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RIQUEZA, OCUPACIÓN Y ROLES FUNCIONALES POTENCIALES DE LAS AVES EN RELACIÓN A LOS USOS DE LA TIERRA Y LA PRODUCTIVIDAD DE LOS AGROECOSISTEMAS: UN EJEMPLO EN LA ECORREGIÓN PAMPEANA

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Capítulo 8
RIQUEZA, OCUPACIÓN Y ROLES FUNCIONALES
POTENCIALES DE LAS AVES EN RELACIÓN A LOS
USOS DE LA TIERRA Y LA PRODUCTIVIDAD DE
LOS AGROECOSISTEMAS: UN EJEMPLO EN LA
ECORREGIÓN PAMPEANA
María E. Zaccagnini
1
, Jeffrey J. Thompson
1
, Jaime Bernardos
2
, Noelia Calamari
3
,
Andrea Goijman
1
y Sonia Canavelli
3
1
Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria (INTA). Instituto de Recursos
Biológicos. De los Reseros y Las Cabañas s/n. (1712)Castelar, Argentina. Email
Zaccagnini: mzaccagnini@cnia.inta.gov.ar -
2
Instituto Nacional de Tecnología
Agropecuaria (INTA). EEA Ing. Agr. Guillermo Covas. Ruta Nac. 5, km 580, C.C.
11, (6326)Anguil, La Pampa. Argentina -
3
Instituto Nacional de Tecnología
Agropecuaria (INTA). EEA Paraná. Ruta Nac. 11, km 12.5, (3101)Oro Verde, Entre
Ríos, Argentina.
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Resumen. Los agroecosistemas constituyen paisajes en mosaico en los que se integran usos
múltiples de la tierra en función de las actividades productivas que allí se desarrollan. En la Región
Pampeana central, la estructura y composición del paisaje se ha simplificado, por lo cual es posible
que se haya visto afectado el estado de conservación de las aves. Las aves cumplen servicios
ecosistémicos como la provisión de recursos, la regulación de poblaciones de especies perjudiciales,
el soporte de procesos ecosistémicos (como la polinización) y dan bases para actividades culturales.
En el ámbito agropecuario, estos servicios ecosistémicos suelen pasar desapercibidos, con el riesgo
de perderlos aun antes de que puedan ser evaluados y valorados. Nuestro objetivo es analizar las
comunidades de aves en agroecosistemas de la agroecorregión pampeana en relación al uso de la
tierra y la productividad, como un modo de inferir los impactos potenciales de la agriculturización
sobre la salud ambiental. Así mismo, analizamos los servicios ecosistémicos que, en términos
potenciales, podrían brindar las comunidades de aves en esta región, y destacamos la utilidad
de un monitoreo regional anual para su seguimiento e, indirectamente, los servicios que podrían
estar prestando. Analizamos las variaciones en la riqueza específica de comunidades en un área
de 255000 km
2
de la agroecorregión pampeana entre los años 2003 y 2008. Las 244 especies de
aves detectadas fueron clasificadas en 12 grupos tróficos funcionales y agruparon en 3 grupos:
insectívoras, rapaces (depredadoras y carroñeras) y granívoras. Sobre la base de esta clasificación
estimamos la ocupación proporcional de los grupos funcionales y modelamos su distribución
espacio-temporal en relación a la proporción de área con cultivos y al índice de vegetación
normalizado (IVN). El análisis de ocupación demuestra una relación negativa significativa entre
la presencia de gremios tróficos y el área cubierta de cultivos anuales, y una baja relación
con la productividad primaria. Este patrón es similar al presentado en trabajos previos para la
agroecorregión pampeana. Por último, se considera que una mayor diversidad y redundancia
ecológica conllevaría a niveles mayores de provisión de servicios; presentamos que una reducción
en la riqueza de aves en la agroecorregión pampeana está relacionada con el incremento de áreas
con cultivos anuales, lo que se traduciría en una pérdida de servicios provistos por la biodiversidad.
De este modo, esperamos contribuir al desarrollo de estrategias agrícolas que valoren tanto la
provisión de bienes cultivables como los atributos naturales de los agroecosistemas.
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La intensificación agrícola y los impactos sobre las comunidades de aves y su
funcionalidad
En ciertos lugares del mundo, la intensificación agrícola ha generado una declinación amplia en
las poblaciones de varios grupos taxonómicos asociados a ambientes agrícolas. En una escala
regional, estas declinaciones han estado asociadas a cambios en las prácticas agrícolas, las que
modificaron la disponibilidad de recursos y generaron efectos asociados con las poblaciones de
insectos y de aves (Benton et al. 2003). La intensificación agrícola generó no sólo la disminución
en la abundancia poblacional de algunas especies de aves, sino también sobre una significativa
contracción en su rango de distribución en el último cuarto del siglo XX, en Europa en particular
(Gaston 2010). Estos efectos han sido más notables en países del oeste europeo que en los del
este debido a políticas y a condiciones tecnológicas que favorecieron la intensificación (Donald et
al. 2001).
Procesos de agriculturización como los documentados en Europa están ocurriendo en muchos
países del mundo. En Argentina suceden no sólo dentro de las áreas tradicionalmente agrícolas, sino
también en regiones marginales y de fronteras agrícolas, donde se ven procesos de extensificación
que aún no han entrado en etapas de intensificación como las que se dan dentro de la región
pampeana central, en las que la pérdida de diversidad de ambientes es ya indiscutible (Oesterheld
2005, Paruelo et al. 2005, Bilenca et al. 2009).
La constatación de procesos de reducción de la superficie y calidad de hábitats motivan la necesidad
de comprender las causas y efectos sobre grupos de la biodiversidad (Gaston 2010). Para ello se
analizan variables de nivel tecnológico y se desarrollan modelos que permitan predecir la tendencia
poblacional y la distribución de un conjunto de especies que, “a priori”, se evalúan como sensibles
a los procesos de intensificación agropecuaria (Donald et al. 2001). Estos abordajes brindan
líneas de base para explorar estudios en mayor detalle, enfocados en especies para las cuales se
podrían generar datos y detectar impactos con mayor detalle. Por ejemplo, mediante modelos
de naturaleza multivariada es posible comprender las interacciones entre las prácticas agrícolas
y las múltiples vías por las cuales las aves son impactadas, e indicar los aspectos del manejo que
deberían ser corregidos a fin de permitir la viabilidad poblacional de las mismas (Benton et al.
2003). La comprensión de los efectos indirectos de los plaguicidas sobre las poblaciones permitiría
modificar aspectos específicos del manejo agrícola que generen beneficios para especies o para
grupos de especies particulares. Así mismo, la pérdida de heterogeneidad, el nivel de perturbación
y la fragmentación en los agroecosistemas generan impacto sobre muchos otras taxas y, por lo
tanto, los impactos sobre las aves podrían insinuar declinaciones en biodiversidad así como de
procesos de homogeneidad funcional en las comunidades (Devictor y Jiguet 2007).
Las aves como indicadoras de salud en los ecosistemas
La variedad de procesos biológicos a monitorear en los agroecosistemas son numerosos, por
lo que es esencial identificar indicadores sensibles a los cambios y usarlos como herramientas
de monitoreo para el manejo sostenible de los sistemas productivos. “En biología, un indicador
es un organismo que está tan asociado con condiciones ambientales particulares de modo que
su presencia indica la existencia de esas condiciones” (Caro y O’Doberty 1999). Dentro de los
grupos biológicos más sensibles para detectar cambios en los ecosistemas se encuentran los
invertebrados. Sin embargo, debido a la elevada complejidad de su monitoreo, en especial en las
INTRODUCCIÓN
Las actividades humanas en ecosistemas productivos, como los agroecosistemas, generan
cambios que pueden afectar, o afectan, el estado de las poblaciones de especies silvestres y el
funcionamiento ecológico de las comunidades a las que pertenecen. La producción de cultivos
de agroalimentos y las futuras demandas por bioenergía generan y generarán mayores cambios
estructurales en los ecosistemas, con modificaciones en la composición y en la configuración
de los ambientes naturales, ya sea por la modificación y/o por el reemplazo de las coberturas
vegetales como por su disposición espacio-temporal en los ecosistemas (Dale et al. 2010). Estos
cambios alteran la aptitud y la extensión de los hábitats para las especies silvestres (Bennet et al.
2006) y sus interacciones (Sekercioglu et al. 2004, Wiens et al. 2002, Wiens y Moss 2005).
Uno de los factores de disturbio asociados a los procesos productivos es el uso de insumos
tecnológicos para incrementar la productividad (fertilizantes) o controlar efectos negativos de
plagas y enfermedades (plaguicidas). Estas sustancias, de diferente naturaleza y nivel de toxicidad,
pueden afectar no sólo las condiciones del hábitat y el estado de las poblaciones silvestres (Hooper
et al. 2002, Zaccagnini 2006) sino que, a través de estos efectos, pueden alterar la composición y el
funcionamiento ecológico de las comunidades a las que pertenecen dichas poblaciones (Devictor
y Jiguet 2007). En consecuencia, podrían producirse cambios en los servicios ecosistémicos que
brindan las especies silvestres, aun antes de que estos puedan ser cuantificados y valorados de
manera adecuada para cada tipo de agroecosistema (Alcamo et al. 2003, Lant et al. 2008).
Enfocar el manejo de los agroecosistemas en la producción de múltiples servicios ecosistémicos
podría significar una oportunidad para controlar o revertir los impactos de la agriculturización
sobre las especies silvestres y sus roles funcionales (Kremen y Ostfeld 2005). De este modo, los
productores podrían beneficiarse con incentivos que generen condiciones para la sustentabilidad
de sus propias actividades y el ambiente (Robertson y Swinton 2005). A través del manejo de un
sistema productivo se pueden privilegiar diversos procesos ecosistémicos, y a ese fin es preciso
mejorar el hábitat para una mayor cantidad de especies necesarias para un funcionamiento
integral del mismo, dado que diferentes especies suelen influir en diferentes funciones (Hector y
Bagchi 2007). Para ello, es necesario comprender las relaciones entre las especies y los elementos
paisajísticos y tecnológico-productivos del ambiente, los que sin dudas interactúan para brindar
los servicios ecosistémicos de interés, y el rol de la diversidad dentro de los grupos funcionales para
la provisión de dichos servicios (Moonen y Barberi 2008).
La información generada en monitoreos sistemáticos de grupos biológicos sensibles, como las
aves, permitiría seguir los cambios en las comunidades en función de los cambios ambientales y, de
manera indirecta, predecir la provisión de servicios ecosistémicos brindados por las comunidades
resultantes en los agroecosistemas. Dicha información podría utilizarse en la toma de decisiones de
manejo, el diseño de los paisajes productivos y la selección de estrategias tecnológico-productivas
que minimicen los impactos y maximicen los beneficios funcionales del sistema productivo (Taylor
Lovell y Johnston 2009). De este modo, la información generada por el monitoreo contribuiría a
una mayor sustentabilidad productiva y ambiental.
190 191
ambiente (Whelan et al. 2008). En consecuencia, para valorar y entender la provisión de servicios
ecosistémicos, es necesario comprender la complejidad de las relaciones ecológicas entre las
poblaciones de distintos grupos que componen las tramas tróficas y el uso de recursos que estos
hacen en los ecosistemas (Whelan et al. 2008).
Las aves y la provisión de servicios ecosistémicos
Las aves son uno de los grupos más diversos entre los vertebrados que intervienen en la provisión
de servicios ecosistémicos, con respecto a procesos naturales que benefician a los humanos
(diferentes de los servicios ambientales de procesos que sirven a la propia naturaleza) (Alcamo et al.
2003). Si bien las aves no contribuyen en gran medida a la productividad total de los ecosistemas,
por el lugar que ocupan en las tramas alimentarias (Wiens 1976) sus funciones ecológicas
pueden impactar de manera significativa en el funcionamiento de los ecosistemas (i.e., desde
crear condiciones en el suelo hasta jugar roles como depredadoras, polinizadores, carroñeras,
dispersoras de semillas e ingenieras de ecosistemas) (Sekercioglu 2006, Whelan et al. 2008). Por
ejemplo, en los servicios ecosistémicos de “provisión”, están involucradas al ser utilizadas en la
dieta de humanos como fuente proteica, su piel para marroquinería, piezas de caza deportiva y de
subsistencia, plumas para abrigos y ornamentación, etc. Las aves depredadoras y carroñeras, están
comprometidas con los servicios de “regulación”, contribuyen a controlar poblaciones de insectos
plagas de cultivos, de roedores transmisores de enfermedades virales y a eliminar cadáveres al
evitar la proliferación de agentes patógenos y así prevenir enfermedades. Así mismo, las aves
asisten a servicios de “soporte” a través de sus comportamientos alimentarios, pues polinizan y
dispersan semillas y contribuyen al mantenimiento de distintos tipos de ecosistemas. Por último,
dentro de los servicios “culturales brindados por el ecosistema” son fuentes de inspiración al arte,
la fotografía, la observación de aves, los cultos religiosos (Sekercioglu 2006, Whelan et al. 2008).
La provisión de “servicios ecosistémicos por consumo de recursos” se expresa de varias formas:
control biológico de plagas (i.e., malezas, insectos e indirectamente enfermedades), saneamiento
de cadáveres por especies carroñeras, depredación de semillas y animales, dispersión de frutos y
semillas y polinización de pasturas y cultivos (ver Sekercioglu 2006, Whelan et al. 2008).
Control biológico
El rol como controladoras biológicas de especies de insectos plagas va mas allá de la consideración
del consumo por parte de las aves. Lo importante es que ese consumo signifique realmente un
cambio en la reducción del daño o el incremento en el rendimiento del cultivo afectado por la
plaga, debido a la extracción que las aves hacen de los insectos plaga. Hay ejemplos de reducción
en el número de artrópodos en ensayos de exclusión de aves en diversos esquemas productivos
que demuestran el rol funcional de las aves como controladoras de insectos plaga (Tremblay
et al. 2001, Jones et al. 2005). Así mismo, algunas especies de aves consideradas plagas de
cultivos fueron controladas en masa para reducir los daños que causaban a esos cultivos. Dicho
control generó incrementos en plagas insectiles antes controladas por las aves, como en el caso
del control de gorriones en China, que generó una explosión demográfica de insectos plaga que
devastaron cultivos y generó la hambruna de los años 1958-1962, con miles de muertos (Whelan
et al. 2008). El valor de las aves como controladoras de tucuras y langostas, así como los factores
que operan para la eficiencia de la interacción funcional, también han sido muy bien descriptos
(Kirk et al. 2001). En particular, esto es importante para el manejo dada la ocurrencia de estas
escalas de paisaje y/o regional, se propone a las aves como indicadores válidos de la salud de los
ecosistemas y, a su vez, posibles de ser monitoreados (Balmford 2002).
El uso de las aves como bioindicadoras es un concepto muy discutido pero aceptado por
motivos ecológicos y operativos: su ecología es mejor entendida que la de muchos otros grupos
de vertebrados silvestres. Están distribuidas ampliamente como grupo en un extenso rango de
tipos de hábitats, hay asociaciones claras entre las comunidades de aves y los tipos de cobertura
vegetal, tienen una cobertura amplia de los diferentes niveles de la pirámide ecológica en todos
los ambientes, son estables taxonómicamente y son fáciles de detectar, se las suele relevar con
métodos confiables y existen herramientas analíticas muy variadas para verificar su credibilidad
(Balmford 2002, Padoa-Schioppa et al. 2006). Las aves pueden ser, por ejemplo, muy buenas
indicadoras para evaluar el impacto de los cambios en el uso de la tierra o del cambio climático
sobre la biodiversidad. Estos son procesos continuos y lentos que representan fuerzas directrices
de grano grueso en la escala regional, pero que determinan procesos y flujos que pueden afectar
de forma notable el funcionamiento del ecosistema. Las aves, por su capacidad de volar y de
moverse con velocidad entre sitios a gran distancia, pueden captar rápidamente diferencias en
la disponibilidad de recursos. Sin embargo, por estas mismas razones, su valor como indicadoras
para captar efectos de tasa rápida de ocurrencia y en la escala local sería discutible (Lemoine et
al. 2007).
Las aves ¿son buenas indicadoras de conservación del resto de la biodiversidad? Nuevamente, es
posible que las aves sean buenas indicadoras en escalas de poco detalle, en las que sus requisitos
de hábitat cubran los requisitos de otras especies (Balmford 2002). En escalas de mayor detalle, por
las razones expuestas en el párrafo anterior, es preciso considerar junto con las aves otros grupos
sensibles de condiciones locales, como invertebrados, peces y plantas con flores. No obstante
esto, las aves constituirían un grupo muy versátil para indicar condiciones ambientales y efectos
sobre otros grupos de la biodiversidad (Gregory et al. 2003).
Importancia del hábito alimentario para comprender la provisión de servicios
Como grupo, las aves comprenden una gran diversidad de especies con hábitos y requisitos de
hábitat muy diferentes. Esto hace que a través de la comprensión de su ecología como del uso de
recursos en el ambiente se puedan identificar diversos servicios ecosistémicos de importancia para
la producción agropecuaria o para la integridad del ambiente. Por ejemplo, el comportamiento
alimentario define en gran medida los ensambles de comunidades por grupos funcionales tróficos
o gremios. Estos pueden ser subgrupos de la comunidad en la cual los individuos utilizan recursos
similares de una manera análoga (Beltzer 2003, Azpiroz 2003). Los grupos funcionales y sus
interrelaciones tróficas entre especies por lo general resultan de la conjunción entre la morfología
del ave y los tipos de presas, tamaños, forma y eficiencia de captura (Remsen y Scott 1990). Así
mismo pueden darse cambios estacionales de modo que especies de aves que son granívoras en
otoño e invierno sean insectívoras en primavera y verano, durante la época reproductiva, y que
suelan reaccionar rápidamente ante la disponibilidad de grandes ofertas de insectos en campos
de cultivos e instalar sus nidos en ambientes muy cercanos a los campos. También pueden existir
mecanismos tróficos en cascada cuando porciones de las cadenas alimentarias son removidas
del sistema y generan cambios poblacionales en otros niveles tróficos (Sekercioglu 2006). Por
otro lado, el comportamiento social de alimentación en bandadas numerosas, interespecíficas,
o en formas aisladas en pares reproductivos, pueden generar impactos muy diferentes sobre el
192 193
y existen evidencias del rol de las aves granívoras en este mismo sentido, aunque en menor
proporción. Cabe destacar que los consumos por todos los grupos biológicos es aditivo; estos
grupos suelen remover gran proporción de las semillas en la superficie del suelo (Whelan et al.
2008).
Dispersión de semillas y frutos y conservación de bosques
La dispersión de semillas y frutos que realizan las aves es una de las funciones ecológicas que
afecta a gran cantidad de especies. En la restauración natural de los bosques tropicales, por
ejemplo, las aves son uno de los grupos dispersores de semillas por excelencia, en particular para
árboles tropicales de sucesiones tardías y con semillas grandes (Uhl 1989).
Servicio ecosistémico de polinización de pasturas y cultivos
El rol de las aves como polinizadoras no es tan importante como los procesos funcionales que
hemos listado anteriormente. Sin embargo es preciso conocer en mayor detalle y de manera
empírica el impacto para las plantas de la supresión de especies polinizadoras (Sekercioglu 2006).
Las pérdidas de hábitat y contaminación vinculadas a las prácticas agropecuarias pueden afectar
la satisfacción de los requerimientos básicos de vida tanto de las poblaciones como de las tramas
ecológicas que se establecen, y pone en riesgo la provisión de los servicios previamente descriptos.
Otras alteraciones ambientales, como el cambio climático, pueden exacerbar estos efectos
antrópicos. Por ejemplo, el 80% de las proyecciones climáticas basadas sobre escenarios de bajas
emisiones de gases invernaderos resultarían en la pérdida local de al menos 10% de la fauna de
vertebrados (i.e., aves, mamíferos y anfibios) sobre gran parte de Norte y Sudamérica (Lawler
et al. 2009). Por ello, es imprescindible monitorear los cambios en las comunidades de aves y la
provisión por las mismas de servicios ecosistémicos en agroecosistemas, como una herramienta de
acompañamiento al proceso de agricultura sustentable (Zaccagnini et al. 2010).
COMUNIDADES DE AVES EN AGROECORREGIÓN PAMPEANA Y SUS
SERVICIOS ECOSISTÉMICOS POTENCIALES
Monitoreo de aves en la escala regional en la Región Pampeana central de
Argentina
Cualquiera sea el valor del servicio ecosistémico que se desea evaluar, es preciso generar datos
cuantitativos que permitan valorar el beneficio potencial del mismo. Una primera aproximación
para evaluar el valor de los servicios ecosistémicos prestados por las aves en una determinada
región es considerar la riqueza de especies o su ocurrencia. Estos registros pueden ser traducidos
en estimaciones de ocupación de los agroecosistemas y, a través de los roles funcionales de
las especies, usarse como indicadoras de la potencial provisión de servicios ecosistémicos (en
cualquiera de sus modalidades). En este trabajo presentamos un programa de monitoreo regional
de aves que se conduce anualmente en la Región Pampeana analizando los resultados desde el
punto de vista de algunos de los servicios ecosistémicos potenciales brindados por las aves.
especies tanto en cultivos como en pasturas cultivadas y naturales en muchas partes del mundo.
De forma similar, la depredación de pájaros carpinteros sobre coleópteros plagas de pinos fue
capaz de regular las poblaciones de esa plaga forestal (Fayt et al. 2005). Sin embargo, a pesar de
la importancia del control biológico para la agricultura y la forestación, estos servicios son rara vez
percibidos por los productores agropecuarios.
Saneamiento de cadáveres
El servicio de saneamiento por consumo de carroña alcanza a todos los ecosistemas, incluso a los
agroecosistemas, dado que hay muchas fuentes de generación de carroña (e.g., mortandades
naturales, envenenamiento o contaminación, colisiones, enfermedades, electrocución en torres o
cables eléctricos, entre otras causas). Las aves carroñeras son sólo uno de los grupos de organismos
que brinda este servicio en los agroecosistemas, y por ser muy conspicuos, su rol suele ser valorado
mejor. Dentro de las aves, los jotes de los géneros Cathartes y Coragyps son carroñeros especialistas,
pero muchas otras rapaces lo hacen en forma oportunista o facultativa (Devault et al. 2003, Whelan
et al. 2008). Las aves oportunistas o facultativas no pueden sobrevivir sólo de carroña, y poseen
la capacidad de cazar sus propias presas. Gracias a la presencia de carroñeros, la desaparición de
cadáveres es muy rápida (Rivera Milan et al. 2004), lo cual indica que sin la presencia de estos
organismos, los restos de animales muertos se acumularían. Asimismo, la mayor oferta fácilmente
disponible de alimentos posiblemente generaría una explosión demográfica de roedores o de
otros carnívoros, los que suelen ser reservorios y vectores de enfermedades virales, leptospirosis,
rabia, fiebre hemorrágica o mal de los rastrojos, hanta virus; algunas de estas enfermedades son
endémicas en amplias zonas de la Región Pampeana (Piacenza et al. 2009). Además, los animales
muertos se infectan con bacterias potencialmente patogénicas, así como toxinas del botulismo, y
pueden ser el foco de muchas enfermedades peligrosas para la salud humana, para la ganadería
y para otras especies de la fauna silvestre. En áreas con restricciones ecológicas, las acciones
antrópicas podrían complicar la provisión de servicios por las aves y otros organismos. Por ejemplo,
en ambientes estables de humedad y temperatura (e.g., ecosistemas tropicales) se favorecerían la
ocurrencia de microcarroñeros (microbios descomponedores) sin verse alterados por la ausencia
de macrocarroñeros como las aves. Sin embargo, en ecosistemas templados, la ocurrencia de
aves carroñeras sería vital para la remoción de carroña y su conservación debería considerarse
prioritaria (Whelan et al. 2008).
Depredación de animales y semillas
La preponderancia de roedores en la dieta de muchas especies de rapaces (tanto halcones como
lechuzas) permitiría considerar que estas aves cumplen un rol como prestadoras de un servicio a la
agricultura y a la salud humana debido a la remoción por depredación de organismos de especies
herbívoras dañinas de cultivos y de organismos peligrosos por ser huéspedes de enfermedades
peligrosas. Existen evidencias de que las aves (junto a otros depredadores) podrían generar efectos
denso-dependientes sobre la densidad de roedores, con lo cual ejercerían controles eficientes en
la regulación de las poblaciones. A pesar de la importancia de conocer estas relaciones para el
manejo adecuado de los agroecosistemas, es escasa la evidencia de la efectividad de estos servicios
ecosistémicos como base para el control integrado de las plagas, con el consiguiente beneficio
ambiental por el menor uso de sustancias tóxicas utilizadas en el control de los roedores (Williams
et al. 2000, Brown et al. 2007). En contraste, el rol de los roedores y de los invertebrados como
grandes consumidores de semillas de malezas en agroecosistemas ha sido bien documentado
194 195
entre los años de estudio, lo que muestra que el área es estable en cuanto al uso agropecuario
dentro de este período de tiempo.
Entre 2003 y 2008 se detectaron 244 especies de aves en la región, con un total de especies para
cada año que osciló entre 148 (en 2003), 185 (en 2006), 176 (en 2007) y 180 (en 2008).
Para comprender la dinámica de renovación de las especies entre años, se calculó la matriz de
similaridad de especies entre las mismas rutas entre años, y a medida que se amplió el área de
muestreo la comparación se realizó entre las rutas nuevas del área ampliada en años subsiguientes.
El índice de similaridad de Jaccard fue de 0.8 para la misma cantidad de rutas, y la menor encontrada
entre años fue entre los años 2003 y 2008 (0.694) (Tabla 1). Esto sugiere que existiría un recambio
de especies dentro del área de estudio.
Tabla 1. Matriz de similaridad de especies entre años en base al índice de Jaccard.
2003 2004 2005 2006 2007
2003
2004 0.773
2005 0.745 0.833
2006 0.694 0.736 0.817
2007 0.704 0.745 0.817 0.802
2008 0.694 0.745 0.804 0.802 0.815
El sur de Entre Ríos y el oeste de Buenos Aires fueron las regiones más diversas (Figura 4),
coincidentes con la mayor proporción de ambientes de monte (Figura 3). En función de la riqueza
de aves, la región menos diversa fue la zona muy agriculturizada comprendida por el sureste de
Córdoba, el centro-sur de Santa Fe y el centro-noroeste de Buenos Aires (Figura 4).
En un estudio preliminar (Schrag et al. 2009) con los datos de 4 años del monitoreo regional de
aves, entre 2003 a 2006 analizamos la distribución espacial de la riqueza de aves en relación al
uso de la tierra, a variables climáticas (i.e., temperatura y precipitaciones) y al índice de vegetación
normalizado (IVN). Para este último se emplearon los datos provistos por el Inventario Global de
la NASA y se estimaron a través de radiómetros de alta resolución. De cada ruta de observación
se seleccionó el punto medio a través del muestreo de un área de 3 x 3 píxeles (cada píxel
tiene 1 km
2
) para la que se calculó el promedio de los valores de las 9 celdas. La riqueza estuvo
asociada de manera negativa a la proporción de áreas con cultivos anuales, y de forma positiva
a las áreas con vegetación natural (pasturas y monte nativo). De manera similar, se encontraron
correlaciones positivas mayores a 50% entre la riqueza y las temperaturas máximas y mínimas y las
precipitaciones, así como con el IVN de primavera y verano. No obstante, la variabilidad observada
fue importante.
Sobre la base de la importancia del uso de la tierra sobre la riqueza de especies, tal como lo ilustran
Schrag et al. (2009), se condujo un ejercicio de modelado adicional para investigar de manera más
específica la relación entre la riqueza de especies y el uso de la tierra. Se utilizó una clasificación
diferente del uso de la tierra, y se mantuvieron la productividad primaria y los factores climáticos.
Así mismo se incluyeron los datos climáticos de temperaturas mínimas, máximas y precipitaciones.
El monitoreo de aves en la Región Pampeana se estableció en el año 2002 con la finalidad de
contar con una línea de base sobre la cual evaluar los efectos de la intensificación agrícola,
principalmente traducidos por los cambios en la composición y configuración de los ambientes
productivos o el uso de agroquímicos, ambos expresados en la escala regional (Zaccagnini 2006).
Así mismo, el monitoreo constituye una herramienta de predicción de efectos y de proyección de
cambios en las poblaciones de aves a largo plazo, tanto por los cambios en el uso de la tierra como
de los cambios en las condiciones ambientales y climáticas (Zaccagnini et al. 2010). Por último,
como intentaremos demostrar en este trabajo, el monitoreo regional podría contribuir a inferir los
servicios ecosistémicos potenciales que las aves podrían estar brindando en la región.
En el monitoreo se registra la abundancia de 20 especies consideradas focales y la presencia de
todas las aves vistas o oídas relevadas anualmente en la región central de Argentina (Canavelli et
al. 2003, Calamari et al. 2005). Las especies seleccionadas cumplieron al menos con unos de los
siguientes criterios: particularmente sensible (documentada en mortandades masivas), fácilmente
detectable, migratoria, recurso o plaga.
El área cubierta por el muestreo comprende porciones de 5 provincias pampeanas (Entre Ríos, Santa
Fe, Córdoba, La Pampa y Buenos Aires) (Figura 1). La misma aumentó con los años desde 115000
km
2
en 2003-2004 a 255000 km
2
en 2007-2008, a fin de captar una mayor heterogeneidad
de ambientes y sistemas de producción dentro de la Región Pampeana central. En función de
las regiones agroestadísticas definidas por sus características agroproductivas (INDEC, Encuesta
Nacional Agropecuaria) se estableció un esquema de muestreo estratificado por región. Los 8
estratos resultantes se dividieron en cuadrículas de 30 x 30 km y dentro de cada cuadrícula se
recorrieron transectas de 30 km en cantidad proporcional al tamaño del estrato. En cada una de
las transectas, establecidas en caminos secundarios y terciarios elegidos al azar, se ubicó un punto
fijo de observación a cada kilómetro de recorrido. En cada punto de observación se registró la
presencia de todas las aves vistas u oídas (se excluyeron las aves acuáticas), dentro de los períodos
de 06:00-11:00 h y 15:00-20:00 h, y se describieron los usos del suelo y la proporción de cada tipo
estimada dentro de un radio de 200 m del punto de observación (Canavelli et al. 2003, Calamari
et al. 2005, Schrag et al. 2009, Zaccagnini et al. 2010). En enero de cada año, entre el 2002 y el
2008, se recorrieron entre 48 y 90 rutas (48 en 2003 y 2004, 64 en 2005, 86 en 2006 y 90 en
2007 y 2008). De esta manera se totalizaron 426 transectas en 6 años.
Diversidad de aves en relación al uso de la tierra, productividad y
heterogeneidad de paisaje
El programa de monitoreo regional de aves comprende al menos 4 tipos de usos del suelo bien
diferenciados: una zona muy agriculturizada comprendida por el sureste de Córdoba, sur de
Santa Fe, este de Entre Ríos y norte de Buenos Aires, una zona de usos mixtos ubicada en el sur
de Córdoba y centro-oeste de Buenos Aires (en esta zona la agricultura avanzó sobre pastizales
naturales con uso ganadero extensivo), otra zona caracterizada por algunas pasturas perennes
para uso ganadero (lechería e invernada) en el centro de Santa Fe, y una zona donde aún hay
relictos de monte nativo, en el centro-este de Entre Ríos (Figura 2). A pesar de estas diferencias,
el uso predominante de la tierra en la región es agrícolo-ganadero, con dominancia de de cultivos
anuales (55.6%), pasturas anuales (1.5%) y pasturas perennes (6.2%), campos en descanso
(24.2%), campos arados (0.4%) y montes (12.2%) (Figura 3). Estos usos no variaron demasiado
196 197
Ocupación de la agroecorregión pampeana por grupos tróficos funcionales de
aves
Los modelos de ocupación utilizan muestreos repetidos en el espacio o en el tiempo para desarrollar
las historias de detección (conocidas por lo general como presencia/ausencia) de las especies que
se utilizan para estimar la detectabilidad y la ocupación proporcional de cada sitio, tomando en
cuenta la detectabilidad incompleta de estas (MacKenzie et al. 2006). Por esta razón se utilizaron
los modelos de ocupación para estimar la composición de la comunidad de aves y, además, para
incorporar las diferencias interespecíficas en la detectabilidad. En el caso de la riqueza de especies,
las comunidades se definen “a priori” y se estima la ocupación proporcional de dicha comunidad
por medio de la historia de detecciones y no detecciones de especies para cada sitio (MacKenzie
et al. 2006). Al integrar las fuentes de error y brindar estimaciones no sesgadas de cambios en
la diversidad biológica, las estimaciones de ocupación (en lugar del tradicional método rápido de
presencia-ausencia de organismos) otorgarían una mayor credibilidad a la información generada
por los programas de monitoreo y la posibilidad de hacer comparaciones entre años sobre una
base mejor conformada (Yoccoz et al. 2001, Mackenzie 2005, Nichols y Williams 2006).
En el caso de estudios para una sola especie, la ocupación es un buen sustituto de la abundancia,
un parámetro que es bastante más dificultoso y costoso de estimar en forma cuantitativamente
rigurosa (MacKenzie y Nichols 2004, Mackenzie et al. 2006). Es posible realizar estimaciones
insesgadas del área proporcional ocupada por una especie debida a covariables, tal como en
el caso del hábitat y realizar inferencias del efecto de dichas covariables en la abundancia de la
especie en estudio (MacKenzie y Nichols 2004). En el caso de la riqueza específica, la composición
proporcional de la comunidad en un sitio es análoga a la ocupación de especies (MacKenzie et al.
2006). Además, tal como para una especie, la ocupación proporcional de una comunidad puede
estar relacionada con covariables de sitio, donde una alta proporción presente de la comunidad
sugiere preferencias en relación a dichas covariables.
Las 244 especies relevadas en los 6 años de monitoreo se agruparon por grupos tróficos
funcionales considerando el uso de hábitat de alimentación, en 12 categorías originales, usando
algunos criterios e información descriptos por Azpiroz (2003) y Beltzer (2003) y observaciones del
comportamiento de forrajeo realizadas en el campo. Luego, estas categorías fueron reagrupadas
en categorías en las que sólo se consideró el recurso alimenticio principal, seleccionando 114
especies definidas con claridad en 3 grupos: insectívoras, rapaces (carnívoras y carroñeras) y
granívoras típicas (Anexo 1). Las omnívoras no fueron incluidas debido a que están presentes en
toda el área y podrían enmascarar los patrones generales de relación entre los roles funcionales y
las características del uso del suelo que pretendemos describir. De forma similar, las aves acuáticas
no se incluyeron dado que se las registra sólo en el caso en el que un humedal tiene lugar en la
ruta, pero el diseño de muestreo regional no fue diseñado para estimar aves acuáticas.
Para estimar la riqueza relativa o composición de la comunidad de aves de los 3 grupos tróficos,
proporcional entre años y corrigiendo por la detección incompleta en los relevamientos de campo,
se estimó la “ocupación proporcional de cada grupo”
(MacKenzie et al. 2006). Se uso a cada ruta
como una repetición espacial, cada ruta representó un relevamiento y se registró la detección o
no detección de cada especie por grupo.
El uso de la tierra se categorizó en cultivos anuales, pasturas anuales, pasturas perennes, campos
abandonados, campos arados y montes.
Se determinó un conjunto de 42 modelos “a priori” que incluyeron una combinación de factores
considerados de importancia para determinar la riqueza de especies. Se analizaron usando un
modelo linear generalizado, con el paquete estadístico R 2.11.0 (R Development Core Team 2010).
Estos modelos difieren de los desarrollados por Shrag et al. (2009) en que no todos los modelos
incluyen el efecto de la temperatura o de la precipitación y, además, contienen menos parámetros.
Los mejores modelos se seleccionaron sobre la base del criterio de información de Akaike (AIC)
(Akaike 1973) y, a su vez, para determinar el peso relativo de cada modelo en el conjunto de
modelos seleccionados se utilizó AICc ajustado por el tamaño de las muestras (Burnham y Anderson
2002). Tres modelos que contuvieron cultivos anuales, campos arados y montes, representaron
98% del peso de los modelos para explicar la riqueza especifica (Tabla 2). Las pasturas perennes y
el IVN de invierno tardío/primavera temprana (agosto-octubre) constituyeron factores adicionales
en los modelos seleccionados de entre los mejores modelos.
Tabla 2. Modelos seleccionados para explicar la riqueza específica en relación al uso de la tierra y a la producción primaria.
Modelo AICc !"#$%& Peso
Cultivos anuales + campos arados + monte 368.12 0 0.65
Cultivos anuales + campos arados + monte +
IVN (ago-oct)
370.42 2.30 0.20
Cultivos anuales + pasturas perennes + campos
arados + monte
371.32 3.20 0.13
Se utilizó el promedio de los 3 mejores modelos, donde el peso relativo mínimo del menor fue de
10% del mejor modelo (“sensu” Royall 1997). Los factores que ilustran un efecto significativo en la
riqueza de especies (error estándar de los valores beta no incluyen 0) fueron el área proporcional en
cultivos anuales (efecto negativo) y el área proporcional de montes (positivo). Con los exponentes
de los valores beta del modelo promedio se calculó la razón de “log-odds”, lo que indicó que
los montes tuvieron un efecto 1.6 veces mayor que los cultivos anuales en explicar la riqueza de
especies.
Este ejercicio de modelado es consistente con las conclusiones de Schrag et al. (2009), en las que
se muestra que la principal fuerza directriz de la riqueza específica de aves es el uso de la tierra
sobre factores climáticos o la productividad primaria. El presente análisis y el de Schrag et al.
(2009) pueden estar potencialmente sesgados pues presentarían una detectabilidad incompleta
de las especies (Anderson 2001). Para subsanar este posible sesgo se realizaron análisis adicionales
que incorporan esta variabilidad en las estimaciones de riqueza de especies.
198 199
temporal entre el período 2007-2008, cuando tanto insectívoras y rapaces parecerían contraer su
ocupación espacial (Figura 8).
Un análisis similar, pero relacionando la estimación de ocupación de los 3 grupos funcionales y el
índice de vegetación (IVM), nos permitiría poner a prueba la hipótesis que en áreas con estructura
de vegetación más compleja (representando condiciones de hábitat más ricos y disponibilidad
de recursos positivos), habría una mayor ocupación por las aves de los 3 grupos. La asociación
entre la estimación de ocupación de aves insectívoras, rapaces y granívoras e IVM son muy débiles
(R
2
=0.20, R
2
=0.03 y R
2
=0.15), respectivamente (Figura 9, columna derecha). Se observa gran
variabilidad tanto a escala del gradiente espacial como temporal (Figura 9 columna izquierda).
Esto podría significar una gran heterogeneidad en el período del año considerado (enero de
cada año), que coincide con los cultivos de verano, con variabilidad en sus estados fenológicos
(desde vegetativo a maduro, dependiendo de los cultivos). Por ende, desde el punto de vista de
las aves, parecería que la relación con el tipo de cobertura resulta más importante que con las
características estructurales de esos tipos de ambientes.
COMENTARIOS FINALES
En la Región Pampeana central, sobre la base de 6 años de datos, no se notaría una declinación
muy acentuada en la riqueza de especies de aves con los años. Es preciso considerar que el
estudio se llevó a cabo en una región donde las actividades agrícolas se han desarrollado por más
de 100 años de manera continua, y es posible que las comunidades se hayan estabilizado a lo
largo del tiempo. Probablemente podríamos observar cambios en la riqueza en áreas donde están
operando los cambios más notables, en plazos temporales más cortos. Sin embargo, se observa
con una primera aproximación de modelado que existe una fuerte relación positiva de la riqueza
específica con la cobertura de montes y negativa con la cobertura de cultivos. Harían falta series
de datos de más años para poder detectar cambios en el tiempo y/o estudios en escalas espaciales
más pequeñas para captar factores que expliquen con mayor detalle las posibles variaciones en la
riqueza de aves. Las mismas podrían estar relacionadas, por ejemplo, con características agrícolas
en escalas más detalladas, como el tipo de cultivo, presencia de bordes o terrazas con vegetación
natural, la presencia de ganado o la altura de las pasturas (Filloy y Bellocq 2007, Codesido et al.
2008, Goijman y Zaccagnini 2008).
Al analizar la ocupación proporcional de las aves en la región en función de los grupos tróficos,
observamos que a medida que aumenta el porcentaje del área con cultivos anuales disminuye
la ocupación por aves insectívoras y rapaces. Las aves insectívoras constituyeron el grupo más
numeroso de especies relevadas en la región estudiada. Este grupo podría resultar afectado
por la simplificación ambiental y por la pérdida de hábitat ejercidas por la intensificación de los
cultivos (Filloy y Bellocq 2007, Goijman et al. 2008, Goijman y Zaccagnini 2008). Asimismo, las
aves insectívoras podrían ser afectadas por el uso excesivo de insecticidas que alteran de manera
directa la disponibilidad de recurso alimenticio (Goijman et al. 2008). Este grupo de aves es muy
vulnerable a los insecticidas debido a su rol funcional de consumir artrópodos, y a pesar que las
aves insectívoras pueden estar alimentándose en varios tipos de ambientes, los ambientes en
los que no se aplicaron agroquímicos estarían sujetos a la deriva de estos venenos. En las áreas
cultivadas de la Región Pampeana, el uso de agroquímicos para el control de plagas insectiles
Basados sobre un análisis previo de los datos (Schrag et al. 2009) y en la experiencia personal,
se eligió investigar la relación entre la ocupación del grupo trófico y la proporción de área con
cultivos anuales y el índice de vegetación mejorado (“enhanced vegetation index”, IVM). El IVM
brinda una comparación permanente y consistente de los cambios temporales y espaciales de la
vegetación. Se calculó utilizando la serie de 6 años (enero de 2003 a enero de 2008) de imágenes
IVM con una resolución espacial de 250 m del producto MOD13 Q1 (imagen cada 16 días) del
sensor MODIS (“moderate-resolution imaging spectrorsdiometer”). Para cada año se realizó un
mosaico correspondiente al área de estudio, sobre el que se superpusieron los puntos de cada ruta
de observación de aves y se estimó el índice IVM para cada punto. Luego se estimó una media del
índice por ruta y por año.
Para explorar la relación entre la ocupación de aves y la proporción de área con cultivos anuales
y el índice de vegetación, las rutas de observación de aves se estratificaron en 3 clases: áreas con
<50%, 50-75%, >75% de cultivos anuales (con excepción de 2008, cuando para mantener las
3 clases se utilizó <50%, 50-70%, >70% debido a la disminución de la superficie con cultivos
dentro del área de estudio). Para el IVM se estratificaron las rutas en 5 clases: <0.4, 0.41-0.5, 0.51-
0.6, 0.61-0.7, >0.7. En 2008, debido a una disminución en los valores IVM, para mantener las 5
clases se dividió la clase <0.4 para incluir los valores de <0.3 y 0.31-0.4.
La ocupación proporcional estimada de cada grupo funcional, por las variables de clases, se estimó
usando el programa PRESENCE 2.2 (Hines 2006). Se graficó la ocupación estimada para cada
grupo trófico y variable de clase en relación al valor medio de cada una, y se ajustaron modelos de
regresión a esos datos. A partir de estos modelos, se extrapolaron las estimaciones de ocupación
por ruta en relación a la proporción del área con cultivos e IVM por ruta. Se usó ArcGIS 9.2 (ESRI
2006) para mapear las estimaciones de ocupación por grupos tróficos funcionales en relación
a dichas covariables las que georeferenciadas se interpolaron espacialmente usando “inverse
distance weighting” (IDW) dentro del área de estudio.
Los grupos funcionales de insectívoras, rapaces y granívoras revelan una asociación negativa
significativa con la proporción de área con cultivos anuales (R
2
=0.62, P=0.0001; R
2
=0.42,
P=0.0035; R
2
=0.65, P<0.0001, respectivamente) (Figura 5, columna derecha). Estas asociaciones
son consistentes entre años (Figura 5, columna izquierda). Sin embargo, la asociación del grupo
de las rapaces es más variable que el de las insectívoras, y la pendiente de la regresión menos
acentuada que las granívoras, lo cual mostraría una relación ligeramente más débil.
Se modeló espacialmente la estimación de ocupación por porcentaje (%) de área cultivada para el
área de estudio para los 3 grupos tróficos funcionales (Anexo 2). Los mapas generados permiten
visualizar la ocupación estimada y traducir, eventualmente, la importancia del grupo en relación con
los usos de la tierra u otras variables que se pudieran correlacionar con esta estimación (Figuras 6,
7 y 8). La ocupación del grupo de las insectívoras sería mayor en las áreas dominadas por pasturas,
pastizales y bosques, y menor en zonas altamente agriculturizadas (Figura 6). de manera similar,
la ocupación del grupo funcional de las rapaces, tanto las carnívoras activas como las carroñeras,
sería menor (aunque más variable) en las áreas muy agriculturizadas, pero estaría distribuida de
manera más homogénea en las áreas ocupadas por los otros tipos de cobertura considerados
(Figura 7). El patrón de ocupación por las aves granívoras sería similar que las anteriores, con una
menor ocupación en las zonas intensamente agriculturizadas (zona este de Córdoba, sur Santa
Fe y norte de Buenos Aires, en particular). Este patrón parecería tener una estabilidad espacio-
200 201
especies asociadas de manera negativa al aumento de la superficie ocupada por cultivos (como
Zenaida auriculata, a pesar de ser considerada plaga para los cultivos, o las especie del género
Sporophila más asociadas a pastizales naturales, de manera positiva como Columbina picui, o de
manera neutra como Myopsitta monachus) (Canavelli et al., sin publicar). No obstante eso, estas
diferencias podrían deberse, entre otros factores, a la respuesta de las aves a variables locales más
que regionales, como el tipo de cultivo o la presencia de ganado y/o altura del pasto en el caso de
pasturas (Filloy y Bellocq 2007).
El aumento del porcentaje de la superficie cubierta por cultivos anuales parecería afectar
negativamente la ocupación de la región por especies de aves, sean insectívoras, rapaces o
granívoras. Si bien podrían existir diferencias entre las especies de aves dentro de cada grupo, con
algunas especies respondiendo de manera positiva a los cambios en los agroecosistemas, otras de
manera negativa y otras con indiferencia, existiría una tendencia general a disminuir la ocupación
por las aves a medida que aumenta la superficie con cultivos (Filloy y Bellocq 2007, este trabajo).
A fin de contribuir a una mayor sustentabilidad productiva y ambiental, sería fundamental
considerar los servicios ecosistémicos que pueden ofrecer las aves a las actividades agropecuarias
como un elemento más en la toma de decisiones de manejo y en la selección de estrategias
tecnológico-productivas que minimicen los impactos y maximicen los beneficios funcionales del
sistema productivo (Taylor Lovell y Johnston 2009). De manera complementaria, y como una
forma de evitar los problemas asociados a la consideración del valor de provisión de los servicios
ecosistémicos como criterio indispensable o dicotómico (i.e., lo que no tiene valor humano no debería
ser conservado), sería aconsejable realizar proyecciones sobre los futuros cambios en los usos de
las tierras y evaluar, dentro de escenarios, la efectividad de las estrategias de manejo y protección
ambiental sobre la biodiversidad (Wiens, comunicación personal). Y, consecuentemente, analizar
la compatibilidad entre las decisiones y actividades humanas y la conservación de la biodiversidad.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación fue financiada por INTA Proyecto Nacional #745, AERN 2622 y AERN 2624 y
el USFWS Grant 98210-1-G958 y NMBCA Grant #2534. El INTA CIRN-IRB facilitó el trabajo de J.
Thompson. Jimena Damonte y Laura Solari, asistieron en la búsqueda de bibliografía. Se agradece
muy especialmente a todos los observadores de campo que participan en el monitoreo regional
de aves desde 2002 hasta el presente, así como a los revisores de este manuscrito.
es muy importante, no sólo en sus dosis recomendadas, sino también en dosis inadecuadas, en
función del porcentaje elevado (>60%) de uso incorrecto de selección de principios activos en la
región (Zaccagnini 2006). Por último, el grupo de aves insectívoras podría verse afectado por el uso
excesivo de los herbicidas, que afectan extensas áreas no cultivables de bajos, bordes, campos en
descanso, etc., y destruyen así el hábitat para gran variedad de aves que utilizan dichos ambientes
como refugio, sitios de alimentación, conectores y en especial para reproducción. De esta manera
se impide que las aves mantengan sus poblaciones en niveles suficientes como para ejercer sus
servicios ecosistémicos. Los impactos de pérdida de hábitat y efectos directos o indirectos no
deseados de agroquímicos, ponen claramente en riesgo a las aves insectívoras y, en consecuencia,
a las posibilidades de proveer el servicio de depredación y control de plagas.
Las aves rapaces (carnívoras y carroñeras) son frecuentes en los agroecosistemas pampeanos, pero
menos en la zona eminentemente agrícola. Estos grupos son sensibles a la disponibilidad y a la
dinámica de las presas de las que se alimentan. Esto sugiere que ciertos factores que operan sobre
dicha disponibilidad podrían afectar su distribución y abundancia. Estos factores podrían ser de
grano grueso, como las características del paisaje, complejidad estructural de mismo, características
climáticas, o de grano fino, como la disponibilidad de presas, control de plagas de invertebrados
y vertebrados, disponibilidad y heterogeneidad de hábitats y de vegetación (Smallwood et al.
1996). Por otro lado, los efectos del uso de la tierra sobre éste grupo podrían estar enmascarados
debido a la plasticidad en la dieta de algunas especies como la lechucita de las vizcacheras (Athene
cunicularia) y el aguilucho langostero (Buteo swainsoni), que también se alimentan de artrópodos y
que podrían estar favorecidas por el aumento de la superficie de cultivos. Asimismo, la interacción
entre factores podría potenciar los efectos negativos sobre las especies de aves rapaces. Como
emblema, podemos ilustrar con el caso del aguilucho langostero (Buteo swainsoni), que mientras
está invernando en América del Sur consume fundamentalmente gran cantidad de artrópodos
[ortópteros (tucuras y langostas), larvas de lepidópteros, coleópteros y odonatos], muchos de ellos
plagas. Mientras tanto, cuando el aguilucho se reproduce en América del Norte se alimenta en
gran medida de roedores asociados a la producción agrícola, y esto constituye probablemente
un servicio ecológico de control de especies problemas. Esta especie corrió un peligro serio de
reducción poblacional entre 1995 y 2003, cuando miles de individuos murieron a consecuencia
del uso masivo de monocrotofós (Goldstein et al. 1996, 1999a, 1999b.). Esto muestra que hay
situaciones asociadas a la producción agropecuaria que, sin intencionalidad pero con causalidad,
puede empobrecer la riqueza funcional de la biodiversidad que contribuye a su productividad
(Canavelli y Zaccagnini 1996, Hooper et al. 1999, 2002, Sarasola 2007).
Por último, las aves granívoras, en general, son muy exitosas en su abundancia y ocupación del
espacio agropecuario dado que muchas de ellas están pre-adaptadas a la granivoría (Wiens y
Johnston 1977), y son beneficiadas con los cambios en los agroecosistemas pampeanos y con el
aumento de cultivos anuales (Codesido et al. 2008). En este caso, los servicios de provisión de
recursos en la región serían discutidos porque, por un lado, podrían constituir recursos económicos
interesantes para los productores que las usen como tal (e.g., presa de caza deportiva). Sin
embargo, por otro lado podrían ser percibidas como plagas de las actividades agropecuarias (en
los casos que entran en conflicto con las actividades agropecuarias). Una excepción la constituirían
las aves granívoras típicas de pastizales, por ejemplo, que se han adaptado a los ambientes
cultivados pero que han perdido gran parte de sus hábitats reproductivos (Isaach y Martínez
2001, Di Giacomo 2002). De allí la importancia de considerar las variaciones en las respuestas a
nivel de especie dentro de cada grupo. Por ejemplo, dentro de las aves granívoras podrían existir
202 203
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208 209
Figura 2. Usos de la tierra promedio en la región pampeana central, resultantes del relevamiento de campo entre 2003 y 2008: a:
cultivos anuales, b: campos en descanso; c: pasturas perennes, d: pasturas anuales, e: montes, f: campos arados.
Figura 1. Área cubierta por el monitoreo regional de aves en las cinco provincias de la región central de Argentina, las áreas
agroestadísticas del INDEC y las transectas de 30 km recorridas. Superficie relevada = 255000 km
2
; área efectivamente muestreada
202000 ha.
210 211
Figura 4. Distribución espacio-temporal de la riqueza de especies de aves en agroecosistemas de la Región Pampeana central entre
2003-2008
Figura 3. Porcentaje de área con distintos usos de la tierra (+ES) en la Región Pampeana central entre 2003 y 2008, y el promedio de
los 6 años.
212 213
Figura 6. Estimación de la proporción de ocupación espacial por el grupo trófico de aves insectívoras en función del porcentaje de
área con cultivos anuales.
Figura 5. Relación temporal entre la ocupación por grupos tróficos funcionales de aves a: insectívoros, b: rapaces/carroñeros, c:
granívoros, en relación a la proporción de área con cultivos en el área de estudio. Los paneles de la derecha representan el ajuste
a un modelo lineal de la proporción de la ocupación estimada entre los 6 años analizados en relación al porcentaje de cultivos
anuales.
214 215
Figura 8. Estimación de la proporción de ocupación espacial por el grupo trófico de aves granívoras en función del porcentaje de
área con cultivos anuales.
Figura 7. Estimación de la proporción de ocupación espacial por el grupo trófico de aves rapaces en función del porcentaje de área
con cultivos anuales.
216 217
ANEXO
1. Lista de especies incluidas dentro de cada Grupo Funcional de aves analizado.
En negrita, las especies focales en el monitoreo anual regional.
Grupo functional insectívoras Grupo funcional rapaces/carroñeras Grupo funcional granívoras
Nombre vulgar Nombre científico Nombre vulgar Nombre científico Nombre vulgar Nombre científico
Canastero chaqueño
Asthenes baeri
Aguilucho alas largas
Buteo albicaudatus
Paloma doméstica
Columba livia
Espartillero pampeano
Asthenes hudsoni
Taguató común Buteo magnirostris Paloma manchada
Patagioenas
maculosa
Asthenes sp.
Aguilucho común
Buteo polyosoma
Picazuró
Patagioenas
picazuro
Curutié rojizo
Certhiaxis cinnamomeus
Aguilucho langostero Buteo swainsoni Torcacita común Columbina picui
Curutié blanco
Cranioleuca pyrrhophia
Aguila negra
Buteogallus urubitinga
Yerutí frente blanca
Leptotila rufaxilla
Coludito copetón
Leptasthenura platenses
Aguilucho colorado
Buteogallus meridionalis
Yerutí común
Leptotila verreauxi
Espinero chico
Phacellodomus sibilatrix
Gavilán planeador
Circus buffoni
Paloma mediana Zenaida auriculata
Phacellodomus sp.
Milano blanco Elanus leucurus Corbatita común
Sporophila
caerulecens
Espinero pecho
manchado
Phacellodomus striaticollis
Milano cabeza gris
Leptodon cayanensis
Capuchino corona
gris
Sporophila
cinnamomea
Espinero grande
Phecellodomus ruber
Caracolero Rostrhamus sociabilis Dominó
Sporophila collaris
Junquero
Phleocryptes melanops
Jote cabeza colorada
Cathartes aura
Capuchino canela
Sporophila minuta
Chotoy
Schoeniophylax phryganophilus
Jote cabeza negra
Coragyps atratus
Capuchino de
garganta café
Sporophila ruficollis
Espartillero enano
Spartonoica maluroides
Halcón plomizo Falco femoralis
Sporophila sp.
Pijuí cola parda
Synallaxis albescens
Halcón peregrino
Falco peregrinus
Loro cabeza azúl
Aratinga
acuticaudata
Pijuí frente gris
Synallaxis frontalis
Halconcito común Falco sparverius Cotorra común
Myopsitta
monachus
Synallaxis sp.
Chimango Milvago chimango
Arañero Cara Negra
Geothlypis aequinoctialis
Halconcito gris
Spiziapteryx circuncincta
Tacuarita azul
Polioptila dumicola
Carancho Caracara plancus
Chororó
Taraba major
Lechuzón de campo
Asio flammeus
Choca común
Thamnophilus caerulescens
Lechucita de las
vizcacheras
Athene cunicularia
Ratona aperdizada
Cistothorus platensis
Caburé chico
Glaucidium brasilianum
Tacuarita común
Troglodytes aedon
Lechuza de campanario
Tyto alba
Viudita común
Knipolegus aterrimus
Tijerilla
Xenopsaris albinucha
Cachudito pico amarillo
Anairetes falvirostris
Piojito silvador
Camptostoma obsolotum
Fíofio pico corto
Elaenia parvirostris
Fíofio grande
Elaenia spectabilis
Barullero
Euscarthmus meloryphus
Titirijì comun
Hemitriccus margaritaceiventer
Viudita plomiza
Knipolegus striaticeps
Mosqueta pecho rayado
Myiophobus fasciatus
Tachurí canela
Polystictus pectoralis
Doradito oliváceo
Pseudocolopteryx acutipennis
Doradito pardo
Pseudocolopteryx dinellianus
Doradito común
Pseudocolopteryx flaviventris
Doratido copetón
Pseudolcolopteryx sclateri
Suirirí amarillo
Satrapa icterophrys
Piojito gris
Serpophaga nigricans
Piojito común
Serpophaga subcristata
Juan chiviro
Cyclarhis gujanensis
Figura 9. Relación temporal entre la ocupación por grupos tróficos funcionales de aves a: insectívoros, b: rapaces/carroñeros, c:
granívoros, en relación al Indice de Vegetación (EVI). Los paneles de la derecha representan el ajuste a un modelo lineal de la
proporción de ocupación estimada entre los 6 años analizados en relación al EVI.
218 219
2. Modelos de ocupación de aves. A. Insectívoras, B. Rapaces/carroñeras, C.
Granívoras, según la proporción de área en cultivos anuales dentro del área de
estudio.
A. Insectivoras Modelo estimación de ocupación (psi) R
2
2003 0.5129 - 0.0033 (% área en cultivos anuales) 0.88
2004 0.5848 - 0.0033 (% área en cultivos anuales) 0.89
2005 0.8645 - 0.0065 (% área en cultivos anuales) 0.89
2006 0.9474 - 0.0070 (% área en cultivos anuales) 0.96
2007 0.8094 - 0.0056 (% área en cultivos anuales) 0.88
2008 0.8703 - 0.0067 (% área en cultivos anuales) 0.98
B. Rapaces / carroñeras
2003 0.6240 - 0.0021 (% área en cultivos anuales 0.95
2004 0.5844 - 0.0015 (% área en cultivos anuales) 0.27
2005 0.7852 - 0.0032 (% área en cultivos anuales) 0.48
2006 0.7535 - 0.0027 (% área en cultivos anuales) 0.80
2007 0.8547 - 0.0057 (% área en cultivos anuales) 0.94
2008 0.6346 - 0.0013 (% área en cultivos anuales) 0.48
C. Granívoras
2003 0.7599 - 0.0012 (% área en cultivos anuales) 0.83
2004 0.8577 - 0.0036 (% área en cultivos anuales) 0.93
2005 0.8722 - 0.0038 (% área en cultivos anuales) 0.92
2006 0.8224 - 0.0037 (% área en cultivos anuales) 0.70
2007 1.0770 - 0.0069 (% área en cultivos anuales) 0.85
2008 1.0770 - 0.0069 (% área en cultivos anuales) 0.86
Chiví común
Vireo olivaceus
Picaflor común
Chlorostilbon aureoventris
Picaflor garganta blanca
Leucochloris albicollis
Picaflor bronceado
Hylocharis chrysura
Chinchero grande
Drymornis bridgesii
Leñatero
Anumbius annumbi
Crestudo
Coryphistera alaudina
Hornero copetón
Furnarius cristatus
Hornero común
Furnarius rufus
Cacholote castaño
Pseudoseisura lophotes
Bandurrita chaqueña
Upucerthia certhioides
Cachirla chaqueña
Anthus chacoencis
Cachirla común
Anthus correndera
Cachirla uña corta
Anthus furcatus
Cachirla chica
Anthus lutescens
Cachirla
Anthus sp.
Pico de plata
Hymenops perspicillatus
Picabuey
Machetornis rixosa
Viudita blanca
Fluvicola albiventer
Tuquito gris
Empidonomus
aurantioatrocristatus
Monjita dominica
Xolmis dominicana
Burlisto cola rojiza
Myiarchus swainsoni
Benteveo rayado
Myiodynastes maculatus
Benteveo común
Pitangus sulphuratus
Churrinche
Pyrocephalus rubinus
Suirirí
Suirirí sp.
Suirirí común
Suirirí suirirí
Suirirí real
Tyrannus melancholicus
Tijereta Tyrannus savana
Monjita gris
Xolmis cinereus
Monjita blanca
Xolmis irupero
Ñacundá
Podager nacunda
Golondrina tijerita
Hirundo rustica
Golondrina barranquera
Pygochelidon cyanoleuca
Golondrina rabadilla
canela
Petrochelidon pyrrhonota
Golondrina parda
Progne tapera
Golondrina doméstica
Progne chalybea
Golondrina negra
Progne elegans
Golondrina negra
Progne modesta
Golondrina cabeza rojiza
Stelgidopteryx ruficollis
Golondrina ceja blanca
Tachycineta leucorrhoa
Golondrina patagónica
Tachycineta mellen
Chinchero chico
Lepidocolaptes angustirostris
Carpintero campestre Colaptes campestris
Carpintero real
Colaptes melanochloros
Colaptes sp.
Carpintero de los
cardones
Melanerpes cactorum
Carpintero blanco
Melanerpes candidus
Carpintero bataráz
Veniliornis mixtus
Carpinterito común
Picumnus cirratus
... Dados estos importantes cambios, es relevante conocer la relación entre la abundancia y distribución de las especies y el uso de la tierra en la región Pampeana. Asimismo, es fundamental evaluar el estado de conservación presente y predecir el futuro de la biodiversidad asociada a estos ecosistemas agrícolas (Zaccagnini et al. 2011). Sobre la base de este conocimiento será necesario implementar acciones de conservación en un escenario donde se prevé que la agricultura continuará intensificando y expandiéndose a gran velocidad (Baldi et al. 2006). ...
... Esta última puede ser una explicación plausible para la Región Pampeana, dado que el área de pasturas perennes fue considerablemente baja (promedio de 6%) y otras investigaciones en la misma región han demostrado un efecto altamente positivo del área de pasturas sobre la abundancia y distribución de aves (Filloy y Bellocq 2007, Cerezo et al. 2011. En ese sentido, Zaccagnini et al. 2011, en un recorte de la base de datos de aves del INTA, mostraron para la misma área de estudio de este trabajo, una tendencia negativa de la ocupación proporcional de aves insectívoras y rapaces a medida que aumenta el porcentaje del área con cultivos anuales. Esto estaría mostrando un efecto de la simplificación ambiental y pérdida de hábitat por la intensificación agrícola. ...
... However, many of these studies assume perfect detection of the species of interest [23][24][25]. In other studies using our BMA data, Gavier-Pizarro et al. [26] accounted for imperfect detection using Distance Sampling techniques, on a selected group of species, while Zaccagnini [27] and Thompson [28]-in a more general analyses than the one we implemented in our study, grouping species in three functional groups and pooling all 30 points of every route-incorporated imperfect detection probabilities using occupancy. Occupancy (detection/ non-detection) is a data structure that can be readily gathered for many species using an appropriate design over large spatial extents. ...
... power lines; [70]) in those areas. Previous analyses found a negative but variable relationship between annual crops and raptors [27], which can be explained by the variability in the responses of different species. As predicted, ground omnivores and insectivores were affected by soybean and corn, most likely because their primary habitat (i.e., ground) is highly modified, affecting the availability of food and nesting grounds [72,73]. ...
Article
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Rapid expansion and intensification of agriculture create challenges for the conservation of biodiversity and associated ecosystem services. In Argentina, the total row crop planted area has increased in recent decades with the expansion of soybean cultivation, homogenizing the landscape. In 2003 we started the first long-term, large-scale bird monitoring program in agroecosystems of central Argentina, in portions of the Pampas and Espinal ecoregions. Using data from this program, we evaluated the effect of land use and cover extent on birds between 2003-2012, accounting for imperfect detection probabilities using a Bayesian hierarchical, multi-species and multi-season occupancy model. We tested predictions that species diversity is positively related to habitat heterogeneity, which in intensified agroecosystems is thought to be mediated by food availability; thus the extent of land use and cover is predicted to affect foraging guilds differently. We also infer about ecosystem services provisioning and inform management recommendations for conservation of birds. Overall our results support the predictions. Although many species within each guild responded differently to land use and native forest cover, we identified generalities for most trophic guilds. For example, granivorous gleaners, ground insectivores and omnivores responded negatively to high proportions of soybean, while insectivore gleaners and aerial foragers seemed more tolerant. Habitat heterogeneity would likely benefit most species in an intensified agroecosystem, and can be achieved with a diversity of crops, pastures, and natural areas within the landscape. Although most studied species are insectivores, potentially beneficial for pest control, some guilds such as ground insectivores are poorly represented, suggesting that agricultural intensification reduces ecological functions, which may be recovered through management. Continuation of the bird monitoring program will allow us to continue to inform for conservation of birds in agroecosystems, identify research needed to reduce key uncertainties, and anticipate the effects of changes in agriculture in central Argentina.
... Birds are dispersal agents that are a key in the functionality and process (i.e. synchronic seed production) of forest ecosystems (Jansen et al. 2004;Amico and Aizen 2005;Zaccagnini et al. 2011;Fletcher 2015) by influencing population dynamics, social structure and disease prevalence (Martínez-Morales 2007;Navarro-Sigüenza et al. 2014). Different bird species, notwithstanding, respond negatively or positively to fragmentation, anthropic activities and/or land-use, affecting ecosystem networks (Martínez-Morales 2005; Hagen et al. 2012;Rueda-Hernandez et al. 2015). ...
Article
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Background Tropical montane cloud forests are one of the most important hotspots on Earth and show presence of relict-endemic and endangered species, representing about 14% of the total tropical forest worldwide. Synchronous seed production or masting in tropical montane cloud tree species is a widespread reproductive strategy of deciduous and evergreen broad-leaved tree associations to decrease costs of reproduction and ensure offspring. Masting event maintains a high avian diversity, which can be modified by phenological process (seed production and non-seed production). Methods The main aim of this study was to assess alpha and beta avian diversity and whether the composition of the trophic guild modifies among phenological processes and between two fragmented relict-endangered Mexican Beech ( Fagus grandifolia subsp. mexicana ) forests (Medio Monte and El Gosco) in the Mexican state of Hidalgo. In addition, we evaluated beechnut production. Results We recorded 36 bird species, 11 of them included in some conservation risk status, and 5 endemic species. Alpha diversity values were dissimilar in avian richness ( q = 0) among phenological processes and between fragmented beech forests. Avian communities among three phenological processes and between fragmented forests were structurally similar, dominated during immature seeds the Brown-backed Solitaire (granivores–insectivores–frugivores); during mature seeds the White-crowned Parrot ( Pionus senilis , granivores–frugivores); and the Dwarf Jay ( Cyanolyca nana , insectivores) was abundant during low seed quality. The complementarity index was high among phenological processes and low between forests. We found a high bird turnover value between immature seeds—mature seeds and during mature seeds—low seed quality. Furthermore, a similar pattern was recorded between the two study forests. Seed production showed a high number of undamaged beechnuts in Medio Monte, while in El Gosco beechnuts were attacked by insects. Conclusions Our results reflect that masting phenological process and contrasting study forests’ structure influence the shifts in alpha and beta diversity of seed and non-seed bird consumers. Our study reaffirms the importance of continuing studies throughout masting in all the Mexican Beech forests to address regional efforts in preserving the relict-ecological interactions.
... Se han realizado diversos estudios sobre la avifauna que habita en esta zona, siendo ésta considerada como indicadora de la salud de los ecosistemas, además, los estudios de la ornitofauna por hábitats nos ayudan a comprender los patrones de distribución de las aves. Las aves son fáciles de detectar, su muestreo es relativamente fácil y económico de realizar y poseen una taxonomía bien conocida y relativamente estable (Stotz et al., 1996;Zaccagnini et al., 2011;Birdlife International, 2018). ...
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El estudio de los hábitats de la avifauna es fundamental para comprende los patrones de abundancia, diversidad y distribución de las especies. Por ello, se revisó bibliografía y bases de datos generadas en estudios donde se usaron transectos y redes de neblina para conocer la riqueza ornitológica en el interfluvio Napo-Putumayo-Amazonas, su composición por tipos de hábitats, especies amenazadas y principales amenazas. Se analizó la riqueza observada y esperada, así como la similitud entre los hábitats inundables (varillal pantanoso y aguajal mixto) y de tierra firme (colina baja, terraza alta y terraza media). Se compiló el registro de 558 especies, que representan más del 50 % de las especies estimadas para Loreto, siendo los bosques de colina baja los que presentan la mayor riqueza de especies. La composición de especies varía por tipo de hábitat inundable y de tierra firme, pero comparten especies, siendo la terraza media la que alberga especies de bosque inundable y tierra firme. Las familias Thamnophilidae, Tyrannidae y Furnariidae son las que están mejor representadas en todos los hábitats. La avifauna es muy diversa y alberga especies únicas, amenazadas y potenciales para el aviturismo. Lamentablemente, la zona también tiene amenazas que ponen en peligro la supervivencia de las aves, como la pérdida de hábitats por la deforestación, por la agricultura migratoria, cultivo de Erythroxylum coca y/o industria maderera, tráfico de especies y sobrecaza, por lo que es importante implementar planes de manejo de especies, planes de conservación de hábitats prioritarios o planes turísticos que garanticen la conservación de la avifauna.
... Aunque en general las aves rapaces se alimentan de aves más pequeñas y pequeños mamíferos, en algunos lugares se les ha considerado una seria amenaza a la producción de aves de corral (Zaccagnini et al., 2011), en el área de estudio el gavilán se alimenta principalmente de aves de corral por lo que las personas suelen dispararles cuando los ven cerca. Sin embargo, la matanza de estas especies podría contribuir negativamente a la estabilidad del ecosistema en la región, las aves rapaces son grandes depredadoras de especies de roedores, lo que las convierten en inestimables aliadas del ser humano en sus prácticas de agricultura, ya que muchas especies de roedores son perjudiciales para los cultivos, afectan graneros y acopios de cosechas o transmiten enfermedades al ser humano y al ganado doméstico (Muños-Pedreros, 2014). ...
Article
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The expansion of human beings towards rural areas has increased the contact and occasional conflict with wild fauna. This study analyzes the conflict between wild fauna and rural producers in two ejidos of southeastern México. Interviews were carried out with inhabitants devoted to agricultural, livestock and commercial production in the ejidos. It was found that the lands most affected were used for agriculture and livestock production. The species with highest incidence of conflict were the coyote (Canis latrans) and the birds, as well as domestic cats and dogs. The producers use agrochemicals to poison baits and thus control the pest fauna, while others use firearm hunting. The types of conflict vary from the depredation of animals, to the destruction of crops. It is necessary to analyze in detail the relationship that rural producers have with wild fauna to achieve better use and conservation. The results are the first approximations to the understanding of the fauna-man conflict in eastern Tabasco, México.
... In this study, bird species richness was greater in those crops located in a heterogeneous landscape. Similarly, Zaccagnini et al. (2011) reported greater bird species richness in wooded habitats in comparison to areas on which cattle were raised. Consequently, they found a positive relationship between bird species richness and structurally more complex vegetation, and a negative relationship with the crops. ...
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Natural environments have been altered by many human actions and during the last decades this process has been hastened in an alarming way. In the Pampean and Espinal ecoregions of Argentina, agriculture was the major contributor, producing a homogeneous landscape of cultivated lands interrupted by few small, isolated pieces of natural environment or noncultivated lands. We studied bird assemblages in two types of agricultural landscapes, one with crops located within a heterogeneous landscape matrix, such that crops were bordered by different types of noncultivated environments, and the other with crops located within a homogeneous landscape matrix away from noncultivated areas. The main objective was to compare the bird assemblage structure and composition between these two landscapes to test the hypothesis that heterogeneous agricultural landscapes support greater bird diversity than do homogeneous landscapes. We recorded 33% of the total abundance in the crops within a homogeneous matrix (CHOM) and 67% of the total abundance in the crops within a heterogeneous matrix (CHEM). The CHEM points had greater species richness, and composition of species differed between CHOM and CHEM. Thus, the results support the hypothesis that environmental heterogeneity increases bird diversity in agricultural areas, with important consequences for ecosystem services that biodiversity provides to agricultural ecosystems and for the conservation value of these systems. The fact that the protected areas by themselves are not sufficient to guarantee biodiversity conservation emphasises the important role that areas under cultivation can play. Our data provides evidence that the presence of uncultivated environments can increase the importance of agricultural lands for biodiversity conservation and, at the same time, can benefit agroecosystems by supporting bird species that can function as biological control agents of agricultural pests.
... El estudio se llevó a cabo en las provincias de Entre Ríos y sur de Santa Fe, comprendiendo parte de las provincias fitogeográficas de Pampa y Espinal (Cabrera, 1994). La porción que comprende el sur de Santa Fe y el este de Entre Ríos (se encuentra altamente agriculturizada (Zaccagnini et al., 2011) mientras que en el norte de Entre Ríos aún quedan remanentes aislados de monte xerófilo en la matriz agrícola, modificados por el ganado y con tendencia a desaparecer (Goijman & Zaccagnini, 2008). El área de estudio presenta un gradiente desde zonas con una producción agrícola muy intensa, altamente homogeneizados, a otras con un mosaico de usos y una proporción considerable de ambientes naturales o semi-naturales. ...
Conference Paper
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Palabras clave: biodiversidad, intensificación agrícola, imágenes de alta definición, servicios ecosistémicos. Resumen La simplificación de los agroecosistemas por la expansión e intensificación agrícola es una de las mayores amenazas a la biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos. El mantenimiento de pequeños remanentes de vegetación natural y semi-natural insertos en la matriz agrícola favorece la diversidad de aves. La conservación de aves insectívoras podría beneficiar los intereses productivos contribuyendo al control de plagas de cultivos. El objetivo de este trabajo fue analizar la relación entre elementos del paisaje y su configuración espacial a escala espacial fina con la riqueza de aves insectívoras en agroecosistemas de las regiones Pampa y Espinal, e identificar umbrales de respuesta. Se probó la hipótesis que predice que un aumento en la extensión y diversidad de ambientes naturales y semi-naturales, y su conectividad afecta positivamente la diversidad de aves insectívoras. Los datos de riqueza de aves se obtuvieron en 275 puntos de muestreo de aves en caminos secundarios y terciarios en un gradiente de intensificación agrícola en Entre Ríos y el sur de Santa Fe. En un área de 250 metros de radio alrededor de cada punto, se digitalizaron elementos del paisaje y se calcularon variables de composición y configuración. Para evaluar la relación entre la riqueza de aves y la estructura del paisaje se realizaron análisis con árboles de regresión múltiple aditiva (Boosted Regression Trees). El modelo realizado explicó el 38,2% de la variación observada en la riqueza de aves. La riqueza de aves insectívoras aumenta con mayor superficie, tanto de bordes arbustivo-arbóreos y herbáceos como de parches de monte, y con mayor heterogeneidad de ambientes naturales y semi-naturales. Estos resultados permiten hacer recomendaciones mas especificas de los elementos del paisaje necesarios para compatibilizar producción con mantenimiento de la biodiversidad y la provisión de servicios ecosistémicos.
... Bird responses to the expansion of row crop production have been shown to be dependent upon functional groups, with insectivore and raptor species demonstrating a greater sensitivity to increasing areas in row crops than granivores (Carrete et al., 2009;Zaccagnini et al., 2011). In addition, species-specific responses within functional groups are variable. ...
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In Argentina, the rapid expansion and intensification of row crop production that has occurred during the last 20 years has resulted in the loss of habitat and spatial heterogeneity in agroecosystems. One of the principal effects of industrialized row crop production is the loss of avian diversity and associated ecosystem services that benefit crop production. To better understand the response of bird species to the intensification and expansion of row crop agriculture in Argentina, and the potential effects on the provision of ecosystems services, we analyzed the relationship between short- and long-term changes in agricultural land use on the densities of six bird species (Milvago chimango, Caracara plancus, Tyrannus savana, Zenaida auriculata, Molothrus bonariensis, and Sturnella supercilliaris) using data from a large-scale, long-term avian monitoring program in central Argentina. Species densities responded individually to long-term landuse changes; T. savana and M. chimango densities were positively related to an increase in the annual cropping area, whereas C. plancus and S. supercilliaris were positively related to the area of non-plowed fields. M. bonariensis and Z. auriculata (considered crop pests) showed a weak relationship with land use. None of the species exhibited response to short-term changes in land-use. Although generalist species can apparently adapt to a diversity of open habitats, species that provide pest control services were also related to semi-natural habitats and thus likely to suffer from land transformation associated with intensive agricultural management. Our results, as well as those found in similar systems, denote strong inferential evidence that the disappearance of remnants of natural and semi-natural habitats in heavily transformed agricultural landscapes will have a substantial negative effect on the provision of pest control services provided by avian abundance and diversity.
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Los conceptos y buenas prácticas que se abordan en este manual, incorporan la visión funcional de los agroecosistemas y de aplicación de tecnologías para la conservación del suelo, la biodiversidad y los servicios ecosistémicos con un enfoque de Ecología del Paisaje. De esta manera se propone integrar a los sistemas productivos tradicionales una nueva “producción”, como lo son lo BSE. Para una implementación efectiva de este nuevo enfoque productivo deberán gestionarse beneficios para aquellos sistemas de producción que lo implementen. Estos beneficios deberán provenir de parte de la sociedad que será la beneficiaria de la mantención o conservación de estos BSE por parte de los productores. El objetivo principal de este Manual es difundir conceptos y recomendaciones de Buenas Prácticas para la conservación del suelo, la biodiversidad y sus servicios ecosistémicos. Se brindan conceptos, definiciones, pautas de manejo y se propone el uso de una nueva tecnología: las terrazas reservorio como conectores entre parches de vegetación nativa o espontánea y corredores para mantener heterogeneidad del paisaje y mejorar la aptitud de los hábitats para la biodiversidad. El Manual no es reglamentario sino conductivo, orientativo y apunta a quienes egislan y a todos aquellos que deseen realizar buenas prácticas de manejo agroecológico en sus campos.
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Climate change is altering ecological systems throughout the world. Managing these systems in a way that ignores climate change will likely fail to meet management objectives. The uncertainty in projected climate change impacts is one of the greatest challenges facing managers attempting to address global change. In order to select successful management strategies, managers need to understand the uncertainty inherent in projected climate impacts and how these uncertainties affect the outcomes of management activities. Perhaps the most important tool for managing ecological systems in the face of climate change is active adaptive management, in which systems are closely monitored and management strategies are altered to address expected and ongoing changes. Here, we discuss the uncertainty inherent in different types of data on potential climate impacts and explore climate projections and potential management responses at three sites in North America. The Central Valley of California, the headwaters of the Klamath River in Oregon, and the barrier islands and sounds of North Carolina each face a different set of challenges with respect to climate change. Using these three sites, we provide specific examples of how managers are already beginning to address the threat of climate change in the face of varying levels of uncertainty.
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Pesticides caused high mortality of birds in agro-ecosystems of Argentina's Pampas region during 1995–2003. As part of a program to monitor mortality events, we trained observers in distance sampling methods, conducted field trials under simulated conditions to assess the degree to which the critical assumptions of line-transect surveys were met, and estimated the density and number of chicken carcasses randomly placed along fixed transects in corn stubble, corn, alfalfa, wheat, pasture, and forest. The assumption of 100% detection probability of carcasses at 0 distance was met. We measured cluster size (1–5 carcasses) exactly and measured perpendicular distance from a cluster to transect centerline (0–40 m) with little error (absolute difference between actual and measured distances: x̄=0.14 m, SE=0.01, n= 121). Cluster detection was not size-biased in corn stubble but was size-biased in corn, alfalfa, wheat, pasture, forest, and all strata combined. Thirteen 3-observer teams performed equally well in field trials regardless of having or not having observers with previous experience conducting transect surveys of bird carcasses in agro-ecosystems. Teams with experienced and inexperienced observers missed clusters near the centerline (defined here as 1.5–5 m for wheat and 5–15 m for other strata) but detected all clusters on the centerline (defined here as 0–1.5 m for wheat and 0–5 m for other strata). Percent relative bias was 0.36% for corn stubble (n=39); 5.63% for the combined data of corn, alfalfa, wheat, pasture, and forest (n=73); and 0.51% for all strata (n=121). Bias estimates were small in relation to standard errors of density estimates, and the density estimator produced 95% confidence intervals that always included true densities. Predators and scavengers started removing carcasses during the first day of exposure (cumulative survival: x̄=0.69, SE=0.04, n=36) and stopped removing them after day 5 (cumulative survival: x̄=0.04, SE=0.02, n=5). Carcass removal rate averaged −0.38/day (SE=0.03). Although line-transect sampling represents a viable method to estimate the density and number of dead birds in agro-ecosystems, scavenging data should be collected to adjust these estimates, even when surveys are conducted the day following pesticide application. An effective communication network between collaborators and the general public and observer readiness are needed as part of research and monitoring efforts to guide decision-making on agricultural practices, promote law enforcement, and manage wildlife in agro-ecosystems.
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This book addresses a wide array of past, current, and future issues in landscape ecology to provide an overview of the varied viewpoints and perspectives that make landscape ecology a focused as well as a frustratingly diverse discipline. Essays by leading landscape ecologists span multiple spectrums, addressing scientific theory as well as applied practice, conservation as well as utilization, and aquatic as well as terrestrial systems.