Resúmenes de Ecología Aplicada –

Segunda unidadQuinta semana

COLONIZACION DE POBLACIONES

Competencia. Interacción entre individuos provocada por la necesidad común de un recurso limitado. Lo cual conduce a la reducción de la supervivencia, crecimiento y /o reproducción de individuos competidores.

Competencia intraespecífica

Como último efecto hay una menor contribución a la generación siguiente en comparación con la que hubiera sido si no existiesen competidores. Va a influir sobre la forma de obtención de los recursos por parte de los individuos.

Rasgos comunes de la competencia intraespecífica

Se da una disminución de las tasas de ingestión de los recursos alimenticios por el individuo.Disminución de las tasas de crecimiento y desarrollo individual, e incluso una reducción de las reservas almacenadas por el individuo.Para hablar de competencia el recurso por el que están compitiendo los individuos tiene que ser limitante: Cuando la demanda supera la oferta o la disponibilidad. A mayor densidad de individuos, mayor es el riesgo de que el recurso sea limitante.Si la tasa de ingestión es menor también tienen menor capacidad de reproducción por lo que influye negativamente en la tasa de supervivencia y también hay una gran probabilidad de se reduzca su tasa de fecundidad. Los individuos competidores a veces no van a interaccionar de forma directa, muchas veces los individuos responden al nivel de recurso, esta competencia se puede entender como una explotación.En otros casos si puede haber una interacción directa, un individuo impedirá realmente a otro, por ejemplo a la hora de ocupar una parte de su hábitat, y por tanto, impedir que se utilicen los recursos que se encuentran en esa parte del hábitat: Animales territoriales. Otra característica es que los individuos competidores de una misma población no son idénticos. Por eso se dice que las interacciones de la competencia intraespecífica no son recíprocas. Los miembros de la misma especie tienen más probabilidad que los de otras especies que necesitan el mismo recurso.Como consecuencia de la variabilidad individual el efecto final de la competencia no es igual para todos los miembros de la población. Esto supone que un competidor fuerte puede realizar incluso una contribución proporcional superior cuando existe una competencia intraespecífica. Los efectos de la competencia intraespecífica dependen de la densidad de la población. Es decir, es mayor cuanto mayor es el número de competidores dentro de la población. La competencia intraespecífica conduce a aumentos de la tasa de mortalidad y reducciones en la tasa de natalidad, y ambas tasas llegan a ser dependientes de la densidad de la población. Los individuos se hayan también afectados por depredadores, parásitos y también competidores de otras especies, así como por numerosos factores ambientales que también van a estar actuando sobre el tamaño de la población. La regulación sólo puede ocurrir por resultado de que uno o más procesos dependientes de la densidad actúen sobre las tasas de natalidad, inmigración, mortalidad y emigración. La abundancia de una población será determinada por los efectos combinados de todos los factores y de todos los procesos que actúan sobre una población, ya sean dependientes o independientes de la densidad.

Competencia intraespecífica y crecimiento de las poblaciones.

La competencia produce un ajuste en la biomasa total producida en esa población:A mayor número de individuos? La biomasa individual es menor.A menor número de individuos? La biomasa individual es mayorEn ambos casos la biomasa poblacional es la misma. A esto se le llama Ley de Producción final constante.

Cuantificación de la competencia intra específica

Cuando no había competencia se utilizaba la siguiente fórmula:

Competencia interespecífica

Los individuos de una especie sufren una reducción de la fecundidad, de la supervivencia y del crecimiento como resultado de la explotación de los recursos o de la interferencia por parte de individuos de otra especie. Puede afectar de muchos modos a la dinámica de la población de las especies que compiten. La dinámica a su vez puede influir sobre la distribución y evolución de las especies. La competencia se produce cuando dos o más organismos obtienen recursos de una fuente que resulta insuficiente par toda ella.Desempeña una papel muy importante en la estructura de las comunidades ecológicas.Esta competencia también es asimétrica, la competencia puede ocurrir por:

La explotación de los recursosInterferencia directa entre los individuos

Cuantificación de la competencia interespecífica

Los autores del modelo fueron LOTK-VOLTERRA, incorporaron un factor que refleja el nivel de competencia Asumimos como efecto competitivo por ejemplo que 10 individuos de la especie 2, influyen de igual manera que 10 individuos de la especie 1 lo harían sobre su propia especie. De esta forma asumimos que la competencia interespecífica nos da la equivalencia que la que realiza la especie 2.

Isoclinas cero. Cuando el crecimiento de la población es cero

Nicho ecológico. Cada uno de los factores ambientales que necesita un organismo van a estar definiendo ese nicho: Temperatura, humedad relativa (dos dimensiones). Sumando distintos factores llegamos a un diagrama con "n" dimensiones: "n" factores ambientales y recursos. Se puede definir como un hipervolumen de "n" dimensiones donde se definen los

límites dentro de los cuales puede sobrevivir y reproducirse una especie determinada y donde se tiene en cuenta un elevado número de factores ambientales. Esta definición la dio HUTCHINSON. Se puede distinguir entre:

Nichos fundamentales. Describe las potencialidades generales de una especie.Nichos específicos. Va a ser un espectro más limitado de condiciones y recursos que permite a una especie el mantenimiento de una población viable, incluso en presencia de competidores y depredadores.

Que una especie u organismo pueda colonizar su nicho depende de dos factores:

Capacidad de colonización de esa especie y la distancia a la que se encuentra la localidad a colonizar.Interacción con otros individuos de otras especies que compiten o por depredación.

Exclusión competitiva y coexistencia

Dependiendo de la interacción una especie puede estar privada incluso en su nicho efectivo y en ese caso tendería a desaparecer. En el caso de la existencia de una especie que priva a otra se estaría dando un caso de Exclusión Competitiva.La coexistencia ocurre si ambas especies pueden mantener su nicho efectivo y por tanto, una población viable.Para mantener ese nicho hacen una diferenciación del nicho, minimizando el área en la que sus nichos se solapan, esto permite que las dos especies se mantengan aunque sus tamaños sean más reducidos.

Principio de la exclusión competitiva? Si dos especies competitivas coexisten en un ambiente estable, lo hacen como resultado de la diferenciación de sus nichos efectivos, sin embargo, si no existe tal diferenciación o si el hábitat lo hace imposible, una de las especies competidoras eliminará a la otra. Así la exclusión se produce cuando el nicho efectivo del competidor superior llena por completo aquellas partes del nicho fundamental del competidor inferior que se encuentra en el hábitat.

Una forma de diferenciar los nichos sería mediante.

Utilización diferencial de los recursos. Dos especies pueden vivir en el mismo hábitat pero aprovechar los recursos de manera distinta, se da, pues, un reparto de los recursos. A veces, ese reparto puede ser espacial y/o temporal.

Uso espacial de las condiciones ambientales del hábitat. Dos especies pueden utilizar el mismo recurso pero su capacidad de hacerlo va a estar determinado por una serie de condiciones ambientales y si responden de forma diferente a estas condiciones cada una de estas especies pueden ser competitivas en distintas condiciones ambientales. A veces, no es fácil decidir si lo que influye es un recurso o una condición ambiental: por ejemplo el agua en las plantas.

Utilización diferencial de los recursos.

Modelo de TILMAN. Se describió para explicar la coexistencia de especies vegetales que compiten por recursos limitantes. También puede aplicarse a otro tipo de organismo. Considera la dinámica de los competidores y de los recursos que son explotados por las especies.Define la isoclina de crecimiento neto cero, Tilman lo hizo para una especie y dos recursos esenciales Determina un área donde la especie va a mantener una población viable.A parte de un consumo de los recursos, también va a haber una renovación continua, por lo que se hizo una comparación entre el consumo y la renovación. Unas especies van a estar consumiendo con una tasa mayor que la que tiene el recurso de enovación.Si existe competencia interespecífica se superponen las isoclinas. Van a estar

determinadas por el punto de oferta, dependiendo de donde se encuentre la relación entre las especies es diferente.

Desplazamiento de caracteres por consecuencia de una competencia interespecífica.

A medida que aumenta la diversidad en el medio se produce una selección de nutrientes y por tanto una especialización. Un ejemplo sería el de las hormigas granívoras, al hacerse un reparto de los recursos sus mandíbulas se especializan dependiendo del tamaño de las semillas. Cuanto mayor es la competencia interespecífica menor es el Coeficiente de Varianza (CV).

NUEVAS COMUNIDADES Y ACCION ESTATAL: EL CASO DE LA COLONIZACION AGRARIA EN LA PROVINCIA DE CADIZ.

Jacinto M. Porro GutiérrezUniversidad de Cádiz

La observación de localidades, poblaciones o ciudades andaluzas permite contemplar una estructura territorial y urbana compleja pero que traduce una acción directa sobre el espacio urbano o rural ocupado por los hombres a lo largo de la historia, alterándolo, culturalizándolo, socializándolo, haciéndolo "más humano". La complejidad de la actuación humana sobre el espacio puede ser contemplada desde distintas y múltiples posiciones y criterios. Así, los asentamientos de grupos humanos, en ocasiones, han seguido un proceso más o menos progresivo, lento, que ha permitido ir creando un territorio interiorizado y mediatizado por sus pobladores de generación en generación, convirtiendo el espacio en territorio vivido que pasa a integrarse en la memoria colectiva.Andalucía pudiera, por su carácter mediterráneo, ser definida como un territorio dominado, al menos si recorremos el valle del Guadalquivir, por una forma de asentamiento poblacional, las agrociudades, entendidas como un tipo de poblamiento que <<poseen rasgos estructurales y perfiles socioculturales que las dotan de especificidad sociológica: acentuadas desigualdades sociales, marcada disociación y antagonismo clasista, morfología urbanística compacta, intensas pautas de sociabilidad informal, fuertes sentimientos de identificación localista, predominio de un ethos urbano en detrimento de los valores y signos de identidad asociados al mundo rural>> (Barrera González, A., p. 333). La agro ciudad como asentamiento de población tiene tras de sí un largo proceso que le ha dotado además de una estructura espacial salpicada de edificios, monumentos, espacios reservados tradicionalmente a diversos usos y, en definitiva, de un patrimonio cultural amplio y complejo.Del mismo modo, que es fácil distinguir la existencia de numerosas "agro ciudades" en nuestra geografía, si escudriñamos el paisaje nos encontraremos con unas poblaciones pequeñas, espacial y demográficamente, de características arquitectónicas y paisajísticas muy parecidas, por no decir idénticas, como no, blancas y simétricamente distribuidas, que comparativa y cronológicamente podríamos afirmar que tienen tras de sí una breve historia, un reducido tiempo de existencia. Estos asentamientos poblacionales son los desconocidos "poblados de colonización" levantados en su casi totalidad por las actuaciones llevadas a cabo por el desaparecido Instituto Nacional de Colonización, deudor de una importante tradición agrarista y pobladora que hunde sus raíces años atrás, con distintos objetivos y resultados, y que culmina con la labor de este organismo, que va a consolidar un proceso de asentamiento de población en núcleos expresamente diseñados y construidos para este fin.Sin intentar ser exhaustivos podemos mencionar los inicios de los intentos importantes de colonización, dejando a un lado los poblamientos de tierras ganadas en las guerras entre reinos cristianos y musulmanes, que han marcado claramente las actuaciones colonizadoras posteriores, en la labor llevada a cabo por los ministros de Carlos III durante la segunda mitad de siglo XVIII para los que la despoblación de amplias zonas del territorio nacional suponía un grave problema. El impulso colonizador y poblador determina el proyecto de repoblación de Sierra Morena en 1.767, empeño que podría considerarse como una operación de reforma de la agricultura y de poblamiento de terrenos baldíos. El interés por el problema de la despoblación continuará durante el siglo XIX, etapa que además verá como se iniciaran acciones y propuestas que tendrán un clara influencia en la política colonizadora llevada a cabo años más tarde. En estos momentos de la historia de la colonización agraria de España, el modelo de colonización estaba basado en la constitución de un núcleo concentrado respondiendo de alguna forma al ya desarrollado en el siglo anterior y que estuvo en pugna con otra concepción basada en el <<cotoacasarado>> como unidad fundamental del proyecto colonizador y defendido por una de las figuras centrales del agrarismo español, Fermín Caballero, quien abandonaba la concepción tradicional del proyecto o actuación colonizadora como creación o fundación de lugares para la repoblación de extensos territorios. El modelo de Caballero se fundamentaba en una población dispersa distribuida en casas ocupadas por una unidad familiar, es decir, planteaba un modelo que propugnaba frente a la construcción de poblaciones nuevas, el aumento de casas de labranza al estilo de los caseríos del norte del país o de las masías catalanas.

El proceso e impulso colonizador, junto al interés por el fomento de la población agrícola en la España del siglo pasado y su clara influencia en las actuaciones posteriores, se plasma en la Ley de Fomento de la Población Rural y Establecimiento de Colonias Agrícolas de 11 de Julio de 1.866 que recoge uno de los modelos de colonización y asentamiento de población en conflicto desde hacía años. Este era un modelo tradicional, basado en una acción colonizadora que busca la creación de núcleos de población concentrados, es decir, su finalidad consistía en constituir verdaderas poblaciones. La Ley de 11 de Julio va a ser determinante de la actuación colonizadora, al menos en lo que respecta a la concepción del núcleo poblacional, del poblado de colonización. Así en su artículo 19º establece <<Cuando una nueva colonia o un nuevo grupo de casas construidas en una finca a mayor distancia de siete kilómetros de una población cuente 100 o más casas o edificaciones, aunque no estén en contacto unas con otras, será auxiliada por el Gobierno con iglesia y párroco como los demás pueblos y, además, con médico, pagados durante 10 años por los fondos del Estado>>.En el siglo XX la actuación colonizadora no es ajena a los intentos de reforma agraria como respuesta a la creciente presión del campesinado y tampoco es ajena a los principios de la política hidráulica desarrollados por Joaquín Costa que plantea el mejor aprovechamiento de los recursos hidráulicos y la transformación en regadío de vastos territorios. Además, en este siglo se aprecian los primeros intentos colonizadores de iniciativa estatal que intentaban responder a la creciente conflictividad agraria. Desde la acción del Estado la primera actuación de importancia la encontramos en la Ley de Colonización y Repoblación Interior de 1.907, más conocida como "Ley Besada". Este período de conflictividad en el agro español va a generar respuestas de iniciativa estatal desde los distintos gobiernos, como fué la creación del Instituto de Reforma Social cuya finalidad era la de estudiar los problemas existentes y elaborar una legislación adecuada para su resolución. Con la llegada de la 2• República se aprueba la Ley de Reforma Agraria el 9 de Septiembre de 1.932 y para su puesta en marcha se crea el Instituto de Reforma Agraria lo que respondía a un ambicioso proyecto de colonización truncado por el estallido de la Guerra Civil.Finalizado el conflicto bélico el nuevo régimen también se vio atraído por la empresa colonizadora de larga tradición en nuestra historia. Los inicios de las nuevas actuaciones podemos describirlo como una rectificación de la reforma agraria republicana, devolviendo las tierras expropiadas a sus propietarios y a la vez como una reforma de carácter técnico que junto a la política hidráulica estaba destinada a la transformación de grandes extensiones de terreno en regadíos, abandonado una actuación colonizadora que contuviera un marcado carácter social, como la iniciada por gobiernos anteriores. El principal instrumento de la política y actuación colonizadora del nuevo régimen fue el Instituto Nacional de Colonización (I.N.C.) creado en 1.939 cuyas actuaciones estuvieron centradas además de en Andalucía, en Extremadura y Aragón, zonas en las que se desarrollaron importantes proyectos.Los asentamientos jerezanos.Del extenso, complejo y relativamente poco estudiado proceso colonizador nos encontramos interesados fundamentalmente por la labor llevada a cabo por el I.N.C. sobre una considerable extensión del territorio enmarcado en la provincia de Cádiz, concretamente sobre la colonización efectuada en el término municipal de Jerez de la Frontera desde donde pretendemos extraer un modelo fiable para un estudio comparativo a mayor escala, que requiere de un esfuerzo y recursos considerablemente mayores. La gestión del I.N.C. podemos considerarla como la mayor tarea de transformación efectuada sobre un territorio concreto, la Zona Regable del Guadalcacín, tanto en lo que se refiere al número de tierras puestas en riego como al asentamiento de población. Del mismo modo, la actuación de este organismo ha sido determinante para la transformación del territorio de una parcela importante del término municipal de Jerez de la Fra., concretamente la situada al este de la ciudad.El término municipal de Jerez de la Fra. con una extensión de 1.411,80 kilómetros cuadrados viene a representar el 20 por ciento de la superficie provincial y ha sido objeto de varios proyectos colonizadores. En el siglo actual debemos destacar la creación en una zona conocida como Los LLanos de Caulina de una colonia agrícola que se pone en marcha en 1.916 con la finalidad de reducir las diferencias existentes entre la población campesina y al mismo tiempo garantizar la estabilidad social en el campo jerezano, distribuyendo unos lotes de terreno entre obreros viticultores y hortelanos de Jerez y dotándolos además de un pequeño número de cabezas de ganado. Esta experiencia experimentó diversos altibajos debidos, entre otros problemas, a la falta de coordinación de la política de riegos dependiente de la traída de aguas desde el embalse del Guadalcacín que supuso la desesperación de los colonos al observar como las tierras para ser cultivadas en regadío no recibían las aguas. Pero como decíamos, la mayor transformación en estas tierras fue puesta en marcha por el I.N.C. tanto en lo referente a la puesta en regadío y traída de aguas, como a la parcelación y distribución de fincas y asentamiento de población. Las tierras sobre las que se actuará, como mencionábamos, se localizan al este de la ciudad de Jerez, desde prácticamente el conjunto urbano, las ubicadas en una llanura conocida como la Abiertas de Caulina o Llanos de Caulina, hasta zonas más alejadas colindantes con el término municipal de Arcos de la Frontera, configurandose el cauce del río Guadalete como un eje cuyas márgenes condensan las tierras y poblaciones deudoras de las actividad colonizadora.Entre las tareas centrales de la labor colonizadora del I.N.C. debemos destacar la de procurar instalar a los colonos, dándoles vivienda y habitación a aquellos que iban a acceder a la tierra. En referencia a este aspecto, el I.N.C. pudo optar por asentamientos en diseminado o por núcleos concentrados o poblados. En la experiencia de Caulina encontramos un ejemplo de los asentamientos en diseminado, cercanos a poblaciones de importancia preexistentes,

en este caso la ciudad de Jerez, pero no fue este modelo el que proliferó. El I.N.C. prefirió construir pueblos completos que no superaran los 1.000 habitantes y que no se encontraran unos de otros a una distancia mayor de 5 kilómetros. Con estos principios se construyeron en la zona, dentro del término municipal de Jerez, ocho nuevas poblaciones: La Barca de la Florida, Guadalcacín del Caudillo, El Torno, Nueva Jarilla, Estella del Marqués, José Antonio, Torrecera y San Isidro del Guadalete. Aunque también, en menor número, se construyeron en diseminado Torremelgarejo y La Ina. Las construcciones levantadas por el I.N.C. responden a un planeamiento urbanístico en el que las dimensiones de las viviendas destinadas a acoger a los colonos son generosas en sus dimensiones, siendo de una o dos plantas en las que se distribuyen tres dormitorios, sala de estar, cocina y aseo, así como un granero, establo y corral. Se establecieron diferencias en las viviendas según se destinaran a albergar colonos o a jornaleros o <<colonos sin parcela>> y en total se construyeron más de 1.300 alojamientos, entre pueblos y diseminados, en un período que va desde la década de los 40 a la de los 60 del presente siglo. Los poblados además de las viviendas, poseen una serie de servicios que marcan la diferencia respecto a los diseminados proporcionándoles una calidad de habitabilidad considerable mejor.Así, junto al abastecimiento de aguas, electricidad, alcantarillado, pavimentación y teléfono, los poblados disponen iglesia, escuela, edificio municipal, clínica o dispensario de salud, edificios comunales y edificios comerciales o "artesanías". Asentamientos, poblados o comunidades: Guadalcacín del Caudillo. Interrogantes al fin y al cabo. Como se puede desprender de la breve descripción del proceso colonizador llevado cabo por el I.N.C. la actuación fue de proporciones desconocidas no sólo en la zona de referencia sino en la totalidad del Estado. En nuestro caso nos mostramos interesados, como primer paso de un estudio más amplio y complejo, por el acercamiento a la realidad social de uno de los poblados, de los ocho levantados dentro del término municipal de Jerez de la Frontera, Guadalcacín del Caudillo. Guadalcacín se encuentra a unos 7 kilómetros de Jerez ocupando una extensión de tierras integradas por las anteriores fincas denominadas Dehesa de Angulo, Dehesa Jerezana, Nuestra Señora de la Merced, Pago del Moro, Sepúlveda, Haza Larga, Las Pitas y Mayorazgo, todas ellas integradas en la Zona Regable del Guadalcacín, y por supuesto pertenecientes al término municipal de Jerez de la Frontera, ocupando una superficie, tanto el núcleo de población como las tierras de cultivo, de 546-63-29 hectáreas.Guadalcacín del Caudillo empieza a construirse a principios de la década de los cincuenta acabando las principales edificaciones en 1.956, año en el que se contabilizaban 563 habitantes. Desde entonces la población ha ido aumentando hasta llegar a albergar este poblado en la actualidad (1.994) 4.089 habitantes. Por lo que sabemos, Guadalcacín constituye una población que nace con vocación agrícola y ganadera al amparo del Estado y de la gestión del I.N.C., proyectada desde sus inicios, urbanística, espacial y económicamente, y que ha pasado en la actualidad a ser una Entidad Local Menor dependiente administrativamente del Ayuntamiento de Jerez de la Frontera. Desde la inicial distancia del objeto de análisis surgen multitud de interrogantes sobre una población inmersa, como todas las construidas, en un proceso de cambio social y económico que las aleja progresivamente del proyecto inicial. Nos mostramos curiosos por comprobar si el "espíritu" que impregna la obra colonizadora del I.N.C., concretamente la construcción de asentamientos destinados a convertirse en pueblos, ha dado los resultados esperados; si la estructura social configurada de antemano por la concepción del pueblo, de sus habitantes, a través de la selección de aquellos futuros colonos y jornaleros se ha mantenido invariable o no; si las necesidades mínimas de habitabilidad contenidas en los Planes han respondido a las expectativas de aquellos destinados a ser sus beneficiarios...Los interrogantes se traducen en dudas sobre lo que debía ser, lo que empezó siendo y lo que finalmente es. •Puede ser considerado Guadalcacín del Caudillo una comunidad campesina?; •hasta qué punto es una comunidad rural?, y si lo fuera, •bajo qué criterios debemos basar nuestra constatación y comprobación de forma que superemos una visión condicionada por los principios que generaron esta población?. Un primer paso nos conduciría a explorar las unidades familiares campesinas, su realidad como grupo, su número y representatividad o peso específico respecto de otros pobladores que han ido asentándose en el poblado como avance de la consideración o no de Guadalcacín como comunidad campesina. Buscar los cambios de actividad y ocupacional de los miembros pertenecientes a generaciones descendientes de los primeros colonos nos permitirá comprobar el nivel de éxito o fracaso del proyecto colonizador.Pero no sólo por la relación entre población y actividad nos mostramos interesados. Si la colonización supuso, además de una actividad destinada a mejorar los rendimientos y productividad de las tierras mediante su puesta en regadío, una transformación del territorio al levantar edificaciones y poblaciones e instalar en ellas colonos y jornaleros, familias enteras, también supuso un intento de creación de comunidades nuevas. Entonces, de qué forma se organizó y se organiza en la actualidad la convivencia cotidiana; qué simbiosis se produjo y se produce entre comunidad y espacio o medio físico; qué sentido de pertenencia tienen los residentes de todo tipo, actividad y antigüedad a un grupo, a un <<nosotros>> que permita la aparición de sentimientos de solidaridad y cómo, a través de qué ceremonial, se ponen de manifiesto los sentimientos de identidad comunal o grupal: cuales y como se establecen las relaciones sociales de vecindad, rituales, etc. surgidas en este desierto colonizado agraria, social y culturalmente. La transformación del espacio urbano y sus usos desde los planes iniciales permitirá apreciar los cambios producidos desde <<lo que debía ser>> a <<lo que es>>, nos llevará a dar respuesta a la pregunta sobre

qué comunidad a llegado a ser Guadalcacín y prever dentro de lo posible los pasos futuros que conducirán a nuevas transformaciones de la forma de vida de este pueblo. La vivienda, la calle, los espacios públicos forman parte de un concepción de la comunidad política y urbanística, de lo que debía ser un pueblo: •qué transformaciones se pueden percibir?; •qué están comunicando estas trasformaciones?.En definitiva, estamos ante un asentamiento que tiene sus orígenes escritos y racionalizados, que nace con vocación de comunidad, pero que ha visto cómo se ha transformado su realidad y que los cambios no pararán. Estamos ante una comunidad que ni tan siquiera desde sus inicios ha tenido opciones propias, "libertad", para elegir su destino. Si antes se encontraba dependiendo de la tutela del I.N.C., ahora lo está del Ayuntamiento de Jerez. Si nació con vocación de comunidad campesina puede que se transforme en un barrio periférico pero integrado en la estructura urbana de la ciudad que le depare nuevos usos: el residencial ya lo está siendo. Nos interesamos por la transformación, uso y significación de los distintos espacios urbanos, privados y públicos, pero también es objeto de observación las instituciones comunitarias, su funcionamiento y sus relaciones con otras instituciones extracomunitarias, Ayuntamiento de Jerez, otros poblados, etc.

BIBLIOGRAFIA.

AYUNTAMIENTO DE JEREZ, Boletín Socioeconómico de Jerez. 1.995.BARRERA GONZALEZ, A., "Perspectivas antropológicas en el estudio de la agrociudad: El caso dePuente Genil" en F. LOPEZ-CASERO OLMEDO, La agrociudad mediterránea. Ministerio deAgricultura, Pesca y Alimentación, Madrid, 1.989.CASA DE VELAZQUEZ, Evolución de los paisajes y ordenación del territorio en Andalucía Occidental.El marco del viñedo de Jerez. Diputación Provincial de Cádiz, Cádiz, 1.986.GOMEZ BENITO, C., Políticos, Burócratas y expertos. Un estudio de la política agraria y la sociologíarural en España (1.936-1959). Siglo XXI, Madrid, 1.995.EQUIPO E.T.E.A. y NARANJO, Z., Colonización agraria en Andalucía. Instituto de DesarrolloRegional-Universidad de Sevilla, Sevilla, 1.977.MONCLUS, F.J. y OYON, J.L., "Colonización agraria y <<urbanismo rural>> en el siglo XX" en Rev.Ciudad y Territorio, nº 57-58, Madrid, 1.985, p. 67-84.MONCLUS, F.J. y OYON, J.L. (coord.), Historia y Evolución de la colonización agraria en España. 3Vols. M.A.P., M.A.P.A. y M.O.P.U., Madrid, 1.990.PANIAGUA MAZORRA, A., Repercusiones sociodemográficas de la política de colonización durante elsiglo XIX y primer tercio del XX. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación, Madrid, 1.992.REGUERA RODRIGUEZ, A., Transformación del espacio y política de colonización. El BajoGuadalquivir. Diputación Provincial de León, León, 1.986.

Dinámica de poblaciones DINÁMICA DE POBLACIONES1. Patrones de distribución espacial2. Densidad3. Evolución temporal de las poblaciones4. Modalidades de crecimiento5. Fluctuaciones6. Dinámica de poblaciones forestales· regeneración· crecimiento· mortalidad· intervenciones humanas

Una población es un conjunto de individuos de la misma especie que ocupan un territorio cuyos límites coinciden.1. PATRONES DE DISTRIBUCIÓN ESPACIALLa distribución responde a un conjunto de influencias: búsqueda de nutrientes condiciones físicas desfavorables reacciones de competencia.

Hay tres tipos de distribución: Uniforme al azar acumulada en núcleos.Dinámica de poblaciones

1. Uniforme : medios muy homogéneos, especies no espaciadasa2. Al azar: Fuerte competencia interespecífica, bosques monoespecíficos3. Acumulada en núcleos: Variaciones ambientales importantes, especies dominadas

VALORACIÓN DE LAS FORMAS DE DISTRIBUCIÓN

Si hacemos n parcelas de igual superficie:distribución número de

individuos varianza

uniforme mismo =>@ 0 s/m<1 AL AZAR Similar APROX. a.m.Acumulada Muy distintos >>> m s/m >>1

m: media (suma de individuos dividido por número de parcelas)s: varianza

Se compara la frecuencia encontrada de parcelas con 0, 1, 2,... individuos con la distribución esperada si fuera al azar (distribuciónPoisson m

mx

Y = ---------------- e-m

X!mediante el estadístico X2de Pearson.Dinámica de poblaciones 3

2. DENSIDADEs la cuantificación de una población en relación con alguna unidad del territorio. Los atributos de la población y el territorio pueden ser:

número de individuos superficiebiomasa Volumencontenido energético Masas

Ejemplos de densidad son:300 árboles/ha; 5 millones de bacterias/gr de suelo; 80 kg de peces por hectárea de agua; 1 millón de calorias de añojos por hectárea de prado.Hay que distinguir:· densidad bruta: en relación a todo el territorio· densidad específica o ecológica: en relación al habitat(parte del territorio adecuado para la especie)MÉTODOS DE EVALUAR LA DENSIDAD DE POBLACIONES· Conteo o censo directo (para organismos grandes y no móviles)· Caza marcado y recaptura (para animales móviles)A c-- = ------N b

Donde:N: número total de individuos (desconocido)a: número de individuos cazados y marcados (1ªvez)b: número de individuos cazados en la segunda vezc: número de individuos (de b) que están marcados

Premisas que hay que aceptar que la población es estable y que la captura no altera la probabilidad de recaptura· Muestreos por parcelas (para organismos sésiles: vegetación)· Muestreos por transectos: técnicas de muestreo -> estadística y dasometría.PARÁMETROS RELACIONADOS CON LA DENSIDAD- Índices de abundancia relativa (para aproximaciones en grandes superficies)- Índices de porcentaje:

Ø frecuencia: parcelas de parcelas muestreadas en las que una especie está presenteØ abundancia: porcentaje de la superficie ocupada por la proyección ortogonal de sus órganos aéreos.Ø espesura (relación de la cobertura de las copas y el tamaño de los árboles -> dasometría y selvicultura)

3. EVOLUCIÓN TEMPORAL DE LAS POBLACIONES.cambios numéricos : Nt+1 = Nt + nacimientos – muertes – emigraciones + inmigraciones.Prescindiendo de las migraciones, la tasa de natalidad será:

´ nacimientos ∆1 N Individuos fallecidos ∆1 N A =------------------ = ------------------- y la mortalidad b = ------------------------------ = ------------- Tiempo ∆t tiempo ∆t La tasa real de crecimiento será r = a- b.

dNLa ecuación diferencial del crecimiento (suponiendo r=cte y sin limitaciones del medio): ------- = rN

dtintegrando: LN=rt+c -> N = C ert

Es una curva exponencial, que representa el potencial biótico de la población.No suele suceder así en la naturaleza por:r no es constante, depende del medio y de la edad los alimentos y el espacio son factores limitantes -> hay un número máximo de individuos (k o capacidad del medio) que puedan vivir en el medio.Cuanto más se acerca el número de individuos a k, el medio ofrece una resistencia al crecimiento proporcional a (k-N)/K. dN K – N KLa ecuación diferencial del crecimiento es ------------ rN -------------- -> integrando: N = ---------------- dt K 1 + ec-rt

que es una curva logística, con asíntota N = k.

Algunas veces es más interesantes construir “curvas o tablas de supervivencia”: son curvas acumulativas, que en abscisas se pone el período de tiempo (años) y en ordenadas el porcentaje de individuos que alcanzan o superan esa edad. Las curvas pueden ser:

Convexas (la tasa de mortalidad crece con los años).

Rectilíneas.

Cóncavas (elevada mortalidad en los primeros años).

· Más o menos sigmoidales (pequeños mamíferos, aves).· En forma de escalera (diferentes mortalidades según las etapas de la vida.

Las distintas curvas de supervivencia son el resultado de dos tendencias contradictorias:· Los cuidados paternos.· La competencia intraespecífica.

4. LAS PIRÁMIDES DE EDADES Y LA “SEX-RATIO”

Las pirámides de edades representan el número de individuos de una población en cada período de su ciclo vital (juvenil, reproductor, y post-reproductor). Está muy relacionado con las curvas de supervivencia.

La “sex-ratio” o la relación de sexos, es la proporción relativa de individuos de cada sexo en el conjunto de la población.Normalmente se hacen clases de edades y se representan en las pirámides de población.En ecología vegetal son menos empleados que en animal.Tiene utilidad en los siguientes casos.· En plantas dioicas· Cuando se estudia la proporción de flores masculinas/femeninas (ovulos/polén) dentro de un individuo o población.· Para la gestión de bosques: Cuando se hacen clases artificiales de edad (por diámetros) representadas de otra forma.

5. FLUCTUACIONES DE LA DENSIDADLa densidad de una población en un territorio no permanece constante. Presenta una serie de fluctuaciones, que se clasifican en:

1. Estacionales: debidas a cambios previsibles de factores ambientales.Afectan fundamentalmente a:· Especies de ciclo corto (insectos, herbáceas anuales) con crecimiento tipo J.· Especies con dispersión estacional, migratoria (aves, peces)2. Anuales o plurianuales: debidos a factores extrínsecos a la propia población, originados por:· Por variaciones de K (número máximo de individuos que puede mantener el territorio), por modificación de las condiciones ambientales.· Por variación en la tasa de mortalidad/natalidad por:

variaciones ambientales atenuación o incremento de coacciones heterotípicas.

4. Anuales o plurianuales: debidas a factores intrínsecos de la propia población que se suelen repetir de una manera periódica (oscilaciones o ciclos). debidas a:

· La acción recíproca de la propia población: el hacinamiento origina cambios morfológicos y fisiológicos en los individuos que provocan las fluctuaciones (liebres boreales, langostas).· La acción recíproca en el nivel trófico (relaciones presapredador).Por ejemplo, a nivel de planta-herbívoro o herbívoro-carnívoro, cuando existe una clara monoespecificidad.Matemáticamente se plantea con las ecuaciones de Lovka-Volterra.

¿Cómo es la metodología de la investigación en biología?

Las diversas clases de métodos de investigación en Biología son:

- los métodos lógicos.- los empíricos.

Los Lógicos son todos aquellos que se basan en la utilización del pensamiento en sus funciones de deducción, análisis y síntesis.

- los métodos empíricos, se aproximan al conocimiento del objeto mediante sus conocimiento directo y el uso de la experiencia, entre ellos encontramos la observación y la experimentación.

MÉTODO LÓGICO DEDUCTIVO: Mediante ella se aplican los principios descubiertos a casos particulares, a partir de un enlace de juicios. El papel de la deducción en la investigación es doble: consiste en encontrar principios desconocidos, a partir de los conocidos. Una ley o principio puede reducirse a otra mas general que la incluya. También sirve para descubrir consecuencias desconocidas, de principios conocidos. MÉTODO DEDUCTIVO DIRECTO – INFERENCIA O CONCLUSIÓN INMEDIATA. Se obtiene el juicio de una sola premisa, es decir que se llega a una conclusión directa sin intermediarios. MÉTODO DEDUCTIVO INDIRECTO – INFERENCIA O CONCLUSIÓN MEDIATA - FORMAL. Necesita de silogismos lógicos, en donde silogismo es un argumento que consta de tres proposiciones, es decir se comparan dos extremos(premisas o términos) con un tercero para descubrir la relación entre ellos. MÉTODO HIPOTÉTICO-DEDUCTIVO: Un investigador propone una hipótesis como consecuencia de sus inferencias del conjunto de datos empíricos o de principios y leyes más generales. En el primer caso arriba a la hipótesis mediante procedimientos inductivos y en segundo caso mediante procedimientos deductivos. Es la vía primera de inferencias lógico deductivas para arribar a conclusiones particulares a partir de la hipótesis y que después se puedan comprobar experimentalmente. MÉTODO LÓGICO INDUCTIVO: Es el razonamiento que, partiendo de casos particulares, se eleva a conocimientos generales. Este método permite la formación de hipótesis, investigación de leyes científicas, y las demostraciones. La inducción puede ser completa o incompleta.INDUCCIÓN COMPLETA. La conclusión es sacada del estudio de todos los elementos que forman el objeto de investigación.INDUCCIÓN INCOMPLETA: Los elementos del objeto de investigación no pueden ser numerados y estudiados en su totalidad, obligando al sujeto de investigación a recurrir a tomar una muestra representativa, que permita hacer generalizaciones. El método de inducción incompleta puede ser de dos clases:a) Método de inducción por simple enumeración o conclusión probable. Es un método utilizado en objetos de investigación cuyos elementos son muy grandes o infinitos. b) Método de inducción científica. Se estudian los caracteres y conexiones necesarios del objeto de investigación, relaciones de causalidad, entre otros. Este método se apoya en métodos empíricos como la observación y la experimentación. Método de concordancia: Compara entre si varios casos en que se presenta un fenómeno natural y señala lo que en ellos se repite, como causa del fenómeno.Método de diferencia: Se reúnen varios casos y observamos que siempre falta una circunstancia que no produce el efecto, permaneciendo siempre todas las demás circunstancias.Método de variaciones concomitantes: Si la variación de un fenómeno se acompaña de la variación de otro fenómeno, concluimos que uno es la causa de otro.Método de los residuos: Consiste en ir eliminando de un fenómeno las circunstancia cuyas causas son ya conocidas. MÉTODO LÓGICO: LA ANALOGÍA: Consiste en inferir de la semejanza de algunas características entre dos objetos, la probabilidad de que las características restantes sean también semejantes. EL MÉTODO HISTÓRICO: Está vinculado al conocimiento de las distintas etapas de los objetos en su sucesión cronológica, para conocer la evolución y desarrollo del objeto o fenómeno de investigación se hace necesario revelar su historia, las etapas principales de su desenvolvimiento y las conexiones históricas fundamentales. MÉTODO SINTÉTICO: Es un proceso mediante el cual se relacionan hechos aparentemente aislados y se formula una teoría que unifica los diversos elementos. Consiste en la reunión racional de varios elementos dispersos en una nueva totalidad, este se presenta más en el planteamiento de la hipótesis. MÉTODO ANALÍTICO: Se distinguen los elementos de un fenómeno y se procede a revisar ordenadamente cada uno de ellos por separado. La física, la química y la biología utilizan este método; a partir de la experimentación y el análisis de gran número de casos se establecen leyes universales. Método de la abstracción: Es un proceso para la comprensión del objeto, mediante ella se destaca la propiedad o relación de las cosas y fenómenos. trata de descubrir el nexo esencial oculto e inasequible al conocimiento empírico. Método de la concreción: Mediante la integración en el pensamiento de las abstracciones puede el hombre elevarse de lo abstracto a lo concreto; en dicho proceso el pensamiento reproduce el objeto en su totalidad en un plano teórico. Método genético: Implica la determinación de cierto campo de acción elemental que se convierte en célula del objeto, en dicha célula están presentes todos los componentes del objeto así como sus leyes más trascendentes. Método de la modelación: Es el método mediante el cual se crean abstracciones con vistas a explicar la realidad. La modelación es el método que opera en forma práctica o teórica con un objeto, no en forma directa, sino utilizando cierto sistema intermedio, auxiliar, natural o artificial. Método sistémico: Está dirigido a modelar el objeto mediante la determinación de sus componentes, así como las relaciones entre ellos. Método dialéctico: considera los fenómenos históricos y sociales en continuo movimiento. Aplicado a la investigación, afirma que todos los fenómenos se rigen por las leyes de la dialéctica, es decir que la realidad no es

algo inmutable, sino que está sujeta a contradicciones y a una evolución y desarrollo perpetuo. método científico se consideran las siguientes: - Formulación precisa y específica del problema - Proponer hipótesis bien definidas y fundamentadas - Someter la hipótesis a una contrastación rigurosa - No declarar verdadera una hipótesis confirmada satisfactoriamente - Analizar si la respuesta puede plantearse de otra forma MÉTODOS EMPIRICOS: Su fundamento radica en la percepción directa del objeto de investigación y del problema.OBSERVACIÓN CIENTÍFICA: El investigador conoce el problema y el objeto de investigación, estudiando su curso natural, sin alteración de las condiciones naturales.La observación es la base de conocimiento de toda ciencia y, a la vez, es el procedimiento empírico mas generalizado de conocimiento. En el proceso de observación se observan 5 elementos:- El objeto de la observación- El sujeto u observador- Las circunstancias o el ambiente que rodean la observación- Los medios de observación- El cuerpo de conocimientos de que forma parte la observaciónLA EXPERIMENTACIÓN CIENTÍFICA: Implica alteración controlada de las condiciones naturales, de tal forma que el investigador creara modelos, reproducirá condiciones, abstraerá rasgos distintivos del objeto o del problema. La experimentación debe seguir ciertas reglas:el fenómeno de que se trate debe aislarse para estudiarlo mejor, el experimento debe repetirse en las mismas circunstacias para comprobar si siempre es el mismo, las condiciones del experimento deben alterarse para investigar en que grado modifican al fenómeno, el experimento debe durar el tiempo suficiente para que se produzca el fenómeno deseado.La medición: Se desarrolla con el objetivo de obtener la información numérica acerca de una propiedad o cualidad del objeto o fenómeno, donde se comparan magnitudes medibles y conocidas. El mejor Método de investigación es el método HIPOTÉTICO-DEDUCTIVO ya que en él se plantea una hipótesis que se puede analizar deductiva o inductivamente y posteriormente comprobar experimentalmente, es decir que se busca que la parte teórica no pierda su sentido, por ello la teoría se relaciona posteriormente con la realidad. La experimentación científica, muchos de nuestros conocimientos nos lo proporciona la experiencia y es un método que te permite sentirte mas seguro de lo que se estas haciendo. A demás admite la modificación de variables, lo cual nos da vía libre para la corrección de errores y el mejoramiento de nuestra investigación.

CAMPOS DE INVESTIGACION.

La Biología tiene dos campos de investigación: de ciencia Pura y de ciencia Aplicada.

Ciencia Pura: donde el conocimiento y la investigación es solo por aumentar el saber. Ciencia Aplicada: donde se intentan resolver problemas inmediatos.La ciencia pura sostiene a la ciencia aplicada, cuyo campo de apoyo es la tecnología

INTRODUCCIÓN AL MÉTODO CIENTÍFICO Y SU APLICACIÓN A LA BIOLOGÍA

Los conocimientos nos ayudan a vivir mejor, pues nos sirven para resolver nuestras necesidades más elementales como la alimentación y hasta para divertirnos.

La persona conocida es el objetivo Lo conocido es el objeto.Lo subjetivo se puede volver objetivo.Conocimiento empírico:Se obtiene mediante la experiencia.No explica las causas de lo conocido.Es subjetivo.Conocimiento científico:Se obtiene mediante la experiencia.Se obtiene mediante un método propio de la ciencia.Se comprueba por medio de experimentos rigurosos.

Explica las causas de lo conocido.Es objetivo.as naranjas son:Sabrosas SiRedondas SiGrandes NoFrutas SiBonitas si

El conocimiento es averiguar la naturaleza, las cualidades y relaciones de las cosas, mediante el ejercicio del entendimiento; es decir, discernir o razonar acerca de alguna cosa. Impresiona a nuestros sentidos y se queda registrado en la memoria.Conocimiento Subjetivo:Opinión personal y de sentido común.Se basa en la experiencia.Utiles para fines prácticos.

Depende del criterio de cada persona.Conocimiento Objetivo:Hechos comprobados.Depende del conocimiento del sujetoVálido para todos.Es la base para el conocimiento.Basados en la experiencia.Características del objeto propio.Son comprobables.

METODO CIENTIFICO APLICADO A LA ECOLOGIA

El conocimiento científico se adquiere a partir de la experimentación y el razonamiento y sigue un método, se refiere a hechos objetivos y demostrables mediante la observación y la experimentación. El conocimiento científico tiene diferentes características:Debe ser verdadero o cierto, es decir, que explica algún fenómeno de la naturaleza por medio de la experimentación, comprueba esta explicación.Debe ser general, es decir, se universalizan los resultados obtenidos.Son metódicos mutables, es decir, que se pueden cambiar.

Todos los conocimientos científicos van a tener que seguir un método el cual va a ser el método científico, tiene las siguientes características:

Planteamiento del problema en base a la observación y a la recolección de datos, se plantean varias interrogantes.Formulación de una hipótesis. Son las posibles respuestas que surgieron durante la observación; éstas se admiten provisionalmente hasta que se comprueba su validez mediante la experimentación.

Experimentación.- Es probar prácticamente las virtudes y propiedades de una cosa. Descubrir, comprobar o demostrar determinados fenómenos o principios científicos. Se evalúan las hipótesis provisionalmente, conservando sólo aquellas que satisfacen al investigador. Se debe elaborar un diseño experimental respecto a lo que se va a hacer, como se realizará y con que se llevará a cabo.

Análisis de resultados.- Se discute el porque se dieron ciertos tipos de resultados, si fueron esperados o diferentes y tomando en cuenta la hipótesis y los objetivos del trabajo, se establecen en las conclusiones.

Informe escrito.- El cual es un reporte de todo lo realizado, escrito en forma clara y concreta, debe de tener los siguientes puntos:

Título del trabajoNombre del autorIntroducción Metodología

Conclusiones Bibliografía

SETIMA SEMANAPOBLACIONES SILVESTRES

La población es un conjunto de individuos de la misma especie que ocupan una misma área geográfica. Población silvestre es aquella que crece en estado natural, que vive en libertad, y que es rustico; (es decir no necesitan del hombre para su alimentación y desarrollo).

Según la Fundación Mundial para la Vida Silvestre, la platija y la solla, de las que se hablado aquí hoy, se encuentran entre las especies de peces más amenazadas.

Ejemplo de impacto:

Impactos sobre Poblaciones Silvestres

Debido que el principal interesado en la captura de delfines es la industria del cautiverio, ha sido difícil documentar formalmente los impactos negativos sobre las poblaciones afectadas.

Sin embargo, un alto numero de científicos estima que los efectos negativos son considerables y pueden poner en riesgo la supervivencia de poblaciones completas de cetáceos.

Al preferir ejemplares juveniles y hembras, la industria del cautiverio no solo genera un alto nivel de estrés entre las parejas madre-cría, sino que también afecta la capacidad reproductiva de toda la población.

En el caso de la captura de orcas, la extracción de un individuo puede poner en riesgo la vida de otro que no sea capturado, ya que los animales mantienen fuertes lazos afectivos que pueden durar toda la vida.

De acuerdo al investigador de orcas Ken Balcomb, ‘cuando una madre muere, los machos mantienen lazos afectivos con sus hermanas durante un periodo de tiempo, pero ocasionalmente mueren poco tiempo después que la madre’.

El impacto que genera la industria del cautiverio sobre las poblaciones silvestres de delfines no debe ser considerado independientemente sino dentro de un contexto general que considere otras amenazas actuales que enfrentan actualmente las especies de cetáceos.

Por ejemplo, el alto numero de muertes ocasionadas por el enmallamiento de cetáceos en redes de pesca y otras actividades humanas; las matanzas indiscriminadas llevadas a cabo por países como Japón link a la contaminación, el cambio climático, la sobre explotación de los recursos pesqueros y la perdida del hábitat, son sólo algunos de los factores que actualmente impactan negativamente a las poblaciones de delfines a nivel mundial.

Por ello, las interrogantes respecto a los efectos negativos de la captura de cetáceos para abastecer la industria del cautiverio, deben ser consideradas, estudiadas y respondidas urgentemente.

Población Silvestre:

La población silvestre es un conjunto de organismos de la misma especie que ocupan un área más o menos definida y que comparten determinado tipo de alimentos, cuya principal característica es que no son domésticos y viven en áreas naturales completamente definidas.

Aunque cada especie silvestre suele tener una o más poblaciones silvestres, de acuerdo a al mismo género y/o especie a la que pertenecen o a sus variedades dentro de la especie, dichos géneros o variedades de las especies silvestres están distribuidas cada una en dos áreas completamente definidas, por ejemplo: en animales-oso de anteojos y oso polar, en vegetales-Anthurium andreanum variedad ‘Tropical’ y Anthurium andreanum variedad ‘Avoclaudia’, no existe ningún impedimento para que dos poblaciones silvestres de una misma especie silvestre se fusionen ni tampoco para que una población se divida en dos, como ocurrió con los osos en alguna era o periodo.

Dentro de estas poblaciones silvestres se encuentran las poblaciones endémicas.

En los mecanismos de restauración ecológica se encuentran las translocaciones que son mecanismos directamente relacionados con el manejo de poblaciones silvestres de animales. Según Shafer (1990) se trata del movimiento de animales de una localización a otra, a fin de aumentar el tamaño de las poblaciones pequeñas, que tienden a aislarse por efecto de la fragmentación de hábitats. Así mismo Wikramanayake (1990) indica que la translocación es un mecanismo viable para conservar especies endémicas amenazadas de extinción al ser reubicadas en otros sistemas.

Las translocaciones deben ser cuidadosamente planificadas tanto en consideración a la comunidad nativa, como a las necesidades ecológicas y la integración genética de las especies en consideración (Wikramanayake 1990).Teóricamente la translocación puede reforzar la población solo si se trata de ecotipos. La mezcla intraespecífica puede ser más dañina que útil si el proceso resulta en la pérdida del ajuste adaptativo debido a la depresión endogámica o a la introducción de genes deletéreos (Shafer 1990).Wikramanayake (1990), basado en un caso de cuatro especies de peces potencialmente en peligro de extinción que son endémicas a los ríos del sudoeste de Sri Lanka y que fueron trasladadas a un sistema empobrecido y deteriorado de ríos, en las colinas centrales de ese país; presenta algunas consideraciones generales acerca del tema y hace recomendaciones para futuras translocaciones.Las consideraciones generales son:1. Cuando se establecen refugios de poblaciones, las reservas de propagulos deben ser suficientemente grandes para: a) maximizar la variabilidad genética intraespecifica en el refugio de la población o poblaciones y b) mantener la integridad genética de las especies a través del tiempo, de modo que puedan sobrevivir a la demografía y a la estocasticidad ambiental y a las interacciones interespecificas tales como la competencia y la depredación.2. Apropiados tamaños de los fundadores podrían necesariamente depender de las características biológicas, genéticas y ecológicas de las especies. Por ejemplo, muchos "stocks" de propágulos en la translocación de peces fueron alrededor de 50 individuos, pero algunas poblaciones fueron establecidas con "stocks" más pequeños.3. Dificilmente las futuras translocaciones podrían ser monitoreadas cercana y continuamente después de que ellas fueron hechas, por lo que, al menos las dinámicas iniciales de biología y ecología de poblaciones deben ser seguidas.4. A pesar de las relativamente extremas y variables condiciones ambientales (altos flujos durante cataratas pesadas y variaciones en el nivel del agua) presentes en el nuevo hábitat, las cuatro especies establecieron sus propias poblaciones. Esto es probablemente atribuible a la existencia de refugios espaciales y temporales, en los cuales el pez fue protegido. La gran población y su ancha distribución podrían asegurar que algunas especies sobrevivan a la variación ambiental en estas condiciones a menos que, las variaciones sean de una escala catastrófica que afecten el sistema entero. Sin embargo, habiendo engendradores en serie, ellos se reproducirán a través del año, y la probabilidad de extinción a través de los efectos de la variación ambiental es baja.

Los resultados de este experimento de translocación sugieren que un programa lanzado para conservar otras especies endémicas de peces es factible. Las recomendaciones formuladas para tal programa pueden ser altamente instructivas para el desarrollo de translocaciones que involucren otras especies. Wikramanayake (1990) hace énfasis en las siguientes:

1. Determinar los requerimientos ecológicos de las especies potenciales de translocación.Se sugiere detallar el análisis de la utilización del macro y micro hábitat y las relaciones tróficas. Estos datos ayudarán a determinar si la translocación de especies es conveniente, sin interacciones interespecíficas intensas que podrían conducir a la extinción de ambos grupos de especies.Además de las consideraciones de macro y microhabitat disponible, debe estudiarse la disponibilidad de comida, ya que esto es determinante para concluir qué hábitat y comida son convenientes para realizar la translocación. Esto es esencial para especies que son especialistas en hábitats.2. Las variaciones genotípicas y fenotípicas de la población fuente debe ser determinada para asegurar que el "stock" de propágulos sea representativo de la especie a ser conservada.3. El "stock" de propágulos debe ser lo suficientemente grande como para asegurar que la máxima variabilidad genética intraespecifica es incorporada en el refugio de poblaciones. Además la proporción de sexos del "stock" debe ser determinada, si es posible.4. La menor variabilidad genética entre especies endémicas, derivados del arrastre genético o del cuello de botella, debe de ser determinado.5. Debe tenerse cuidado para asegurarse que ninguna enfermedad o parásito sea introducido a la comunidad durante la translocaciones. Todos los individuos a sertranslocados deben de tenerse en cuarentena por un período considerable antes de ser introducidos.Finalmente Wikramanayake (1990) señala que sobre todo, este estudio demuestra que la translocacion puede ser llevada a cabo exitosamente para establecer un refugio de poblaciones de especies considerablemente amenazadas. Como sea, ellas deben ser implementadas juiciosamente. Agrega además, que es fundamental que las futuras translocaciones sean monitoreadas de cerca desde el principio.

Extraído de: Gálvez, J. 2002.

La Restauración Ecológica: Conceptos y Aplicaciones. Revisión Bibliográfica. Instituto de Agricultura, Recursos Naturales y Ambiente. IARNA-URL. Universidad Rafael Landívar, Fac. de Ciencias Ambientales y Agrícolas. Serie de Documentos Técnicos Nº 8, p. 14-16 de 23.

A partir del deterioro del ambiente, se han instrumentado una serie de medidas que intentan mantener, recuperar o aumentar poblaciones silvestres, así como disminuir las poblaciones que son detrimentales para las especies nativas, dando origen a técnicas de manejo con fines de conservación. Estas técnicas pueden estar relacionadas con el manejo de hátitat, o del manejo directo de las poblaciones a través de programas de introducción, reintroducción y translocación. Hasta la fecha, sin embargo, han sido pocos los programas de manejo de este tipo que han usado información sobre estudios epidemiológicos en las diferentes especies manejadas.El éxito de estos programas de manejo depende, por un lado, del conocimiento de la zona a repoblar y de la adecuación del lugar, del conocimiento de los cambios biológicos, fisiológicos y conductuales de las especies a manejar, así como del conocimiento sobre el perfil epidemiológico de las poblaciones que se manejen. Si no fuere así, se corre el riesgo de generar impactos negativos en las poblaciones reintroducidas o translocadas, y en las especies locales. La prueba está en que muchos de estos programas han sido perjudiciales y de alto riesgo ecológico y epidemiológico.Existen ya antecedentes de fracasos costosos, debido a la introducción de patógenos a zonas donde se afectan a las poblaciones silvestres locales o de translocación de especies a zonas donde existe una enfermedad, sin antes haber evaluado el estado epidemiológico de la región a la que se van a liberar esos animales. Algunos ejemplos de enfermedades introducidas a través de programas de translocación son la rabia en mapaches en los Estados Unidos de América, la tuberculosis y brucelosis en bisontes de Canadá, brucelosis en liebres de Italia y Suiza, entre otros.De igual manera, se conocen casos de especies que se ven afectadas por enfermedades ya existentes en las regiones donde son liberadas; tal es el caso del programa de reintroducción del tamarín dorado

(Leontopithecus rosalia) en los bosques tropicales del Brasil, que fracasó debido a la alta mortalidad provocada, entre otros factores, por la hepatitis viral adquirida en la zona de liberación. Otros programas con resultados similares son el de gansos en Hawaii, infectado por el virus de la viruela aviar, etc.En las áreas naturales de México se han introducido gran cantidad de especies exóticas de plantas y animales en zonas de alta diversidad biológica, sin haber realizado estudios previos sobre el impacto ecológico y epidemiológico en las comunidades nativas. En lo futuro es indispensable contemplar dentro de los programas de conservación, información acerca del perfil epidemiológico de las especies que se pretendan manejar.Extraído de: Suzán, G.; F. Galindo & G. Ceballos. La Importancia del Estudio de Enfermedades en la Conservación de Fauna Silvestre. Departamento de Etología y Fauna Silvestre, Fac. de Medicina Veterinaria y Zootecnia, Universidad Nacional Autónoma de México, p. 5-6 de 10. México D. F.

Especies Potencialmente Indicadoras: La bioevaluación de las aguas se fundamenta en la capacidad natural que tiene la biota de responder a los efectos de perturbaciones eventuales o permanentes. En términos generales se puede decir que la biota acuática cambia su estructura y funcionamiento al modificarse las condiciones ambientales de sus habitats naturales. De modo que es posible usar algunas características o propiedades estructurales y funcionales de los diferentes niveles de organización biológica para evaluar en forma comparativa el estado de la biota acuática, cuya condición es reflejo del estado ecológico del cuerpo de agua. Estas características de evaluación se conocen con el nombre genérico de bioindicadores. Por lo general no se evalúa la condición de toda la comunidad biótica sino la de algunas agrupaciones de organismos. El plancton, los peces y los invertebrados han sido los grupos más usados en los estudios de bioindicación. Dentro de ellos destacan, los macroinvertebrados bentónicos. Estos son todos los invertebrados que habitan el fondo de los ecosistemas acuáticos, al menos en algunas etapas de su ciclo de vida y que son retenidos en redes con una abertura de poro igual o menor a las 500 mμ (Hauer y Resh 1996). En la fauna bentónica están incluidos diversos grupos de invertebrados como moluscos, lombrices, sanguijuelas, platelmintos, crustáceos, ácaros y fundamentalmente los estados juveniles de varios ordenes de insectos. La preferencia por éste grupo se debe a varias razones, que son señaladas por Reece y Richardson (1999): i) son relativamente sedentarios y por lo tanto representativos del área donde son colectados; ii) tienen ciclos de vida relativamente cortos comparado con los peces y reflejan con mayor rapidez las alteraciones del medio ambiente mediante cambios en la estructura de sus poblaciones y comunidades; iii) viven y se alimentan en o sobre los sedimentos donde tienden a cumularse las toxinas, las cuales se incorporan a la cadena trófica a través de ellos; iv) su sensibilidad a los factores de perturbación y responden a las sustancias contaminantes presentes tanto en el agua como en los sedimentos, y v) son fuente primaria como alimento de muchos peces y participan de manera importante en la degradación de la materia orgánica y el ciclo de nutrientes. En éste trabajo se presenta una revisión de los diferentes enfoques que han contribuido al desarrollo conceptual y metodológico de los métodos de bioindicación. Son varias las razones que nos llevaron a abordar este tema: a) por una parte consideramos que actualmente el uso de los macroinvertebrados bentónicos es la mejor alternativa metodológica para detectar modificaciones tempranas y/o de origen difuso que se producen en los ecosistemas acuáticos (Cairns y Pratt 1993; Resh y Jackson 1993 y Rosemberg y Resh 1993; Barbour et al. 1999; Karr y Chu 1999; Roldán 2003); b) por otra parte se encuentra la situación de riesgo en la cual se encuentra la condición ecológica de los ríos en Venezuela debido a la acción prolongada y constante de diversos factores de perturbación (Péfaur y Durant 1983, Winemiller et al. 1996, Karwan et al 2001, Allan et al. 2002 y Wrigt y Flecker 2004), y c) finalmente, el poco esfuerzo de investigación que se ha hecho en Latinoamérica para desarrollar y/o aplicar métodos biológicos en la evaluación de los sistemas lóticos; entre los pocos trabajos realizados se pueden mencionar los efectuados en Venezuela por Lugo y Fernández (1994) quienes evaluaron los efectos de la contaminación orgánica sobre la composición y diversidad de la entomofauna en un río de la región central del país; Rodriguez-Olarte y Taphorn (1995) y Rivera y Marrero (1995) probaron la adaptabilidad del IBI de Karr para peces a las condiciones tropicales en ríos de los llanos; Rincón (1995) estudió los cambios en la composición y diversidad de la comunidad a lo largo de un gradiente de contaminación orgánica y utilizó los métodos multivariados como herramienta de análisis y Correa (2000) generó un índice biótico para evaluar la condición ecológica de los ríos de una cuenca altiandina;

en Colombia Zamora (1999), Riss et al. (2002), Roldán (1999, 2003) y Roldán et al. (2003) adaptan el sistema BMWP a varias cuencas y Gutierrez et al. (2004) implementan un método basado en redes neuronales para estimar la calidad del agua en la cuenca media y alta del río Bogotá; en Brasil Marques y Barbosa (2001) usan un índice integrado para evaluar la cuenca media del río Doce; en México Weigel et al. (2002) desarrollaron un índice integrado para evaluar ríos en la zona centro occidental del país; en Chile Figueroa et al. (2003) y Leiva (2004) aplican el Índice Biótico de Familia de Hilsenoff en varios ríos meridionales.

ESPECIES INDICADORASLos primeros intentos para usar los organismos vivos para medir el grado de deterioro de los cuerpos de agua corriente estuvieron dirigidos a detectar la contaminación orgánica de las aguas, que fue durante mucho tiempo el principal factor de perturbación. Así comenzaron a desarrollarse listas de especies presentes en sitios con diferente grado de alteración. Debido a lo engorroso y difícil que resultaba hacer comparaciones con estas listas generales de especies, las mismas se sustituyeron por listas de especies indicadoras, es decir por especies que pueden vivir bajo condiciones ambientales relativamente particulares. Con estas listas se construyeron diversos esquemas que agruparon las especies por categorías y estas se asociaron a condiciones con distintos grados de contaminación orgánica.El primero de estos esquemas fue el desarrollado por Kolwitz y Marson (1908), quienes introdujeron la idea de la saprobidad como una medida del grado de contaminación orgánica de un cuerpo de agua. Donde hay poca contaminación orgánica el nivel de saprobidad es bajo, y será alto donde existe una gran contaminación. La asociación del concepto de saprobidad y el de especies indicadoras permitió evaluar el grado de contaminación orgánica y la recuperación progresiva de diferentes sitios determinando la presencia de ciertos tipos de organismos. El esquema sapróbico divide el curso de un río en varias zonas: a) cataróbica de aguas muy limpias; b) oligosapróbica de aguas poco contaminadas; c) β-mesosapróbica de aguas medianamente contaminadas; d) α - mesosapróbica de aguas muy contaminadas y e) polisapróbica de aguas fuertemente contaminadas (Roldán 2003). El uso del Sistema Sapróbico, ha logrado mantenerse vigente desde su formulación, aunque ha sido objeto de constantes revisiones y modificaciones. Actualmente es muy utilizado en algunos países de la Europa central y oriental, hasta el punto que en países como Dinamarca la clasificación de las aguas basado en el sistema sapróbico está especificado en la Ley de Protección Ambiental promulgada en 1973 (Cairns y Pratt 1993).Un método alternativo fue el de utilizar la densidad de las poblaciones de especies indicadoras como medida del grado de contaminación. Debido a la gran variabilidad natural tanto espacial como temporal de éste parámetro, se desarrollaron diferentes diseños de muestreo. En los protocolos más sencillos de muestreo se recurrió a determinar la abundancia de las especies indicadoras en sitios perturbados y compararla con la abundancia de sitios poco impactados. Una variante de esta metodología fue la de medir la abundancia de las especies antes y después de las fuentes de perturbación. No obstante la fortaleza metodológica de estos diseños, su utilidad se vio limitada por la gran variabilidad de la densidad poblacional que dificulta la distinción entre los cambios de densidad determinados por un factor particular de los producidos por la variación natural (Karr y Chu 1997).El concepto de especies indicadoras siempre ha sido controversial por varia razones: i) muchas especies con el status de indicadoras tienen áreas de distribución geográfica muy limitada, lo cual restringe su utilidad fuera de esas áreas, ii) el punto de vista del investigador y el tipo de perturbación influyen sobre la calificación de una especie como indicadora, iii) las especies indicadoras pierden su validez cuando los problemas de contaminación se deben a otras causas diferentes al enriquecimiento orgánico. Esta desconfianza en los sistemas de evaluación de aguas basados en especies indicadoras determinó que su uso quedara restringido a algunos países europeos (Cairns y Pratt 1993).

INDICES DE DIVERSIDADCon el advenimiento de nuevos puntos de vista en la teoría ecológica, como fueron las hipótesis que intentaron relacionar dos atributos de la comunidad como la diversidad y la estabilidad (Washington 1984), los estudios enfocan su atención en los cambios de los patrones de riqueza y abundancia de especies como una manera de evaluar el impacto de los diferentes tipos de perturbaciones ambientales sobre las comunidades lóticas La premisa ecológica que soporta el uso de la diversidad para cuantificar el grado de deterioro de los ríos establece que la estabilidad de una comunidad incrementa con su complejidad (Lampert y Sommer 1997). Así con la entrada de los años 60 se inicia una nueva etapa en la

historia de los macroinvertebrados como bioindicadores. Durante ésta década se solidifica el uso de los índices de diversidad, como medida de las perturbaciones ambientales (Washington 1984). La popularidad de los índices de diversidad se debió en parte a que se hizo innecesaria la identificación de los taxa, sólo se requería su separación (Norris y Georges 1993) y podían ser aplicados por personal no entrenado o sin conocimientos biológicos (Cairns y Pratt 1963). En la Tabla 1 se presentan algunos esquemas que relacionaban los valores de la diversidad con diferentes condiciones ambientales (Wilhm y Dorris 1968, Staub et al. 1970).El uso de los índices de diversidad como método de bioindicación comenzó a perder importancia, debido en parte al progresivo debilitamiento de las hipótesis que pretendían establecer una relación directa de causa-efecto entre la diversidad y la estabilidad de los ecosistemas (Washington 1984). Igualmente, las propiedades de las medidas de diversidad, especialmente las del popular índice de Shannon (H’), comenzaron ha ser cuestionadas (Hughes 1978). Pero posiblemente, el factor más importante que contribuyó a restringir el uso de los índices de diversidad fue su incapacidad para diferenciar las interacciones biológicas y taxonómicas que existen entre las especies de la comunidad (Brinkhurst 1993). La mayoría de las medidas de diversidad están calculadas en función de la riqueza de especies y/o la distribución de abundancia de las mismas, sin tomar en cuenta el tipo de organismos presentes y la capacidad de los mismos de adaptarse a los cambios del medio ambiente.

INDICES BIÓTICOSLos índices bióticos sustituyen progresivamente a las medidas de diversidad y con ellos se renueva el uso de las técnicas cualitativas en la bioindicación. En estos índices se integran los conceptos de saprobidad y el de diversidad, pero con la ventaja añadida de tomar en cuenta la composición y adaptabilidad de los taxa. Estos dos últimos aspectos son considerados al determinar la tolerancia de los diferentes grupos de organismos a los factores de perturbación. La presencia o ausencia de un taxón y/o su abundancia se pondera de acuerdo a la sensibilidad que presenta al factor de perturbación que se quiera valorar. Estos índices han tenido una gran acogida en Europa, en la Tabla 2 se muestran las numerosas alternativas desarrolladas en esta región (Adriaenssens et al. 2002). Entre los de mayor popularidad en Europa está el BMWP junto con sus derivados el ASPT o el BMWP’ (Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega 1988). El uso de éste último, también conocido como índice de Alba en honor a su propulsor, ha sido recomendado por la Asociación Española de Limnología debido a su sencillez, precisión y eficacia (Libro Blanco del Agua en España 2000). Estos métodos pueden ser aplicados al nivel de taxonómico de familia, género o especie, no es necesario cuantificar la abundancia de los grupos y sólo se registra su ausencia o presencia. A cada taxón se le asigna un puntaje que varía entre 1 y 10 de acuerdo con su tolerancia a la contaminación orgánica. La suma de los puntajes de todos los taxa produce el valor del índice BMWP. Según la misma fuente, para el caso de España, se han establecido cinco clases de calidad biológica de acuerdo al valor total que el índice alcance en un determinado cuerpo agua (Tabla 3). Un índice equivalente a los anteriores, desarrollado y aplicado en los Estados Unidos, es el de Hilsenoff (1977, 1987, 1988). Su valor no es otra cosa que un promedio ponderado de la abundancia de los diferentes taxa, que en éste caso se identifican hasta el nivel de familia. IBF = (∑niTi)/NDonde:ni es el número de individuos para cada taxaTi es el valor de ponderación asignado a cada taxa

N es el total de individuos en la muestra

El valor de ponderación representa la tolerancia de cada grupo de organismos a la contaminación orgánica y varía entre 0 y 10. El valor de 0 es asignado a las familias más intolerantes a la contaminación orgánica y un valor de 10 a las familias más tolerantes. Los valores entre 0 y 10 definen tolerancias intermedias. En la Tabla 4 se presentan la clasificación de la calidad del agua en función de los valores de IBF obtenidos por Hilsenoff (1988). Los valores del índice muestran una relación inversamente proporcional a la buena calidad del agua y directamente proporcional al grado de contaminación orgánica. El uso de los índices de diversidad como el de los índices bióticos, constituyó una evolución conceptual importante en la bioindicación. El concepto organismo indicador fue sustituido por el de comunidad indicadora. Tal como señala Alba-Tercedor (1996), “al tener en cuenta a toda una comunidad se minimizan los errores y se multiplica la capacidad de detección de alteraciones”. Las ventajas de usar la comunidad biológica en la bioevaluación de los cuerpos de agua resultan, entre otros factores, de su capacidad: i) de reflejar la condición ecológica de un sitio; ii) de integrar los efectos de los impactos de diferentes factores de perturbación; iii) de acumular en el tiempo el efecto de las tensiones que le han afectado; y iv) de ser sensibles al impacto de factores difusos, no puntuales que no pueden ser detectados por otros métodos (Barbour et al. 1999). Sin embargo, la mayoría de los índices bióticos han sido diseñados para valorar la respuesta de la comunidad de macroinvertebrados a tipos específicos de perturbación, como la contaminación orgánica (Norris y Georges 1993). Esta última limitación ha restringido su uso, especialmente en aquellas situaciones donde actúan factores de perturbación distintos al enriquecimiento orgánico, de origen múltiple y con efectos menos evidentes.

INDICES BIÓTICOS INTEGRADOSCon el reconocimiento, relativamente reciente, de que la estructura y funcionamiento de los sistemas lóticos está íntimamente asociada a la geología, al tipo de vegetación y a otros factores que operan a nivel del paisaje (Vannote et al. 1980); que la cuenca hidrográfica es la unidad geográfica e hidrológica de integración de los diferentes procesos que afectan la condición ecológica de estos ecosistemas (Naiman 1992); y que los efectos de las modificaciones en el ámbito regional pueden ser más perjudiciales para los ríos que los efectos de la contaminación orgánica o química (Hughes et al. 1990, Roth et al. 1996, Lammert y Allan 1999, Karwan et al. 2001, Allan et al. 2002 y Wrigt y Flecker 2004) pierden fuerza los métodos de evaluación basados en unas pocas propiedades o en algunos procesos particulares de las comunidades biológicas.Dentro de éste nuevo marco conceptual que orienta los estudios de los cuerpos de agua corriente hacia la comprensión global del ecosistema teniendo como unidad de integración la cuenca hidrográfica se produjo un cambio en la filosofía que guiaba los métodos de bioindicación. La nueva estrategia de acción es la valoración de la integridad biótica de los ríos. En su forma más usual se entiende por integridad biótica “la capacidad de un ecosistema acuático de soportar y mantener una comunidad de organismos adaptable, balanceada e integrada con una composición de especies, diversidad y organización funcional comparable a la comunidad de los ecosistemas naturales dentro de la misma región” (Karr y Dudley 1981). Una concepción más operativa de la integridad biótica es considerarla como el extremo de un gradiente de condiciones biológicas que se extiende entre un extremo conformado por sitios donde no existen condiciones aptas para la vida, severamente perturbados y un extremo opuesto de sitios con ninguna o poca intervención que mantienen una biota que es resultado de procesos evolutivos y biogeográficos. Es ésta condición biológica óptima la que se asocia al concepto de integridad biótica (Karr 1999). De acuerdo a este punto de vista, la condición biológica de un cuerpo de agua se mide comparando elementos representativos de la biota de sitios impactados con los mismos elementos presentes en la biota de sitios referenciales no perturbados. Es importante aclarar que el concepto de biota desde ésta perspectiva tiene una connotación no sólo taxonómica, sino que incluye todo el conjunto de elementos estructurales: genes, especies y agrupaciones de especies; así como elementos funcionales: mutaciones, metabolismo, crecimiento, procesos demográficos, interacciones bióticas y las relaciones energéticas. Un concepto similar al de integridad biótica es el de Integridad Ecológica en el cual se incorpora la evaluación del ambiente físico (Covich et al. 1995, Gibson et al. 1996, FWI Ecological Integrity Workshop 1999, Radwell 2000). En el uso de estos dos términos no ha habido una clara diferenciación y es común que se le dé una aplicación equivalente.

Como consecuencia inmediata de la reorientación conceptual de la bioindicación surgió la necesidad de desarrollar métodos para evaluar la integridad biológica o ecológica de los cuerpos de agua. Para esto fue necesario definir un marco referencial de organización e integración de aquellos factores naturales susceptibles de ser modificados por la actividad humana y de cuyo estado depende la integridad biótica de los cuerpos de agua. Con éste propósito Karr (1991) identificó cinco grupos de variables cuyas modificaciones afectan directamente a la integridad biótica: 1. La Calidad del Agua: temperatura, turbidez, oxígeno disuelto, acidez, alcalinidad, sustancias orgánicas o inorgánicas, metales pesados y sustancias tóxicas. 2. La Estructura del Hábitat: tipo de sustrato, profundidad del agua, velocidad de la corriente y complejidad espacio-temporal del hábitat físico. 3. El Régimen del Flujo: volumen de agua y variaciones temporales del caudal. 4. Las Fuentes Energéticas: tamaño, cantidad y tipo de la materia orgánica entrante y los cambios temporales en el patrón de suministros energéticos. 5. Las Interacciones Bióticas: competencia, depredación, enfermedades, parasitismo y mutualismo. La clasificación anterior deja claro que la integridad biótica de un cuerpo de agua resulta de la interacción de procesos físicos, químicos y biológicos (Figura 1). De modo que el diseño de cualquier herramienta para evaluar la condición de un cuerpo de agua debe estar basado en la valoración de los componentes más representativos de la integridad biótica como aquellos relacionados con la estructura de la comunidad, la composición taxonómica, la condición individual y con los procesos biológicos (Gibson et al. 1996). En consecuencia los estudios de bioindicación se orientaron hacia el desarrollo de índices biológicos integrados (= multimetrics), en los cuales se reúnen en una única medida los valores de variables estructurales y funcionales de los componentes bióticos del sistema. La condición biológica pasa a ser una medida relativa que se obtienen comparando el valor del índice de un sitio cualquiera con el valor del índice para una condición de referencia que se asume representa la mejor situación (integridad biótica) que puede tener el cuerpo de agua en una determinada región (Barbour et al. 1996). La primera medida de éste tipo desarrollada con éxito, fue el Índice de Integridad Biótica (IBI) para peces (Karr 1981). Para el cálculo de ésta medida se utilizan los valores de variables como la riqueza de especies, la composición trófica, el número de especies sensibles, el número de especies exóticas, el número de individuos enfermos, etc. Posteriormente se desarrollaron medidas de éste tipo utilizando los macroinvertebrados acuáticos (Plafkin et al. 1989, Kerans y Karr 1994). A partir de éstos primeros intentos se han desarrollado numerosos protocolos de investigación basados en éste enfoque (DeShon 1995, Yoder y Rankin 1995, Stribling et al. 1998, Barbour et al. 1999, Maxted et al. 2000, Royer et al. 2001, Weigel et al. 2002, Klem et al. 2003, Wiseman 2003). A continuación resumiremos el protocolo

implementado por la Environmental Protection Agency para la generación de un índice biótico integrado (Gibson et al. 1996, Barbour et al. 1999), el cual ha servido de base para la mayoría de programas de éste tipo.

Generación de un Índice Biótico IntegradoEn forma general se puede decir que el proceso para la obtención de un índice integrado consta de dos fases. Una primera fase en la cual se seleccionan los sitios o puntos de referencia dentro de categorías relativamente homogéneas, se escogen y calibran las variables de bioindicación y se genera un índice integrado; la segunda fase implica la evaluación de los ríos impactados. El esquema del proceso se muestra (Figura 2).

A) Fase II) Clasificación de los sitios de muestreo y selección de los sitios de referencia.En primer lugar se debe separar la variabilidad natural de aquella de origen humano. Una manera de lograr esto, es agrupando los sitios en clases relativamente homogéneas en cuanto a características físicas, químicas y biológicas. Con éste proceder se intenta minimizar la variación dentro de los grupos y maximizar la varianza entre grupos. Por lo general ésta clasificación se hace a priori en función de parámetros preestablecidos que no son afectados por las actividades humanas (Barbour et al. 1996), como son los de origen biogeográfico (Ej. Zonas de Vida), topográfico (Ej. Altitud), climático (Ej. Temperatura), hidrológico (Ej. Flujo), etc. Dentro de cada grupo se seleccionan sitios de referencia, que son aquellos con poca o ninguna intervención. La integración de las características de estos sitios poco perturbados conforma una condición de referencia y los valores de sus atributos biológicos sirven de patrón contra el cual se comparan los valores de los mismos atributos medidos en los sitios de prueba, es decir aquellos a los cuales se les quiere medir su condición (Reynoldson et al. 1997). Debido a la dificultad de encontrar sitios prístinos puede utilizarse el criterio del menor impacto para seleccionar los sitios de referencia. Estos no deben estar afectados, y de estarlo debe ser en forma mínima, por factores tales como fuentes puntuales y no puntuales de descarga de aguas no tratadas, obras de ingeniería,

cambios del uso de la tierra, etc. En forma general, los sitios de referencia se caracterizan, según Hughes (1995), por tener una extensa vegetación ribereña natural; una diversidad apropiada de sustratos; un cauce naturalmente estructurado al igual que sus respectivas márgenes; con variaciones naturales del volumen de agua, así como riberas y bancos estables.II) Atributos biológicos indicadores.Parte del éxito del método depende de la correcta escogencia de los atributos o bioindicadores que caracterizan la integridad biótica (Karr y Chu 1997) por lo que su escogencia debe hacerse tomando en cuenta tres propiedades: i) ser una característica relevante de la condición biológica, ii) tener una respuesta consistente con los diferentes niveles de acción de los factores de perturbación y iii) producir repuestas que discriminen la variación natural. En la Tabla 5 se presenta un conjunto de variables de la comunidad bentónica con potencial para ser usadas como atributos indicadores de la condición biológica de los ríos. En ésta etapa se deben eliminar los atributos indicadores con una frecuencia de aparición muy baja, los que no añaden información adicional por estar fuertemente correlacionados con otros atributos y aquellos con una variabilidad natural tan grande que les impide discriminar sitios con distintas condiciones ecológicas. El análisis de percentiles es adecuado para evaluar la variabilidad de un bioindicador (Figura 3).III) Selección de los bioindicadores más eficaces.Un bioindicador será eficaz en la medida que pueda discriminar entre sitios poco o nada perturbados (condición de referencia) y sitios impactados. La selección de los dos tipos de ambientes debe hacerse con base a criterios no biológicos como son los relacionados con el uso de la tierra, la calidad fisicoquímica del agua y la condición del hábitat. La capacidad de discriminación de un bioindicador se puede evaluar comparando la distribución de sus valores en un conjunto de sitios impactados contra su distribución en un conjunto de sitios en buenas condiciones (Figura 3). Si el solapamiento entre las dos distribuciones es mínimo el bioindicador se considera que tiene un gran poder para discriminar entre condiciones que contrastan en cuanto a su condición natural. Igualmente debe comprobarse su capacidad de responder consistentemente en un gradiente de condiciones mediante análisis de asociación entre los valores de los atributos indicadores y los valores de algunos elementos de perturbación o la calidad del hábitat. IV) Generación del Índice de Integridad Biótica.La información que contienen los bioindicadores seleccionados se puede integrar en un único valor o índice. Sin embargo, los valores de diferentes bioindicadores se expresan en unidades diferentes, por lo que se hace necesario normalizar o igualar sus unidades para poder construir el índice. La normalización implica asumir que todos los bioindicadores tienen la misma importancia. Una manera de normalizar los indicadores, es utilizando los percentiles de la distribución de valores de cada atributo en la condición de referencia. La distribución de valores esperados es dividida, por ejemplo, en tres secciones: superior, media y baja. Este procedimiento fue aplicado por Barbour et al. (1996) en el desarrollo de un índice integrado para evaluar los río de Florida (USA). En éste caso el percentil del 25% marca el límite que separa las secciones superior y media de las distribuciones de cada variable. La parte media de la distribución quedó comprendida entre el percentil del 25% y la mitad de la amplitud del percentil del 25%. Por debajo del límite inferior de la sección intermedia se extiende la sección inferior (Figura 3). A cada sección se le asigna un valor. Por ejemplo, a la sección superior se le asigna un valor de 5, que representa la condición esperada (= óptima) para cada indicador en los sitios de referencia. A la sección media que representa una condición de degradación intermedia se le asigna un valor de 3 y a la sección inferior que representa la condición de mayor degradación se le asigna un valor de 1. Para los atributos cuyo valor incrementa con la degradación, el valor límite de referencia es el percentil del 75%. A los valores por debajo de éste percentil se le asigna el valor de 5. En la Tabla 6 se presentan los valores de los percentiles y los valores de normalización asignados a ocho variables seleccionadas para integrar el índice integrado para los ríos de la región de Florida (Barbour et al. 1996). Finalmente se obtiene un valor para el índice integrado sumando los valores de ponderación asignado a cada bioindicador en cada sitio. El poder de discriminación del índice integrado se prueba comparando la distribución de los valores en la condición de referencia contra la distribución de sus valores en los sitios impactados (Figura 3).

V) Determinación de valores críticosDependiendo del número de atributos seleccionados y de los valores de normalización asignados, la magnitud del índice integrado variará dentro de un intervalo definido. Para el caso de la Tabla 6, el índice integrado puede alcanzar un valor máximo de 40 y mínimo de 8. A fin de establecer valores críticos que permitan clasificar los sitios de estudio de acuerdo al estado de su condición biológica, el rango de valores del índice se divide en varias categorías y a cada una se le asocia un determinado nivel de la condición biológica. Para el ejemplo referido en la Tabla 6, las categorías que resultaron se muestran en la Tabla 7. B) Fase IIUna vez desarrollado el índice integrado y establecido el sistema de clasificación de la condición biológica, se debe iniciar un programa de bioevaluación de sitios potencialmente perturbados. A continuación se muestra como ejemplo el esquema siguiente: - Selección de sitios: a fin de evaluar el impacto del hombre sobre los recursos hídricos, es necesario localizar un conjunto de sitios en ríos con diferentes grados de perturbación. Entre los criterios de selección se pueden mencionar la presencia, dentro del área de estudio, de industrias, centros urbanos, obras de ingeniería o el desarrollo de actividades mineras, agropecuarias, forestales, etc.- Clasificación de los sitios: los sitios deben ser ubicados dentro de las categorías que le correspondan de acuerdo a los criterios utilizados para agrupar los sitios de referencia en clases relativamente homogéneas.

- Obtención de datos: los datos biológicos y ambientales se deben tomar utilizando las mismas técnicas y equipos usados en los sitios de referencia.- Cálculo del índice: sólo se miden las variables indicadores, se les asigna el valor de ponderación que les corresponde y se suman obteniéndose el valor del índice integrado.- Comparación de condiciones: se comparan los valores del índice de los sitios impactados con el de la condición de referencia. - Establecimiento de la condición biológica: los sitios potencialmente impactados se ubican dentro de una determinada condición biológica de acuerdo a los criterios de bioevaluación previamente establecidos.

MODELOS DE PREDICCIÓNEl uso de índices integrados para evaluar la condición biológica de los ríos ha tenido un gran auge en los Estados Unidos, mientras que en el Reino Unido, Canadá y Australia el problema ha sido enfocado mediante el desarrollo de modelos de predicción basados en análisis multivariados (Wright et al. 1993, Norris 1996, Bailey 1996, Reynoldson et al. 1997, Norris y Hawkins 2000). Igual que para los índices integrados éste enfoque compara sitios impactados con sitios de referencias poco perturbados. La diferencia fundamental entre ambos enfoques esta en la manera de medir la integridad biótica. Hemos visto que desde la perspectiva de los índices integrados esta propiedad se evalúa midiendo diversos atributos que al reunirlos producen una medida de la condición biológica la cual se compara con el mismo tipo de medida para la condición biológica óptima (= integridad biótica). En el caso de los modelos de predicción, la integridad biótica esta definida en términos de la composición de la biota. Es decir que el estado de salud de un río viene dado por la diferencia que existe en la composición de taxa entre los sitios impactados y los de referencia siempre y cuando ambos grupos de sitios tengan condiciones fisicoquímicas similares (Norris y Hawkins 2000). La premisa que sustenta este punto de vista considera que las perturbaciones producen la pérdida o el reemplazo de los taxa que conformaban la biota que originalmente existía en condiciones naturales no degradadas. De manera que la composición de la biota en un sitio impactado debe diferir de la composición de la biota en un sitio en buenas condiciones. Según Norris y Hawkins (2000) la tasa de pérdida es una medida fundamental de la

degradación biológica puesto que los taxa representan las unidades básicas a partir de las cuales se construyen los niveles superiores de organización biológica. Los mismo autores señalan que por consiguiente los cambios en la similitud de la composición es un indicador de cambios que conllevan riesgo en el ámbito de la comunidad (todas las formas de riqueza) o a nivel del ecosistema (flujo de energía, y ciclo de nutrientes). Los modelos de predicción de mayor aplicación son el BEAST (BEnthic Assessment of SedimenT) en Canada (Reynoldson et al. 1995), el RIVPACS (River InVertebrate Prediction And Clasification System) en el Reino Unido (Wright et al. 1993) y el AUSRIVAS (AUStralian RIVer Assessment Scheme model) en Australia (Parson y Norris 1996). En términos generales, el proceso de aplicación de ésta metodología se puede dividir 58 en las etapas siguientes:I) Selección de los sitios de referencia.Aunque los criterios para escoger los sitios de referencia son similares a los usados con el método de integración biótica, (Hughes 1995, Reynoldson y Rosenberg 1996), ambos enfoque difieren en la clasificación de los mismos. Los métodos integrados parten del supuesto que sitios con condiciones fisicoquímicas similares soporten una biota similar, por lo tanto los sitios de referencia se ubican dentro de estratos regionales relativamente homogéneos a fin de disminuir en lo posible la variabilidad natural de las condiciones ambientales que existe entre sitios; en los modelos de predicción los sitios de referencia son agrupados en función de la composición de la comunidad de macroinvertebrados. Es decir que un grupo de sitios de referencia lo componen aquellos cuya composición de fauna tiene mayor parecido, aunque se encuentren geográficamente distanciados. Una precaución importante que se debe tener en la selección de los sitios de referencia es que la misma debe reflejar la variabilidad de los hábitats naturales existentes dentro de la zona geográfica delimitada en el estudio.II) La comunidad bioindicadora.El desarrollo de los modelos de predicción requiere que se trabaje con toda la comunidad de macroinvertebrados, por lo tanto es necesario tratar de colectar todos los taxa a fin de describir la estructura comunitaria. Esta tarea se ha facilitado con el desarrollo tecnológico de la informática y la computación que ha permitido un uso más intenso y rápido de los métodos multivariados en el análisis de datos. Sin embargo, cuando se trabaja con datos taxonómicos se puede dificultar la aplicación de los métodos multivariados, debido a la gran cantidad de ceros que ocurren por la presencia de especies raras. Reynoldson y Rosenberg (1996) sugieren eliminar aquellos taxa que contribuyen con menos del 1% del número total o con una frecuencia de aparición en los sitios menor al 10%, puesto que son especies que no añaden mayor información al análisis y poco contribuyen a la estructura de la comunidad. Sin embargo Cao et al. (2001) señalan que la exclusión de las especies raras puede conducir a la subestimación de las perturbaciones disminuyendo la sensibilidad de los análisis multivariados para detectar los impactos sobre la biota.III) Desarrollo del Modelo.Después de efectuado el agrupamiento de los sitios de referencia se procede a seleccionar aquellos atributos con mayor poder de predicción de la condición biológica y poco afectados por el impacto humano (Ej. Altitud, orden del río, medidas morfológicas, composición del fondo, algunas variables fisicoquímicas, etc). Esta selección se puede hacer mediante una Análisis de Discriminantes estableciendo correlaciones entre los valores de las variables y los valores de ordenación de los datos biológicos. Una vez escogidas las mejores variables se procede a desarrollar una función que permita predecir con cierta probabilidad los taxa presentes en cada una de las clases de sitios de referencia.IV) Uso del Modelo.Para evaluar la condición de los sitios potencialmente impactados, se procede a medir en cada uno de ellos el conjunto de variables ambientales seleccionadas y a colectar una muestra de la fauna de macroinvertebrados. Con los valores de las variables y la función discriminante, los sitios de prueba se asocian con los correspondientes sitios de referencia. Luego se procede a comparar la composición de taxa encontrada en los sitios de prueba con la composición de taxa esperada. La diferencia encontrada es una medida del grado de perturbación en los sitios estudiados. Las comparaciones están basadas en la presencia y ausencia de los taxa. Por ejemplo en el sistema AusRivAs (Australian River Assesement Scheme) para evaluar las diferencia entre los sitios de referencia y los sitios de prueba se calcula la relación entre el número de taxa observados sobre el número de taxa esperados (O/E). Reynoldson et al. (1997), establecen un esquema de valoración del impacto humano en función de la distancia, medida en desviaciones estándar, que separa la relación O/E para los sitios de prueba y el valor promedio de la relación O/E para los sitios de referencia (Tabla 8).

INDICES INTEGRADOS VS. MODELOS DE PREDICCIÓNEn conclusión se puede decir que los índices integrados y los modelos de predicción son los dos métodos biológicos que mayor uso tienen en la actualidad. Desde su introducción ha existido una fuerte controversia entre los defensores de ambos enfoques quienes intentan demostrar la superioridad de la posición que cada bando defiende, esta discusión todavía se mantiene. Los dos puntos de vista tienen algunos aspectos en común como es el estar fundamentados en la comparación de sitios impactados contra sitios de referencia. También comparten la forma de seleccionar los sitios a evaluar y en el tipo de datos biológicos y ambientales a usar. En cuanto a las diferencias se encuentran, entre otras, las siguientes: la forma de medir la integridad biótica, el sistema de clasificación de los sitios de referencia, los criterios para seleccionar los atributos indicadores y los métodos usados para comparar los sitios perturbados con los de referencia. Las bondades y defectos de ambos enfoques han sido expuestas por diferentes proponentes (Fore et al. 1996, Cao et al. 1996, Boulton 1999, Karr y Chu 1999 2000, Gerritsen et al. 2000, Norris y Hawkins 2000). Entre las ventajas de los índices integrados se encuentran las siguientes: una fácil interpretación dado que la información esta resumida en un único valor que se compara con el de un valor patrón; concentran la información de varios niveles de organización ecológica en una sola medida; es una metodología poco costosa debido a la baja relación costo/beneficio en su aplicación; reflejan de manera confiable las respuestas biológicas de la biota a la intervención humana y son sensibles a los análisis estadísticos univariados (Fore et al. 1996, Karr y Chu 1999, Gerritsen et al. 2000). Entre las desventajas que se le atribuyen a los índices integrados destacan las siguientes: se construyen seleccionando empíricamente los atributos indicadores puesto que no existe un conjunto de variables que conceptualmente definan la integridad biótica; hay un descarte de información cuando se eliminan algunos bioindicadores redundantes; pueden fallar en la detección de nuevos problemas cuyos efectos no son considerados por el índice debido a que los factores que los ocasionan no estaban operando al momento de seleccionarse las variables bioindicadoras usadas en su construcción; y finalmente los índices integrados pueden llegar a sobrestimar el deterioro de ciertos sitios por ser generados usando atributos que sólo responden a la actividad humana (Reynoldson et al. 1997, Norris y Hawkins 2000). Los propulsores de los modelos de predicción le atribuyen las ventajas siguientes: no parten de supuestos a priori acerca de la composición de la fauna de los sitios de referencia; el grado de deterioro de un sitio se obtiene midiendo la disminución de su biodiversidad, concepto fácilmente entendible que afecta sensiblemente la opinión pública; la asociación entre sitios impactados y los de referencia se hace con datos que no están asociados a la condición biológica (Reynoldson et al. 1997, Norris y Hawkins 2000). Entre las desventajas que se le atribuyen a los modelos de predicción se encuentran las siguientes: la aplicación de los métodos de análisis multivariadosrequieren del cumplimiento de ciertos supuestos estadísticos que son difíciles de obtener cuando se trabaja con datos de biomonitoreo; omiten información biológica importante cuando se eliminan especies raras para poder aplicar los análisis multivariados y en ciertas situaciones son incapaces de discriminar entre la variación natural y la variación inducida por la acción de factores de origen humano (Fore et al. 1996, Karr y Chu 1999).Extraído de: Segnini, S. 2003. El Uso de los Macroinvertebrados Bentónicos como Indicadores de la Condición Ecológica de los Cuerpos de Agua Corriente. Universidad de Los Andes. Fac. de Ciencias. Departamento de Biología. Laboratorio de Ecología de Insectos. La Hechicera. Mórida.

Ecotrópicos 16(2):45-63. Trabajo originalmente presentado en el I Simposio Venezolano de Ecología de Aguas Continentales, Maracaibo, diciembre de 2001. Venezuela.

Las especies indicadoras también son aquellos organismos (o restos de los mismos) que ayudan a descifrar cualquier fenómeno o acontecimiento actual (o pasado) relacionado con el estudio de un ambiente Las especies tienen requerimientos físicos, químicos, de estructura del habitat y de relaciones con otras especies. A cada especie o población le corresponden determinados límites de estas condiciones ambientales entre las cuales los organismos pueden sobrevivir (límites máximos), crecer (intermedios) y reproducirse (límites más estrechos). En general, cuando más estenoica sea la especie en cuestión, es decir, cuando más estrechos sean sus límites de tolerancia, mayor será su utilidad como indicador ecológico. Las especies bioindicadoras deben ser, en general, abundantes, muy sensibles al medio de vida, fáciles y rápidas de identificar, bien estudiadas en su ecología y ciclo biológico, y con poca movilidad.A principios de siglo se propuso la utilización de listas de organismos como indicadores de características del agua en relación con la mayor o menor cantidad de materia orgánica. La idea de usar como indicadores a las especies se generalizó, aplicándose a la vegetación terrestre y al plancton marino. En determinadas zonas las plantas se usaron ampliamente como indicadores de las condiciones de agua y suelo; algunas plantas, de la presencia de uranio, etc.En oceanografía los bioindicadores se utilizan en estudios de hidrología, geología, transporte de sedimentos, cambios de nivel oceánico, o presencia de peces de valor económico, por ejemplo. Los indicadores hidrológicos son organismos mediante los cuales se pueden diferenciar las distintas masas de agua de mar (masas que difieren en sus características físicas, químicas, de flora y fauna, y que se caracterizan, en general, por su temperatura y salinidad) y determinar sus movimientos. Los organismos pueden ser usados como sensores de una masa de agua, requiriéndose que sean fuertemente estenoicos para que no sobrevivan a condiciones diferentes a las de la masa de agua que caracterizan, o bien como trazadores de una corriente, si son más o menos resistentes a los cambios ambientales y sobreviven en condiciones diferentes, indicando la extensión de una corriente que puede atravesar varias masas de agua. Estos métodos biológicos son más útiles que las determinaciones físicas o químicas especialmente en las zonas marginales, de cambio, y, además, informan sobre el grado de mezcla de dos tipos de agua en las zonas intermedias.La utilización de organismos vivos como indicadores de contaminación es una técnica bien reconocida. La composición de una comunidad de organismos refleja la integración de las características del ambiente sobre cierto tiempo, y por eso revela factores que operan de vez en cuando y pueden no registrarse en uno o varios análisis repetidos. La presencia de ciertas especies es una indicación relativamente fidedigna de que durante su ciclo de vida la polución no excedió un umbral.Muchos organismos, sumamente sensibles a su medio ambiente, cambian aspectos de su forma, desaparecen o, por el contrario, prosperan cuando su medio se contamina. Según su sensitividad a la polución orgánica se clasificaron especies como intolerantes, facultativas, o tolerantes.Los indicadores de contaminación por deshechos industriales generalmente son resistentes a la falta total o parcial de oxígeno, la baja intensidad de luz, etc. Los monitoreos biológicos son muy útiles, ya que, por ejemplo, la acumulación de metales pesados en organismos acuáticos puede ser 10 millones de veces mayor a la del ambiente donde viven.El uso de organismos indicadores de contaminación requiere conocer las tolerancias ecológicas y los requerimientos de las especies, así como sus adaptaciones para resistir contaminantes agudos y crónicos. Las investigaciones sobre organismos indicadores de polución comprenden el estudio autoecológico, en el laboratorio, para establecer los límites de tolerancia de una especie a una sustancia o a una mezcla de ellas mediante ensayos de toxicidad; y el sinecológico, que se basa en la observación y análisis de las características ambientales de los sitios en los cuales se detectan con más frecuencia poblaciones de organismos de cierta especie. Algas, bacterias, protozoos, ciertas plantas acuáticas, macroinvertebrados y peces son los más usados como indicadores de contaminación acuática.Se menciona los siguientes ejemplos:

La especie Pistia Stratiotes (repollito de agua) como bioindicador:La especie vegetal acuática denominada Pistia stratiotes conocida vulgarmente como “repollito o lechuga de agua” cumple los requisitos para ser considerada un buen bioindicador de calidad de agua: es una

especie abundante, forma parte de nuestros ecosistemas acuáticos, muestra un rápido crecimiento, es de fácil manejo en el laboratorio y es sensible a la presencia de contaminantes.La Pistia stratiotes es una especie de planta acuática vascular y flotante, nativa de Sudamérica.Pertenece a la familia de las Aráceas, nombre común de una familia de plantas que comprende aproximadamente 2.000 especies herbáceas, muchas de ellas terrestres, algunas epifitas (viven sobre otras plantas) y otras acuáticas. Esta familia está representada sobre todo por plantas herbáceas con una inflorescencia (agrupamiento de flores) peculiar, caracterizada por una bráctea grande, con frecuencia vistosa, llamada espata, que abraza y a veces rodea el espádice, grupo de flores pequeñas, inconspicuas si se consideran individualmente, dispuestas sobre un eje alargado.El olor hediondo que emiten algunas de estas inflorescencias atrae a las moscas de la carroña, que quedan atrapadas en la espata y realizan así la polinización. La familia Aráceas es primordialmente tropical, aunque hay representantes en las regiones de clima templado.La Pistia stratiotes es una hierba acuática que se asemeja a una cabeza abierta flotante de la lechuga (de allí su nombre vulgar). La lechuga del agua habita lagos, ríos y canales, formando de vez en cuando las esteras densas grandes. Esta planta acuática se propaga generalmente por medio de los estolones que se rompen fácilmente de las cuentas de la planta. También se reproduce sexualmente por medio de semillas.Tiene hojas gruesas, de color verde embotado ligero, melenudas y surcadas y con abundantes aerénquimas (espacios aéreos). Las raíces son abundantes, de color claro y plumosas. Sus flores son discretas. Los ejemplares de Pistia stratiotes alcanzan dimensiones que van en altura desde los 5 hasta los 20 cms. y en diámetro desde los 6 hasta los 20 cms. El rango de temperatura apto para su desarrollo va desde los 17 hasta los 30º C. Son de crecimiento rápido y necesitan un pH de 5 –8 para su óptimo crecimiento.

La especie Lemma laevigatum como bioindicador:La especie vegetal acuática denominada Lemma laevigatum conocida vulgarmente “Trébol de agua” o “corazones flotantes”, al igual que la especie citada anteriormente, también puede ser considerada un buen bioindicador ya que también cumple con los requisitos para ser considerada como tal, a saber: es una especie abundante, forma parte de nuestros ecosistemas acuáticos, muestra un rápido crecimiento, es de fácil manejo en el laboratorio y es sensible a la presencia de contaminantes.La Lemma laeviatum es una especie perteneciente a la familia de las Hidrocaritáceas y son plantas flotantes y vasculares originarias de Sudamérica. Poseen 3 hojas en forma de cuchara, de color verde intenso y con abundantes aerénquimas. Se propaga de dos formas: por semillas o por estolones. Cuenta con un número no muy abundante de raíces (varían de 4 hasta 10) delgadas y largas (pueden llegar hasta los 30 cm). Es una especie muy frecuente en todo tipo de estanques, arroyos y lagunas. Alcanzan una altura de 1 a 5 cm. y un ancho de 5 a 10 cm. Tienen un requerimiento del luz mediano-alto y se desarrollan en rangos de temperatura que van desde los 18 hasta los 28º C. El porcentaje de tolerancia del pH es de 5-8.

Problemas simples:Teniendo en cuenta la problemática central y de acuerdo a lo expuesto en el marco teórico, surgen los siguientes interrogantes: 1) ¿Cómo será el comportamiento de especies vegetales que habitan en un medio con agua de la citada laguna, al compararlo con ejemplares de la misma especie pero que habitan en un medio con un agua de calidad como lo es el agua mineral?2) Si colocamos especies vegetales iguales en medios con distinta calidad de agua ¿se notarán diferencias sustanciales que sean atribuibles a la misma? Hipótesis principal o hipótesis de trabajo:De acuerdo a lo expuesto en el marco teórico sobre la aptitud tanto de la especie Pistia stratiotes como Lemma laevigatum como bioindicadores de calidad de agua y teniendo en cuenta la presencia de ambas especies en la Laguna de San Vicente, creemos que el agua de la misma es de calidad, es decir un agua libre de contaminantes y capaz de albergar todas las formas de vida que son habituales en cuerpos de agua dulce de similares características.

Hipótesis derivada:

Nuestra hipótesis derivada es que la presencia de distintos contaminantes en el agua pueden modificar inhibición o por potenciación, tanto el crecimiento como la proliferación de raíces y hojas en las plantas, tomándose como parámetro de referencia y de calidad “ideal” de agua al agua mineral.

Conclusiones:Como corolario de este trabajo de investigación y de acuerdo al análisis realizado de las experiencias realizadas podemos concluir:

De acuerdo a lo observado en la parte experimental de este trabajo, comprobamos que las especies Pistia stratiotes y Lemma laevigatum son excelentes bioindicadores de contaminación, ya que se mostraron extremadamente sensibles a la presencia de contaminantes, aún en concentraciones infímas.

Confirmamos nuestra hipótesis principal: el agua de la laguna de San Vicente, está libre de contaminantes y es un agua de calidad. Esto quedó demostrado de dos formas: por un lado la presencia en la misma de especies como Pistia stratiotes y Lemma laevigatum (que por lo analizado en el punto anterior, son excelentes bioindicadores de contaminación), ya de por sí es un indicio de ausencia de contaminantes, por otro lado en las experiencias realizadas los ejemplares colocados en el medio con agua de la laguna fueron los que se comportaron con mayor similitud a los del medio testigo (agua mineral). En todos los demás medios, aún el que contenía agua de red, se notó una gran disparidad al compararlos con el medio “testigo”. En este sentido, uno de los gráficos más representativo de dichas relaciones, es el correspondiente a la variación en la longitud de las hojas, donde se percibe claramente la similitud entre las curvas del medio testigo (___) y del agua de la laguna (____) y las notorias diferencias de éstas con respecto a las curvas de los demás medios:

Confirmamos nuestra hipótesis derivada: pudimos observar cómo la calidad del agua influye en el crecimiento y desarrollo de las plantas, esto se vio reflejado en la disparidad de comportamiento de las plantas en los distintos medios. En algunos tuvo un efecto inhibitorio, en otros potenció la variable a analizar (cantidad, longitud) pero discrepando siempre con el parámetro a tomar en cuenta: el agua mineral. El siguiente gráfico (que al igual que al anterior ya fueron objeto de análisis en la sección “Resultados y Discusión) muestra claramente la divergencia en el porcentaje de la variación de la longitud de las raíces en los distintos medios:

Los contaminantes utilizados en esta experiencia y que son de uso habitual (lavandina, vinagre y limpiador para pisos) si bien modifican las variables analizadas (longitud y cantidad de raíces y hojas) no presentan, al menos en las concentraciones utilizadas, una toxicidad tal que produzca algún efecto en las estructuras celulares.

El trabajo previo sobre el tema y que formó parte de los insumos para este trabajo de investigación (“Bioensayos para la Detección de Contaminación en el agua” de Bórtoli, Martin y Contreras, Ignacio que obtuviera el 3º Premio Argentino Junior del Agua del año 2000 ) carece de credibilidad, ya que, en vista de lo ocurrido en nuestro propio trabajo, la concentración de contaminantes que afirman haber utilizado y la alta sensibilidad demostrada por las especies utilizadas sencillamente imposibilitan experiencias de este tipo.

Extraído de: García C. & M. Rodríguez. Proyecto de Investigación. p. 4-6, 21 de 22.

APLICACIÓN DE Bioindicadores de la calidad del suelo: herramienta metodológica para la evaluación de la eficacia de un proceso fitorremediador:

http://www.revistaecosistemas.net/articulo.asp?Id=485

La supervivencia de nuestra sociedad está ligada de forma inextricable a la salud de nuestros suelos. Por desgracia, en las últimas décadas, este recurso se ha degradado rápidamente como consecuencia de una serie de amenazas derivadas de la actividad humana: (i) la erosión, (ii) la pérdida de materia orgánica, (iii) la contaminación, (iv) la impermeabilización o sellado (por la construcción de viviendas, carreteras y otras infraestructuras), (v) la compactación (derivada de la utilización de maquinaria pesada, la intensidad del pastoreo, etc.), (vi) la disminución de la biodiversidad, (vii) la salinización, (viii) las inundaciones y, finalmente, (ix) los deslizamientos de tierra. En concreto, como resultado principalmente de las actividades industrial y agraria, en los últimos años, se ha liberado en nuestros suelos una notable cantidad de sustancias químicas contaminantes que están, hoy en día, seriamente afectando la funcionalidad y sostenibilidad de este recurso, convirtiéndose así en un problema medioambiental de enorme repercusión para nuestra sociedad. No debemos olvidar que el suelo realiza numerosas funciones de vital importancia: producción de biomasa (alimentos, fibra y combustible), descomposición de la materia orgánica, reciclaje de los nutrientes, depuración del agua y regulación de la calidad del aire, destoxificación de contaminantes, sumidero de gases invernadero, hábitat para numerosos organismos, reservorio genético, depositario de herencia cultural, etc. Por ello, es esencial acometer con urgencia la remediación de los suelos contaminados para así garantizar la sostenibilidad de estos servicios que, de forma gratuita, nos provee el ecosistema suelo.Hasta hace poco, las únicas tecnologías de descontaminación de suelos contaminados estaban basadas en técnicas físicoquímicas. Estas técnicas, en general, tienen un alto coste económico, implican un elevado consumo de energía y, sobre todo, conllevan un impacto negativo, en ocasiones irreversible, sobre la integridad y funcionalidad del recurso suelo. A este respecto, en los últimos años, han surgido una serie

de tecnologías biológicas de descontaminación de suelos contaminados entre las que se puede destacar la biorremediación, i.e. la utilización de organismos (especialmente, microorganismos) para degradar compuestos contaminantes. Dentro de la biorremediación, recientemente, la fitorremediación ha emergido como una fitotecnología de gran potencial para la remediación de suelos, aire, sedimentos, y aguas contaminadas. Esta fitotecnología se basa en la capacidad de algunas especies vegetales (y microorganismos asociados) para tolerar, absorber, acumular y degradar compuestos contaminantes. Frente a las técnicas físico-químicas, la fitorremediación presenta una serie de ventajas entre las que se puede enfatizar su bajo coste de aplicación, su aproximación más ecológica, y el hecho de ser una tecnología social y estéticamente más aceptada. De hecho, la fitorremediación cada vez más se contempla como la alternativa ecológica a los destructivos métodos físico-químicos habitualmente empleados en nuestros días. Dentro del término fitorremediación, se diferencian una serie de fitotecnologías atendiendo, sobre todo, a los mecanismos implicados en la remediación de los contaminantes. Entre éstas, se puede destacar la fitoextracción, la fitofiltración (e.g., rizofiltración, blastofiltración), la fitoestabilización, la fitovolatilización, la fitodegradación (i.e., fitotransformación), la biorremediación asistida por plantas (i.e., fitoestimulación, rizodegradación), etc. (Alkorta et al., 2004).En relación con los metales, las dos fitotecnologías más prometedoras son: (i) la fitoextracción, o la utilización de plantas para extraer metales de los suelos y posteriormente acumularlos en los tejidos aéreos, y (ii) la fitoestabilización, o la utilización de plantas para reducir la disponibilidad de los contaminantes en el suelo y evitar así su dispersión. Al fin y al cabo, a diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales no se degradan por procesos químicos ni biológicos, por lo que presentan una alta persistencia en los suelos. A este respecto, aunque es bien cierto que los microorganismos puede ser utilizados para la remediación de suelos contaminados con metales (principalmente, mediante inmovilización por precipitación o reducción; existen microorganismos que utilizan metales como aceptores finales de electrones o los reducen como parte de un mecanismo de destoxificación), para la remediación in situ de estos emplazamientos, las plantas presentan una gran ventaja sobre los procesos microbianos: las plantas pueden literalmente “extraer” los metales del suelo. A este respecto, cabe mencionar que las plantas denominadas “hiperacumuladoras” son capaces de tolerar, absorber y acumular en sus tejidos altas concentraciones de metales, extrayendo de forma eficiente los metales del suelo.

La calidad del suelo como objetivo último de un proceso fitorremediadorEs muy importante recalcar que el objetivo último de un proceso fitorremediador de suelos contaminados no debe ser solamente eliminar el contaminante o, en su defecto, reducir su concentración hasta límites marcados en la legislación, sino sobre todo recuperar la salud del suelo, entendida ésta como la capacidad de este recurso para realizar sus funciones (i.e., proveer sus servicios) de forma sostenible desde una doble perspectiva antropocéntrica-ecocéntrica. En consecuencia, es indispensable disponer de un conjunto de indicadores fiables y relevantes que nos permitan evaluar la salud del suelo, para así poderlos aplicar durante la monitorización de la eficacia de los procesos fitorremediadores de suelos contaminados. Tradicionalmente, con este fin, se han utilizado de forma mayoritaria parámetros físico-químicos con potencial indicador de la salud del suelo (e.g., pH, contenido en materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico, capacidad de retención hídrica, etc.). Recientemente, los indicadores biológicos o bioindicadores (un bioindicador se define como “un organismo, o parte de un organismo, o una comunidad de organismos, utilizados para obtener información sobre la calidad del medio ambiente”) de la salud del suelo han surgido con fuerza en este campo debido al hecho de su mayor sensibilidad y rapidez de respuesta frente a las perturbaciones/variables introducidas en el ecosistema suelo y, sobre todo, por su carácter integrador (Alkorta et al., 2003). Algunos de los parámetros biológicos con potencial indicador de la salud del suelo más utilizados son: biomasa microbiana, respiración basal, nitrógeno mineralizable, actividades enzimáticas, grupos funcionales de la microflora, composición y diversidad de las comunidades microbianas, abundancia y diversidad de macro-, meso- y microfauna, patógenos de raíces, crecimiento y diversidad de plantas, etc. (Pankhurst et al., 1997).Sin duda, los indicadores biológicos de la salud del suelo, en especial aquellos relacionados con la biomasa, actividad y biodiversidad de las comunidades microbianas, presentan un enorme potencial como herramienta monitorizadora de la eficacia de un proceso fitorremediador. Estos bioindicadores son particularmente útiles para evaluar el efecto que tienen los procesos fitoextractores de suelos contaminados con metales sobre la salud del suelo. Por ello, en la siguiente sección, se describe brevemente un ensayo de fitoextracción a escala microcosmos, en el que se emplearon bioindicadores de

la salud del suelo para evaluar la eficacia del proceso fitorremediador. El objetivo del trabajo era determinar el efecto de un proceso fitoextractor de metales, empleando la especie hiperacumuladora de Zn Thlaspi caerulescens, sobre la salud del suelo, evaluada ésta a partir de parámetros biológicos con potencial indicador.

Ensayo de fitoextracción a escala microcosmosInicialmente, se muestrearon dos suelos contaminados con metales (Cd, Pb, Zn), uno altamente contaminado (SAC) y otro moderadamente contaminado (SMC), en una mina abandonada sita en el término municipal de Carranza, Bizkaia. Estos diferentes niveles de contaminación se reflejaban claramente en la estructura de la vegetación: en el SAC, sólo crecía la especie tolerante Festuca rubra, que había colonizado aproximadamente el 50% de la superficie del suelo (el otro 50% correspondía a suelo desnudo, no vegetado). Por el contrario, en el SMC, existía una mayor diversidad de especies tales como Ulex sp., Erica sp., helechos, herbáceas, etc. que cubrían totalmente la superficie del suelo. Al objeto de poder establecer comparaciones con un suelo “control” no contaminado (SNC), se muestreó suelo de una pradera natural polifita adyacente, cubierta principalmente por Bromus hordeaceus, Agrostis capillaris, Poa annua, Trifolium repens y Plantago lanceolata.El SAC tenía un pH de 6,7, un contenido en materia orgánica de 4,8%, una relación C/N de 14, y 18.900 mg Zn kg-1, 4.930 mg Pb kg-1 y 15 mg Cd kg-1. Por su parte, el SMC tenía un pH de 5,6, un contenido en materia orgánica de 3,5%, una relación C/N de 13, y 890 mg Zn kg-1, 340 mg Pb kg-1 y 3 mg Cd kg-1. Antes de realizar el ensayo a escala microcosmos, se determinaron una serie de bioindicadores en los tres suelos (SAC, SMC, SNC) para determinar el impacto de los diferentes niveles de contaminación sobre la actividad de la biota del suelo. En la Figura 1, se puede observar el efecto de los metales sobre la respiración basal (medida de la actividad biológica del suelo) y sobre una serie de actividades enzimáticas: deshidrogenasa (indicadora de población microbiana viable), arilsulfatasa (cataliza la hidrólisis de ésteres de sulfato orgánico liberando sulfato, fuente de S disponible para la plantas), ureasa (cataliza la hidrólisis de urea a dióxido de carbono y amonio, fuente de N disponible para la plantas), -glucosidasa (participa en la hidrólisis de polímeros de residuos de plantas, como la celobiosa, liberando glucosa, fuente de energía para los organismos heterótrofos del suelo), fosfatasa ácida (a partir de fósforo orgánico, libera fosfato, fuente de P disponible para las plantas) y la hidrólisis del diacetato de fluoresceína (indicador de actividad enzimática total). Como se puede ver en dicha Figura 1, según aumenta la concentración en metales, disminuyen tanto la actividad biológica de la biota del suelo como las distintas actividades enzimáticas aquí estudiadas. De ello, se deduce que estos parámetros biológicos son sensibles al impacto del metal y, por ello, potencialmente herramientas válidas para evaluar la eficacia de un proceso fitoextractor.

Posteriormente, en una cámara de crecimiento bajo condiciones controladas, se estableció un ensayo de fitoextracción a escala microcosmos con T. caerulescens utilizando los 2 suelos contaminados (SAC, SMC). Las plantas se hicieron crecer en tiestos (3 réplicas por tratamiento), con suelo contaminado,

durante 4 meses. Previamente, los suelos fueron fertilizados con 120 mg kg-1 de NPK para favorecer el crecimiento de las plantas. Asimismo, en el ensayo, se incluyeron tiestos con suelo contaminado sin plantas, a modo de suelo control, no vegetado. Al cabo de 4 meses, las plantas se cosecharon y se determinó la concentración de metal en planta (parte aérea y raíz), confirmando la excepcional capacidad de T. caerulescens para absorber Zn en raíz y ulteriormente traslocarlo a los tejidos aéreos. Se observó que, al final del experimento, los niveles de Zn en raíz y parte aérea fueron significativamente más elevados en el SAC que en el SMC. De hecho, las plantas crecidas en el SAC mostraron una concentración de Zn en parte aérea superior a 2,1% en peso seco. Por su parte, la concentración de Zn en parte aérea de las plantas crecidas en el SMC fue aproximadamente de 1,5% en peso seco. Una vez cosechadas las plantas, se determinaron una serie de parámetros biológicos con potencial indicador de la salud del suelo en suelo rizosférico (la rizosfera es el volumen de suelo que recibe influencia de la raíz; en general, la parte del suelo inmediata a las raíces) y suelo no-rizosférico. A modo de ejemplo, en la Tabla 1, se muestran los valores de carbono de la biomasa microbiana (medida de biomasa microbiana) en suelo rizosférico, frente al suelo control de los tiestos incubados en ausencia de plantas. En ausencia de plantas, el carbono de la biomasa microbiana era claramente menor en el SAC frente al SMC (171 ± 32 y 238 ± 10 mg C kg-1, respectivamente). Por el contrario, en suelo rizosférico, la presencia de T. caerulescens (el efecto combinado de su crecimiento y fitoextracción) condujo a valores más elevados y similares en ambos tipos de suelo contaminado (248 ± 13 y 246 ± 15 mg C kg-1 en SAC y SMC, respectivamente). Este aumento de la biomasa microbiana probablemente es debido a la presencia de carbono extra, procedente de los exudados de las raíces.

Asimismo, además de otros parámetros no mostrados aquí, se determinaron los perfiles fisiológicos de la comunidad microbiana mediante el empleo de placas Biolog EcoPlatesTM. Estas placas permiten estimar la diversidad funcional de las comunidades microbianas del suelo a partir de la evaluación de su capacidad para utilizar diferentes sustratos de carbono. Como puede observarse en la Figura 2, en el SAC, el desarrollo medio de color en los pocillos de las placas (AWCD) fue idéntico en los tres tipos de muestras de suelo estudiadas: suelo incubado en ausencia de plantas (control, no vegetado), suelo rizosférico, y suelo no-rizosférico procedente de tiestos con T. caerulescens. Por el contrario, en el SMC, se puede observar que el suelo rizosférico presenta unos valores de AWCD superiores a los otros dos tipos de suelo. En consecuencia, es posible concluir que la presencia de T. caerulescens condujo a valores más altos de biodiversidad funcional microbiana respecto al suelo no fitorremediado (suelo control, no vegetado).

Esta misma tendencia se refleja en el análisis del número de sustratos utilizados (NSU) (Fig. 2) por la comunidad microbiana heterótrofa cultivable. Como puede observarse en dicha Figura 2, en el SAC no

hay grandes diferencias en lo que respecta al NSU. Por el contrario, en el SMC, la presencia de T. caerulescens modificó la comunidad microbiana rizosférica aumentando significativamente su capacidad para utilizar sustratos de carbono diferentes.

ConclusionesComo resultado del proceso fitoextractor, frente al suelo desnudo no fitorremediado, en el suelo rizosférico de los tiestos con SMC se observó un aumento tanto de la biomasa microbiana como de la diversidad funcional de las comunidades microbianas heterótrofas cultivables. A pesar de que, en las plantas crecidas en el SAC, se observaron concentraciones de metal en parte aérea superiores a las encontradas en aquellas crecidas en el SMC, el aumento de la funcionalidad microbiana no se observó en el SAC probablemente debido al efecto tóxico producido por los altos niveles de metales aún presentes en dicho suelo después del ensayo. Los indicadores biológicos de la salud del suelo presentan un gran potencial para evaluar la eficacia de un proceso fitoextractor de metales.Nota 1. El término “funciones” es muy utilizado en este contexto; no obstante, debido a sus connotaciones teleológicas y antropocéntricas, probablemente no sea el vocablo más adecuado y, por ello, en ocasiones, se utilizan otros términos alternativos como, por ejemplo, “servicios”.Nota 2. Al igual que sucede con los términos “sostenibilidad”, “desarrollo sostenible”, “salud del ecosistema”, “salud medioambiental”, etc. algunos de ellos de clara naturaleza multidisciplinar e incluso transdisciplinar, existen en la literatura numerosas definiciones y una considerable controversia y debate (unas veces fructífero y otras estéril), sobre el concepto “salud del suelo”. El debate sobre los términos “calidad del suelo” y “salud del suelo”, utilizados indistintamente por algunos autores y claramente diferenciados por otros, no es objeto de este artículo. Extraído de: Garbisu, C.; J. Becerril; L. Epelde & I. Alkorta. 2007. Bioindicadores de la Calidad del Suelo: Herramienta Metodológica para la Evaluación de la Eficacia de un Proceso Fitorremediador. Ecosistemas, Revista Científica y Técnica de Ecología y Medio Ambiente. 16(2): 44-49. http://www.revistaecosistemas.net/articulo.asp?Id=485