozo
et al. 2008); esto se realizó durante la época lluviosa, periodo de mayor fructificación de la flora arbórea local (Ochoa-Gaona et al. 2008). En los lugares abiertos se utilizaron los árboles dispersos para colgar las trampas. El cebo, fermentado de piña, banano y cerveza, fue reemplazado diariamente para evitar sesgos debidos a agentes climáticos o por acción de ]]>
Sólo se usó el número de registro de individuos, debido a que cada grupo utiliza diferente técnica de muestreo y no es posible homologar las unidades para calcular abundancias por unidad de área para hacer comparaciones. ]]>
La identificación taxonómica de las especies se realizó con apoyo de especialistas del Museo de Zoología de ECOSUR Quintana Roo (Nymphalidae) los especímenes se depositaron en la Colección de Lepidóptera registro INE QNR.IN.018.0497. Para gasterópodos se recibió apoyo de especialistas del ]]>
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Análisis estadístico: Con base en la estructura total de las especies de cada comunidad (riqueza se especies) y el registro de individuos de cada especie, se estimaron los índices ecológicos de diversidad Shannon-Wiener, dominancia de Simpson y equitatividad de Pielou siguiendo la sugerencia de Moreno (2001) y Pérez et al. (2007). ]]>
Se hizo una ]]>
et al. 2007). El agrupamiento y la ordenación utilizando PAST 2.0 que es de acceso libre y con la misma robustez que ]]>
et al. 2001), permitieron determinar el patrón de diferenciación entre las unidades de paisaje, expresado a través de modificaciones en la composición estructural registrada en el interior de las mismas. Estos patrones de diferenciación o agrupamiento fueron la base para identificar condiciones generales de ambiente y estructura, que fueron denominados categorías de hábitat.
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Una vez diferenciados los tipos de hábitats mediante la ordenación y la agrupación, se procedió a identificar las especies indicadoras de cada condición de hábitat mediante el método de asignación del Valor de indicador o inVal propuesto por Dufrene & Lengendre (1997). Este método consiste en una combinación de medidas de especificidad y fidelidad de hábitat (McGeoch et al. 2002) que permite distinguir aquellas ]]>
et al. (2008) y que presentaron una alta ]]>
Monte Carlo, con 1 000 iteraciones aleatorias. El programa utilizado en este procedimiento fue PcOrd 4.25 (McCune & Mefford 1999).
Siguiendo a Schulze et al. (2004) y ]]>
et al. (2009), para evaluar la posible existencia de relaciones entre las diferentes especies indicadoras del bosque, se aplicó una correlación de Pearson, mediante el uso del número de registros de los individuos con un InVal ≥50%, se usó esta porque permite relacionar dos variables de manera adimensional (Ruiz-Díaz et al. 1998). De tal forma, que se seleccionó el bosque para este análisis, debido a que es el ecosistema a conservar. Con esto, se buscó determinar la existencia de ]]>
Resultados
El porcentaje de detección (Efi): A nivel de unidades de paisaje, la Efí varió entre 65.0 a 77.4%. A nivel de ecomosaicos en la matriz fue 86% mientras que para el bosque 89% (Cuadro 1).
Riqueza de especies: El total de especies de moluscos registrado fue de 50, mariposas 74, aves 218 y árboles 172. En total 514 especies fueron identificadas en el paisaje. La riqueza total dentro de las unidades de paisaje osciló desde las 147 especies en los potreros hasta las 279 especies en vegetación secundaria madura. A nivel de ecomosaicos ]]>
Fig. 1). A nivel de grupos biológicos, las aves no mostraron diferencias ni a nivel de unidades de paisaje, ni entre mosaicos (p>0.05). La riqueza de árboles presentó diferencias entre unidades, mas no entre ecomosaicos. En el caso de los gasterópodos, la riqueza de PAD fue diferente al resto de unidades, entre ecomosaicos no hubo diferencias. Las mariposas ]]>
Cuadro 1).
Registros de especies: En lo general, los potreros y árboles en línea mostraron mayores diferencias en el número de individuos registrados en todos los grupos biológicos (p<0.05). A nivel de ecomosaicos, ]]>
Cuadro 1).
Índices ecológicos: En las unidades del paisaje y con base en los valores promedio, la diversidad del índice Shannon-Wiener fluctuó entre 2.55 ]]>
Por grupos biológicos, el índice de Shannon-Wiener, fluctúa entre 2.90 para mariposas y 4.09 para aves en la matriz, mientras que en el bosque esta varía entre 3.03 para gasterópodos y 4.46 para aves. A nivel de unidades de paisaje, las mariposas frugívoras mostraron baja equitatividad y con especies dominantes en potreros con árboles dispersos y en los árboles en línea (E≥0.57, D=0.29; Cuadro 1).
Ordenamiento de hábitats: Con base en los cuatro grupos biológicos, se distinguieron tres grandes tipos de hábitats: a) bosque tropical, b) vegetación secundaria y, c) hábitats abiertos y fuertemente perturbados que incluyen a los potreros con árboles dispersos y los árboles en línea. El primer tipo corresponde al ecomosaico de bosque, mientras que los dos últimos son parte de la matriz agropecuaria (Fig. 2). ]]>
El análisis de agrupamiento o conglomerados confirma la separación de los tres grandes tipos de hábitats arriba mencionados, tanto al analizar cada grupo biológico en particular, como cuando se incluyen todas las especies al hacer el análisis multitaxonómico (Fig. 1).
Especies indicadoras: Con excepción de los moluscos terrestres, todos los grupos biológicos mostraron al menos una especie característica para cada tipo de hábitat del paisaje (bosque, vegetación secundaria o potreros). Del total de especies, 107 (21%) resultaron indicadoras de algún tipo de hábitat, 45 especies son árboles (26%), 38 aves (18%), 14 mariposas (18%) y diez gasterópodos (20%; Apéndice). De estas, 18 especies de árboles, 19 de aves, siete de mariposas y cinco de gasterópodos tienen un InVal≥70%.
En los potreros, dos especies de árboles son características, Byrsonima crassifolia y ]]>
Guazuma ulmifolia, de las cuales la primera es cultivada por su fruta y la segunda es conservada por su valor forrajero. Diez y ocho especies de aves resultaron características de este tipo de hábitat, destacando Sporophila americana, S. torqueola, Tyrannus verticalis y Crotophaga sulcirostris (InVal≥85.2%, p=0.001). Las mariposas
Nymphalidae están representadas por siete especies, de las cuales destacan Hamadryas feronia farinulenta y H. laodamia saurites (InVal≥83.7%, p=0.001 respectivamente). Ninguna especie de molusco es indicadora de este tipo de hábitat.
En la vegetación secundaria, ]]>
Heliocarpusdonnell-smithii y Trichospermun mexicanun (InVal=90.1% y 77.6%, p=0.001 respectivamente). Diez especies de aves estuvieron asociadas con este hábitat, destacándose Leptotila verreauxii y Ortalis vetula (InVal ≥80%, p=0.001). Las mariposas frugívoras sólo fueron ]]>
Catonephele mexicana y Hamadryas amphinome mexicana alcanzaron un InVal≥61% (p≤0.005). De los gasterópodos, solamente se registraron dos especies, Lucidela lirata y Bulimulus corneus (InVal=63.3% y 60.7%, p≤0.017 respectivamente).
En el bosque tropical lluvioso, como vegetación nativa de referencia, se identificaron 35 especies de árboles características entre las que destacan Chionanthus oblanceolatus, Rinorea guatemalense y Pouteria campechiana (InVal ≥90%, p=0.001). Las aves de bosque sumaron ]]>
Lipaugus unirufus y Schiffornis turdinus comunes en el sotobosque herbáceo y Pipra mentalis que frecuenta el estrato arbóreo bajo, seguidos por el granívoro-frugívoro del dosel Ramphastos sulfuratus (InVal=81.5%, p=0.001). Hubo cuatro ]]>
Oleria victorine paula y Napeogenes tolosa tolosa, la Morphinae Caligo uranus y la Satyrinae Taygetis virgilia (InVal≥67.5%, p≤0.004). El grupo de especies más sensible por su escasa movilidad, el de los gasterópodos terrestres, que aportó ocho especies como indicadoras de bosque, sobresaliendo Carychium ]]>
y Helicina oweniana (InVal=82.6 y 80.9%, p=0.001 respectivamente).
Correlaciones entre especies. En el bosque, las correlaciones mostraron que los gasterópodos
Carychium exiguum mexicanus, Coelocentrum turris, Glyphyalinia aff. indentata y Helicina oweniana se relacionan significativamente (Pearson, p<0.05) con todas las especies indicadoras de la fauna. No obstante, la relación entre la malacofauna y la vegetación ]]>
Glyphyalinia aff. indentata se correlacionó con 29 especies de árboles, Helicina oweniana se correlacionó con 23, mientras Carychium exiguum mexicanus lo hizo con 18 de las 35 especies de ]]>
Aspidosperma cruentum, Eugenia sp. y Guarea glabra). En particular Glyphyalinia aff. indentata (Zonitidae) se correlaciona con 90% (51) de todas las especies indicadoras del bosque, con la ]]>
Aspidosperma cruentum, Eugenia sp., Guarea glabra, Miconia argentea, Pouteria sp. 1 y Simira salvadorensis; Apéndice).
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Discusión
Eficiencia de muestreo: La eficiencia de captura de los múltiples taxones mediante el método combinado de muestreo aplicado, es similar a la que encuentran Manley et al. (2005), en su propuesta para la evaluación y monitoreo en campo de la biodiversidad a escala ecorregional (89%). Esto, da apoyo a la utilidad de los métodos de muestreo aplicados en este estudio, con la particularidad y ventaja de que funcionan bajo condiciones neotropicales.
La diversidad en las unidades y ]]>
sensu Ramírez 2006), pues en la mayoría de los casos el índice de Shannon-Wiener fluctúa entre 2.5 y 3.9, valores que son frecuentes en ambientes poco alterados o procedentes de matrices agropecuarias que presentan una estructura heterogénea (Pérez et al. 2007). La riqueza de especies, no obstante, se incrementa en la matriz, contrario a los resultados que Schulze et al. ]]>
et al. (2004) encontramos que las áreas más abiertas por efecto de la dinámica agropecuaria (potreros) son la de menor riqueza. En la matriz se ha perdido o está ausente aproximadamente la mitad de las especies que componen el referente original, lo que se ha encontrado en estudios similares en paisajes ]]>
et al. 2001, Pérez et al. 2006, Tobar & ibrahim 2010), pero a diferencia de los resultados encontrados por estos autores, algunos elementos de la matriz aportan tanta riqueza y abundancia de especies como la que constituye la estructura de especies nativas de referencia, que habita el bosque original (Ochoa-Gaona et al. 2007).
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El arreglo espacial - y de manera implícita temporal - de las unidades del paisaje se presenta en un continuo de disturbio antropogénico, en el que la vegetación secundaria representa una fase intermedia que propicia alta riqueza, y en donde se alternan especies de hábitats perturbados y especies propias del bosque (Ochoa-Gaona et al. 2007), esto, corresponde con lo descrito por el modelo de disturbio intermedio de Connell (1978). Por otra parte, aunque el ]]>
et al. 2004), la desaparición de esta fase de vegetación secundaria y la pérdida de remanentes de bosque nativo haría más homogéneo el paisaje y la pérdida de especies nativas del bosque sería permanente.
La ]]>
et al. 2004). ]]>
Ordenamiento y agrupación: Al ordenar las unidades del paisaje, se comprobó que el bosque es el refugio de un conjunto de organismos relativamente característicos de ésta condición, y que constituyen la comunidad biótica de referencia para el bosque tropical lluvioso de la zona montañosa del paisaje tropical ]]>
et al. (2004), Sánchez et al. (2005), Harvey & González-Villalobos (2007) y Pérez et al. (2007). De manera similar a nuestros resultados, estos autores mencionan que la diversidad es modificada por el cambio de uso forestal al agropecuario, ]]>
y funcionalidad ecológica de los paisajes dominados por humanos.
Indicadores multitaxonómicos: Nuestros resultados muestran un patrón de mayor a menor diversidad de especies características en la secuencia bosque-vegetación ]]>
Apéndice). De forma similar a nuestros resultados, Schulze et al. (2004) encontraron que una proporción del 20% de los organismos resultó buen predictor para los hábitats. Al aplicar un InVal≥70%, 49 especies serían las más consistentes y estables como indicadoras ecológicas (McGeoch et al. 2002). Las especies de árboles características de bosque reportadas por Ochoa-Gaona
et al. (2007): Brosimum alicastrum, Chionanthus oblanceolatus, Dialium guianensis, Pouteria campechiana, Protium copal, Quararibea funebris y Rinorea guatemalensis en nuestro estudio obtuvieron un InVal≥70%. Las más importantes como indicadoras de éste hábitat ]]>
C. oblanceolatus, R. guatemalensis y P. campechiana. En la matriz agropecuaria nuestros hallazgos coinciden con las especies de árboles encontradas por Ferguson et al. (2003), tales como Bursera simaruba, Acacia mayana y Cecropia obtusifolia en ]]>
Guazuma ulmifolia en los potreros. En cuanto a aves, Arriaga-Weiss et al. (2008) también mencionan como especialistas de bosque a Lipaugus unirufus y Pipra mentalis que coinciden con nuestros registros, con más de 83% de InVal, mientras que en potreros mencionan a Crotophaga ]]>
, Quiscalus mexicanus, Sporophila torqueola que en nuestros registros tienen un InVal≥75%. Por el contrario, estos mismos autores registran a Chondrohierax uncinatus y Myiodinastes luteiventris como especialistas de bosque, mientras que en nuestro estudio resultaron indicadoras de potreros con InVal>73%. De las especies de mariposas, DeVries & Walla (2001) mencionan a
Taygetis virgilia como característica de bosques del Neotrópico, lo cual se confirma con el resultado de este estudio con un InVal=67%. En cuanto a moluscos, Snodgrass (1998) - basado en registros paleontológicos – menciona a Carychium exiguum como una especie indicadora del bosque conservado y muy sensible a la perturbación; en nuestro trabajo, esta especie resultó ]]>
et al. 2007), siendo por ello este grupo el más afectado por la pérdida de la cobertura del bosque tropical.
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Cuatro especies de moluscos se correlacionaron con casi la totalidad de las especies pertenecientes a los otros grupos biológicos característicos del bosque. Esto es similar a lo reportado por Lawton et al. (1998), quienes encontraron que de ocho grupos biológicos correlacionados con base en su riqueza de especies, ninguno resultó buen predictor de la diversidad en ]]>
et al. (2000), debido a que son más fáciles de muestrear e identificar. Esto, además responde a los señalamientos de Lindenmayer et al. (2000), quienes mencionan que aún no se han establecido las ]]>
et al. (2006). A diferencia de estos autores, en nuestro estudio se correlacionaron todas las especies previamente identificadas como características del bosque, incorporando todos los grupos biológicos. Con este método, se detectaron las especies que posiblemente funcionan ]]>
et al. 2007) y su escasa vagilidad, constituyeron el grupo de organismos más relevantes como indicadores de la calidad del hábitat del bosque tropical lluvioso local.
Nuestros hallazgos ]]>
características de los diferentes tipos de hábitats del paisaje y en particular del bosque conservado. El aporte de este estudio, es el de identificar las especies de gasterópodos que resultaron ]]>
Agradecimientos ]]>
A los ejidatarios de Niños Héroes de Chapultepec, Tenosique por su colaboración. A Isidro Pérez Hernández, Vicente López Moreno, Orlando Lara López y Eduardo Cambranis González por su apoyo en el trabajo de campo. Por su ayuda en la identificación de especies, a Miguel Martínez icó y Ángeles Guadarrama (árboles), Jaqueline Gamboa Aguilar (gasterópodos) y Noemí Salas Suárez (mariposas). ]]>
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Referencias
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