Juan Mota Poveda |
Profesor Titular de Biología Vegetal |
Hermelindo Castro Nogueira |
Profesor Titular Interino de Ecología |
José Guirado Romero |
Conservador P.N. Cabo de Gata-Níjar |
Miguel Cueto Romero |
Profesor Titular Interino de Biología Vegetal |
Javier Cabello Piñar, Julio Peñas de Giles |
LA BIODIVERSIDAD EN LA PROVINCIA DE ALMERÍA
INTRODUCCIÓN
La provincia de Almería se localiza en el extremo suroriental de la península ibérica ocupando el vértice de aridez más intenso de Europa que penetra desde los vecinos desiertos norteafricanos.
Como resultado de la variedad litológica, climática, geomorfológica y edáfica de sus paisajes, Almería presenta una riqueza florística extraordinaria y una gran singularidad faunística. Casi todos los bioclimas y pisos de vegetación descritos en el mediterráneo aparecen representados en territorio almeriense, desde las altas cumbres de Sierra Nevada hasta las estepas y subdesiertos del litoral, sobre las cuencas de sedimentación miopliocenas de los corredores de Sorbas y Tabernas. En pocos kilómetros podemos pasar de los iberonorteafricanismos de los subdesiertos hasta los elementos alpinos de las cumbres nevadenses. Esta gran diversidad de hábitats aumenta, si cabe, en el piso termomediterráneo, en donde la aridez climática y edáfica y los procesos ancestrales de desertificación creados por la intervención humana se resuelve en un genuino mosaico vegetal de matorrales, espartales, albaidales y tomillares que albergan gran número de endemismos de flora y fauna. A lo anterior debemos añadir la dimensión litoral con muchos kilómetros de costa con praderas de la fanerógama endémica del mediterráneo Posidonia oceánica y comunidades bentónicas sobre sustrato volcánico de gran relevancia.
LA BIODIVERSIDAD DE ALMERÍA
Para aproximarnos a la biodiversidad de Almería con el objetivo de identificar y evaluar su distribución espacio-temporal, y las amenazas potenciales de destrucción, fragmentación y degradación que ya existen o son predecibles a medio plazo, nos hemos apoyado en cuatro Anexos expresamente elaborados. El primero de ellos (Biología de la Conservación) aporta las bases científicas de lo que debe ser una buena planificación en materia de conservación de la biodiversidad almeriense.
A él se suman otros tres Anexos, que componen un diagnóstico preciso de tres situaciones de tipo de nuestra provincia:
El estado de la diversidad biológica en un parque natural antropizado secularmente: el Parque Natural Sierra de María-Los Vélez. Parque que constituye un magnífico ejemplo de diversidad ecológica inseparablemente vinculada al paisaje cultural y a los aprovechamientos tradicionales de la tierra (agro-silvo-pastorales).
El devastador efecto de la agricultura intensiva sobre el patrimonio natural de la comarca del Poniente y se proponen medidas para intentar salvaguardar la ecodiversidad de las comunidades residuales de Artos.
La situación de la isla de Alborán y el estatus de vulnerabilidad de las taxa que alberga.
UNA PROPUESTA DE INTERVENCIÓN
Conocer los recursos y diagnosticar los riesgos son fases ineludibles de cualquier intento para propiciar una mejor y más adecuada acción de conservación de la excepcional biodiversidad que alberga la superficie almeriense.
Dejar nuestra aportación en este punto podría resultar suficiente, pero no contribuiría en exceso a alcanzar las metas que el I Encuentro Medioambiental Almeriense (EN BUSCA DE SOLUCIONES) pretende.
Por ello abordamos a continuación el detalle de una propuesta concreta de intervención. Propuesta que creemos de máximos, y que sin duda quedará completada en las sesiones del encuentro.
Su estructuración en cinco capítulos responde a una voluntad expresa de darle cobertura dentro del marco institucional organizador del encuentro (Universidad de Almería, Diputación Provincial, Consejería de Medio Ambiente y Asociaciones de Conservación de la Naturaleza: GEM) responsables, según los casos, de la tutela, promoción y viabilidad práctica de cuantas iniciativas relacionadas con la protección, recuperación y puesta en valor de nuestra biodiversidad, se puedan desarrollar en nuestra provincia.
DESARROLLO NORMATIVO
Desarrollo de nuevas figuras de protección en el marco de la Ley 2/89 de Inventario de Espacios Naturales Protegidos y medidas adicionales para su conservación:
Reserva Geológica.
Microreserva vegetal.
Lugar de interés didáctico y científico.
Formaciones o hábitats de interés para la Unión Europea.
Reserva ornitológica.
Reserva herpetológica.
Desarrollo de los niveles de concrección de las normativas legales vigente en materia de ordenación de recursos naturales y protección de la biodiversidad:
Parque Natural Sierra Nevada: desarrolla su actual PORN, que obvia el valor de sus zonas áridas
Parajes Naturales: todos los almerienses, desarrollar y aprobar sus PORN.
Revisión y adaptación sistemática de los estatus de protección de las especies catalogadas (fauna y flora) a nivel de Andalucía. Un ejemplo claro es el estatus de Limonium stevei y Linaria nignians, especies ambas en serio riesgo de extinción, como consecuencia del avance de los cultivos intensivos y de los procesos de urbanización.
Desarrollar normativa específica de regulación de actividades de sobresaliente impacto sobre el medio natural y su biodiversidad:
Defensa del patrimonio genético:
Control y/o prohibición de repoblaciones cinegéticas (perdiz, conejo, etc.).
Desarrollo de reservas cinegéticas dentro de los planes técnicos de cada espacio dotado con un régimen cinegético espacial (cotos).
Control de predadores.
Vallado de fincas.
Introducción de especies (ciervo, muflón, amú, ......, ardilla, etc.).
Deportes generadares de impacto
4 x 4 y motocros
Submarinismo y pesca submarina.
Espeleología.
Revisar el planteamiento ambiental vigente en el ámbito del Parque Natural Cabo de Gata-Níjar, promoviendo la protección específica de determinadas zonas de sus ambientes marinos:
Praderas Posidonia oceánica.
Piedra de los Meros.
Arrecifes barrera de Posidonia.
Arrecifes de vermétidos.
PLANIFICACIÓN
Debe desarrollarse un esfuerzo de planificación y ordenación que posibilite la idónea incorporación de los hábitats almerienses a la RED NATURA 2000. Los trabajos específicos debiera concentrarse en:
Tramitar Plan de Ordenación de Recursos Naturales y posterior declaración como espacios protegidos de los siguientes ámbitos almerienses:
Isla de Alborán.
Desiertos de Almería.
Cumbres de Sierra Nevada.
Sierra de Gádor.
Cumbres de Sierra de Filabres.
Sierra de Cabrera y Bédar.
Praderas de Posidonia oceánica de Villaricos-Pulpí.
Desarrollar la figura de Monumento Natural en la provincia de Almería:
Arrecife barrera de los Bajos de Roquetas.
El Hoyazo de Níjar.
Cerradas de Almería:
+ Tíjola.
+ Olula del Río/Urracal.
+ Río Jauto.
Acantilados de Pulpí.
Sistemas insulares almerienses: Terreros, Negra y San Andrés.
Desarrollar figura de Microreserva Vegetal:
Retamares de Tabernas.
Poblaciones de Limonium estevei (Mojácar).
Peña Lobera.
Los Artos de El Ejido.
Pinar de Oria.
Desarrollar la figura de Reserva Geológica:
Las balsas de Sierra de Gádor.
Barranco del Azagador (Túrre).
Barranco Salinas (Vélez Blanco).
Garganta del Río Verde (Berja).
Arco del Maimón.
Desarrollo de figura "Lugar interés didáctico y científico":
"Algaida" de la Cañada de San Urbano.
"Las Marinas" de El Alquián, área de reproducción de invertebrados endémicos.
Desarrollo de figura de "Reserva ornitológica"
Cañada de las Norias.
Cola Pantano de Beninar.
Cola Pantano Cuevas de Almanzora.
Albufera deltaica del Río Aguas.
Salinas de Guardias Viejas.
Desarrollo de figura de "Reserva herpetológica" para determinados ámbitos de:
Sierra de Los Pinos (Cuevas del Almanzora)
Sierra de Almagro (Cuevas del Almanzora)
Sierra Lisbona y Alcornia (Bédar)
Sierra Cabrera (Turre)
Desarrollo de figura de "Paisaje Protegido" para determinados ámbitos de:
Palmerales de los Baños de Sierra Alhamilla.
Acantilados de Aguadulce.
Litoral Sierra Almagrera.
Sierra Partaloa
Sierra Lisbona
Sierra El Aguilón
Palmeral de Overa
Palmeral del Pilar de Jaravia
Salar y Salinas de Terreros
Desarrollo de la figura de "Parque Periurbano" para fomentar la aproximación de la población al conocimiento del medio natural y la diversidad biológica que encierra.
Desarrollo de la figura de "Formación o hábitat de interés Unión Europea":
Formaciones de ribera en diversos cauces provinciales.
ADMINISTRACIÓN Y GESTIÓN
Puesta en práctica de la orden de control de los aprovechamientos de ciertas especies vegetales (tomillos, gayuba, esparto, etc.).
Control exhaustivo de la red de caminos y los riesgos de desnaturalización del medio que inducen, de probada repercusión directa sobre los índices de biodiversidad de los territorios.
Incentivar la aplicación homogénea de la legislación ambiental vigente (Ley 2/92, ley 7/94, Decreto 104/94, de especies de la flora silvestre amenazada, etc.) en todos los espacios naturales estén o no protegidos.
Incrementar las inversiones en materia de socialización (compra, expropiación o convenio) de las propiedades privadas que integran albergan hábitats del máximo interés ambiental (Artos de El Ejido; Azufaifo de Torregarcía).
Establecimiento de líneas directas de "Ayudas a la Conservación", que eviten efectos no deseados de "las actuales ayudas a la intervención", hoy por hoy, una inagotable fuente de impactos no deseados (Forestaciones; cambios de uso para plantaciones de olivar y almendro; etc.).
Desarrollo, de acuerdo con el Catálogo Andaluz de Especies de Flora Amenazada de los Planes de recuperación de especies. Debe prestarse atención a las especies incluidas en anexo 1 (en peligro de extinción): Juniperus oxycedrus subsp. macrocarpa, Taxus baccata Narcissus nevadensis, N. tortifolius Seselí intrincatum Anacyclus alboranensis, Artemisia granatensis, Coronopus navasii, Diplotaxis siettiana, Euzomodendron bourgeanum, Vella pseudocytisus, Buxus balearica, Antirrhinum charidemi, Erodium rupicola Androcymbium europaeum, Limonium estevei y Atropa baetíca.
Recolección de semillas y otro tipo de material vegetal para el Banco de Germoplasma Andaluz y el futuro Banco de germoplasma de la Universidad de Almería, de manera que se asegure su futuro.
Mayor coordinación en las actuaciones medioambientales y exigencias en el cumplimiento de la normativa de protección sobre biodiversidad, mediante su máxima consideración en las evaluaciones de impacto ambiental.
INVESTIGACIÓN
Elaboración de un documento en el que se analice, por parte de especialistas, el inventario de la diversidad de los diferentes grupos taxonómicos que pueblan la provincia. En este documento deben darse: Breve descripción de grupo (caracteres morfológicos, origen evolutivo, utilidad, etc.), estimaciones de la riqueza en lo que al número de taxa se refiere, análisis de las lagunas que quedan por cubrir y perspectivas, obras de referencia fundamentales para abordar su estudio y las medidas prioritarias que pueden contribuir a su conservación. Este inventario debe contener también un registro de las variedades animales y vegetales tradicionales de la agricultura almeriense.
Elaboración de un Libro Rojo de las especies en peligro de extinción en la provincia.
Favorecer y facilitar la investigación sobre biodiversidad y a la creación de colecciones biológicas con fines científicos y educativos (herbarios, museos, etc.).
Puesta en marcha de "PROGRAMAS DE SEGUIMIENTO E INVESTIGACIÓN APLICADA". Programas que deberán:
Evaluar el "EFECTO RESERVA" (Consecuencia en unos casos de la simple declaración y en otros del modelo de gestión aplicado en cada espacio) mediante la "utilización de indicadores específicos".
Elaborar las directrices de detalle en las que apoyar la toma de decisiones de gestión relacionadas con:
La conservación de los recursos naturales de cada espacio.
El fomento, ordenación y control de actividades existentes o de nueva creación que sobre ellos se soporten.
Como indicadores cabe señalar los siguientes:
Medio Físico
Degradación de yacimientos fósiles
Conservación/degradación de suelos (físicos/química).
Calidad físico química de las aguas (superficiales y subterráneas).
Repercusión de aguas residuales.
Grado de cumplimiento de planes anuales de restauración y nedidas de control ambiental de la actividad minera.
Demanda de información y uso en relación con los georrecursos.
Nivel de interpretación didáctico-turística, de los georrecursos de cada Espacios Naturales
Medio Biológico
Evaluación del Efecto Reserva y del Efecto de la Frecuentación, mediante el uso como indicadores de:
Ornitofauna (aves acuáticas, esteparias, marinas, ...., rapaces, etc., según espacios.
Reptiles y mamíferos en determinados sistemas.
Ictiofauna (peces) en cauces fluviales (Sierra Nevada), zonas húmedas (Salinas y Albuferas Adra) y ámbitos marinos (Cabo de Gata) protegidos.
Flora endémica.
Hábitat naturales de interés prioritario.
Carga pastante (Fauna salvaje y doméstica).
Invertebrados endémicos o vulnerables.
Creación de unidades de Jardín Botánico, para la conservación de especies ex situ, con vocación mediterráneo-desértica (Parque Natural Cabo de Gata-Níjar/Desierto de Tabernas).
Potenciar la Reserva de fauna Sahariana y de Centros de recuperación de fauna (Reptiles y fauna marina).
Desarrollo de un "Centro de Investigación en Biología y Ecología Litoral" que cuente con la participación de la Administración ambiental andaluza y estatal, Universidades, CSIC y Empresas patrocinadoras.
DIVULGACIÓN Y PARTICIPACIÓN
Fomentar entre la sociedad almeriense el conocimiento de su riqueza y diversidad biológica, así como los beneficios de su salvaguarda. El papel de los profesionales de la educación debe ser determinante en este sentido al igual que el uso de los espacios protegidos y las colecciones biológicas con propósitos educativos.
Desarrollo de iniciativas de interpretación (señalización en campo, folletos y guías temáticas, monografías y materiales audiovisuales) acerca de los recursos del medio físico que condicionan la excepcional biodiversidad almeriense y de divulgación (folletos, guías temáticas, vídeos, etc.) acerca de la propia biodiversidad almeriense:
Flora y vegetación Espacios Naturales Protegidos.
Vegetación de riberas.
Hábitats de interés prioritario de la provincia.
Desarrollo de programación divulgativa específica en los medios de comunicación local (radio y TV) con el apoyo de los centros de investigación (UAL, CSIC, etc.) a través de iniciativas de patrocinio mixto (privado/público).
Desarrollo de acciones de voluntariado ligada a la conservación de las especies y los hábitats y al mantenimiento y uso didáctico de centros con colecciones vivas (Jardines Botánicos y Centros de Recuperación).
Jornadas de defensa de hábitats y/o especies en peligro ("Estepas semiáridas litorales") cuya conservación resulta imprescindible para el mantenimiento de la biodiversidad (flora, aves, invertebrados, etc.) a ellas asociadas.
Actividades de aproximación (divulgación) al conocimiento del medio natural almeriense (Paseos, itinerarios, observaciones, etc.).
ANEXO I
LA BIOLOGÍA DE LA CONSERVACIÓN
INTRODUCCIÓN
El interés por la protección de las especies animales y vegetales del mundo se ha intensificado en los últimos 20 años. Tanto los científicos como el público en general, se han dado cuenta de que vivimos en una época de extinción masiva de especies sin precedentes, comparable a la de algunas épocas del pasado geológico. A menos que se invierta la tendencia, las especies emblemáticas que simbolizan la vida salvaje, tales como elefantes, tigres, osos, etc., podrían desaparecer de la naturaleza.
La causa principal responsable de la extinción de las especies es la destrucción de los hábitats que se deriva de actividades humanas, tales como la tala de bosques templados y tropicales, sobrepastoreo, desecación de humedales y contaminación de las aguas marinas y continentales. Un segundo grupo de causas de extinción proviene de la explotación intensiva de animales y plantas, con moderna tecnología, para suministro de mercados nacionales e internacionales. Incluso en el interior de espacios protegidos, como parques nacionales o reservas naturales, se requieren medidas extremas de vigilancia para evitar la extinción o la reducción de las poblaciones. La fragmentación de los hábitats a partir de su estado primitivo, también constituye una amenaza para el futuro de muchas especies.
CRISIS DE LA BIODIVERSIDAD Y CONCIENCIA AMBIENTAL
La preocupación sobre la extinción masiva de especies se fundamenta en varias consideraciones. Primera, las amenazas actuales sobre la biodiversidad no tienen precedentes. Nunca en la historia de la biosfera, la amenaza de extinción ha afectado a tantas especies en tan corto período de tiempo.
En segundo lugar, la amenazas sobre la biodiversidad se están acelerando debido al incremento de la población humana y a los avances tecnológicos. Esta dramática situación aparece exacerbada por la desigual distribución mundial de la pobreza y la enfermedad, en los países tropicales, que albergan la mayor riqueza de especies.
En tercer lugar, los científicos se están dando cuenta que muchas de las amenazas sobre la diversidad biológica tienen efectos sinérgicos, es decir, que determinados factores independientes tales como la lluvia ácida, la explotación forestal y la caza, tienen efectos aditivos que empeoran la situación (Myers, 1987). Finalmente, la gente está tomando conciencia de que los procesos que amenazan la biodiversidad también son nefastos para el futuro de la humanidad puesto que afectan negativamente a las materias primas de las que dependen los alimentos, las medicinas, el agua y otros bienes y servicios fundamentales.
Los esfuerzos actuales para proteger nuevas áreas para la conservación determinarán que especies serán preservadas. En el futuro se recordarán los años finales del siglo XX como una época en la que un puñado de personas salvaron de la extinción numerosas especies.
La biología de la conservación es una nueva ciencia multidisciplinar desarrollada frente a la crisis de la diversidad biológica. Tiene dos objetivos: investigar los impactos humanos sobre la biodiversidad y ensayar procedimientos que impidan la extinción de especies (Soulé, 1985, 1986; Wilson, 1992). En muchos casos exige el establecimiento de compromisos entre prioridades de conservación y necesidades humanas.
Difiere de otras disciplinas (agricultura, ingeniería forestal, manejo de vida salvaje y biología pesquera) por considerar como prioridad la protección a largo plazo de las comunidades biológicas, con los factores económicos en un segundo plano.
Disciplinas académicas tales como biología de las poblaciones, taxonomía y ecología se consideran esenciales para la biología de la conservación. En ellas tradicionalmente no se incluían las actividades humanas como objeto de investigación.
La biología de la conservación interrelaciona disciplinas clásicas de investigación pura y aplicada de un espectro muy amplio de orígenes. La legislación ambiental suministra la base legal para la protección de especies y hábitats amenazados. La ética ambiental proporciona racionalidad. Ciencias sociales tales como la antropología, sociología y geografía suministran conocimiento de las perspectivas de protección desde ámbitos más locales. La economía ambiental proporciona métodos de valoración de la diversidad biológica. La ecología de ecosistemas y la climatología desarrollan modelos que predicen los cambios ambientales en el futuro.
Las decisiones sobre conservación se toman a diario, a veces, en condiciones forzadas. Los biólogos y científicos de la conservación deben suministrar argumentos rigurosos que orienten las decisiones de los gobiernos y del público en general.
EL CONCEPTO DE DIVERSIDAD BIOLÓGICA
La definición de diversidad biológica propuesta por el US. Office of Technology Assessment (1987) es la siguiente: "la variedad y variabilidad entre los organismos vivos y los complejos ecológicos de los que forman parte". Este concepto puede ser subdividido en tres niveles. La diversidad biológica en su nivel más básico incluye todas las especies de la tierra, tales como bacterias, virus y protistas hasta los reinos multicelulares de hongos, plantas y animales. En un nivel más fino de organización la diversidad biológica incluye la variación genética, tanto entre poblaciones separadas geográficamente como entre diferentes individuos pertenecientes a al misma población. En una escala más amplia la diversidad biológica incluye variaciones en las comunidades biológicas y en los ecosistemas en que viven las especies y todas las interacciones posibles entre estos niveles.
La diversidad genética es necesaria en muchas especies para poder mantener su vitalidad reproductiva, su resistencia a las enfermedades y su capacidad de adaptación a las condiciones cambiantes del medio. En el ámbito de plantas y animales domésticos la diversidad biológica es necesaria en los planes de cría para mantener las especies de interés agropecuario.
La diversidad de especies representa el espectro de adaptaciones evolutivas y ecológicas a determinados ambiente. Una selva tropical con gran riqueza de especies alberga una amplia variedad de productos de origen vegetal y animal que pueden ser utilizados como alimentos, refugio y medicinas.
La diversidad a nivel de comunidad representa la respuesta colectiva de las especies a diferentes condiciones ambientales. Comunidades biológicas tales como desiertos, praderas, zonas húmedas y bosques mantienen la continuidad de prósperos ecosistemas que proporcionan al hombre servicios tales como control de inundaciones, protección frente a la erosión y purificación del aire y del agua (Woodwell, 1990; Odum, 1993).
EL ORIGEN DE NUEVAS ESPECIES
La similitud bioquímica entre todas las especies vivientes indica que la vida sobre la tierra se originó probablemente una sola vez, hace unos 3'5 billones de años. A partir de una especie inicial se originaron los millones de especies existentes en la actualidad. El proceso de formación de nuevas especies se denomina especiación.
El proceso mediante el cual una especie evoluciona hacia otra nueva fue descrito por vez primera por Charles Darwin y Alfred Russel Wallace hace más de cien años. Esta teoría darwiniana es aceptada actualmente por toda la comunidad científica. Darwin suministró abundantes y convincentes evidencias en su libro, ya clásico, "El origen de las especies" (1859). La cantidad de información suministrada por los registros fósiles y los avances en biología molecular han consolidado la teoría de la evolución darwiniana.
La aparición de nuevas especies es un proceso muy lento que tiene lugar a lo largo de cientos, o miles, de generaciones. La formación de nuevos géneros o familias es un proceso todavía más lento que necesita cientos de miles o millones de años.
Aunque siguen surgiendo nuevas especies, en la actualidad, la tasa de extinción es probablemente mil veces más rápida que la de especiación. La situación actual es peor de lo que las estadísticas sugieren. En primer lugar, la tasa de especiación está ralentizándose debido a la ocupación antrópica de la superficie de la tierra en perjuicio de las comunidades biológicas. Cada vez hay menos poblaciones de individuos de cada especie y por lo tanto menor probabilidad y oportunidad de especiación. Muchas de las áreas protegidas y Parques Nacionales no poseen superficie suficiente para hacer posible los procesos de especiación. En segundo lugar, muchas de las especies amenazadas de extinción son los últimos representantes de familias y géneros enteros ya extinguidos. La extinción de estos "fósiles vivientes" representativos de antiguos linajes no está compensada por la aparición de nuevas especies.
Diversidad Genética.
En cada nivel de la diversidad biológica, genética, de especies y de comunidades, los biólogos estudian los mecanismos que mantienen o alteran los índices de diversidad.
Si ciertos alelos proporcionan mayor capacidad de supervivencia, las frecuencias genéticas en la población cambiarán en las siguientes generaciones. Este fenómeno se denomina selección natural.
La variabilidad genéticas dentro de una población puede ser medida como:
1. El número y porcentaje de genes de la población que son polimorfos, es decir que tienen más de un alelo.
2. El número de alelos de cada gen polimórfico.
3. El número y porcentaje de genes por individuo que son polimórficos.
La variabilidad genéticas puede afectar a la diversidad en el nivel de especie. Una especie consta de una o más poblaciones y aunque la mayor parte de la reproducción tiene lugar en el seno de una misma población, esporádicamente ciertos individuos se mueven entre diferentes poblaciones provocando la transferencia de nuevos alelos y recombinaciones genéticas.
La variación genéticas también tiene lugar en los animales y plantas domésticas. A través de generaciones de selección artificial realizada por el hombre, se obtuvieron variedades productivas y útiles a determinadas condiciones locales de suelo, clima y enfermedades. Este proceso de manipulación e ingeniería genética se ha acelerado en la actualidad. Se han obtenido miles de variedades de arroz, patatas, maíz, etc., las razas existentes de ganado, gallinas, cerdos, conejos, gatos y perros ilustra la capacidad humana de selección genética.
Comunidades y Ecosistemas.
Una comunidad biológica está definida por el conjunto de especies que ocupan una determinada localidad y los procesos de interacción existentes entre ellas.
El ambiente físico afecta a la estructura y características de una comunidad biológica pero ésta puede también incidir sobre las características físicas del ecosistema. En un ecosistema terrestre, por ejemplo, la velocidad del viento, la humedad y la temperatura en una localidad concreta pueden ser alteradas por las plantas y animales presentes. En ecosistemas acuáticos, características tales como turbulencia y turbidez del agua, parámetros químicos, y profundidad afectan y condicionan el tipo de comunidad biológica pero, al mismo tiempo, ciertas comunidades como las praderas de algas o los arrecifes de coral pueden también modificar el ambiente físico.
El nicho de una especies muchas veces incluye la etapa de la sucesión que ocupa. La Sucesión es el proceso gradual de cambio en la composición de las especies, estructura de la comunidad y características físicas que atraviesa una comunidad biológica sometida a perturbaciones de origen natural o antrópico. Por ejemplo mariposas de sol y plantas anuales aparecen en etapas tempranas de la sucesión tras la destrucción de viejo bosque. En este estadio temprano el suelo recibe altos niveles de luz con temperaturas elevadas y poca humedad, durante el día. A lo largo de varias décadas el bosque será lentamente restaurado. Distintas especies, incluyendo especies vegetales de sombra y aves que nidifican en huecos de troncos caídos aparecen en las etapas tardías de la sucesión del bosque maduro. Patrones similares de etapas con organismos distintos a lo largo de la sucesión se pueden observar en praderas, riberas de lagos y áreas intermareales de los océanos.
La composición de las comunidades está muchas veces afectada por procesos de competición y predación (Price, 1992; Ricklefs 1992; Terborgh 1992). Los predadores muchas veces reducen dramáticamente el número de individuos de la especie presa y pueden llegar a eliminar algunas especies presa en cierto tipo de hábitats. Los predadores pueden incrementar indirectamente la diversidad biológica de una comunidad al mantener muy bajas las densidades de las especies presa que, de este modo no necesitan competir entre sí.
ESPECIES CLAVE
Dentro de las comunidades biológicas, ciertas especies pueden ser importantes porque determinan la capacidad de supervivencia de otras muchas. Estas especies cruciales han sido denominadas especies llave (Pine, 1966; Terborgh 1986; Howe 1984). La protección de las especies llave constituye una prioridad en los esfuerzos de conservación, puesto que su desaparición de un área protegida puede implicar la pérdida de otras muchas especies. Debido a la especialización trófica de muchos insectos tropicales que se vinculan a determinadas especies vegetales, Raven (1976) ha sostenido que la extinción de una especie de planta tropical implica la pérdida subsiguiente "en cascada" de unas 10 o 30 especies de insectos.
Las evidencias muy recientes, sobre los altos niveles de diversidad de especies de insectos tropicales, indica que es posible que la extinción de una sola especie vegetal pueda provocar la eliminación de cientos de especies de insectos.
Entre las especies llave más obvias figuran los superpredadores puesto que controlan las poblaciones de herbívoros (Redford 1992). La eliminación de un pequeños número de individuos predadores, que representan muy poca cantidad de la biomasa total, puede implicar cambios dramáticos en la vegetación y una gran pérdida de diversidad biológica.
RECURSOS CLAVE
Determinados hábitats pueden contener recursos limitantes llamados "recursos clave" que ocupan pequeñas áreas dentro del hábitat pero son esenciales para numerosas especies. Por ejemplo:
- Depósitos de sal y minerales suministran nutrientes esenciales para la vida salvaje, especialmente en áreas del interior con fuertes precipitaciones. La distribución de los yacimientos de sal puede determinar la abundancia y distribución de los vertebrados en el área.
- Pozos profundos en arroyos y manantiales pueden constituir los únicos refugios para peces y otras especies acuáticas durante la estación seca cuando descienden los niveles de agua. Además, pueden ser los únicos puntos de abastecimiento de agua para animales terrestres en áreas a veces muy extensas.
- Los gradientes altitudinales pueden ser cruciales en la protección de áreas tropicales. Muchos vertebrados e insectos frugívoros o comedores de néctar requieren un suministro constante de alimento y una manera de conseguirlo es moverse de más comunidades a otras. Los gradientes topográficos son ocupados por diferentes comunidades vegetales y los movimientos migratorios en sentido descendente o ascendente constituyen una eficiente conducta de búsqueda de nuevas fuentes de alimento.
- Los manglares son comunidades de especies vegetales leñosas que ocupan la estrecha franja intermareal en muchas regiones tropicales y subtropicales del mundo. Los manglares son áreas importantes de reclutamiento para las fases juveniles de muchas especies marinas y zonas de alimentación durante las pleamares para muchas especies de peces y crustáceos. La pérdida de recursos clave puede provocar la pérdida inmediata de especies animales. La eliminación de troncos de árboles caídos en los bosques puede hacer desaparecer lugares de nidificación e invernada de muchas especies de aves y de otros vertebrados.
MEDIDA DE LA DIVERSIDAD BIOLÓGICA
Además de la definición de biodiversidad comúnmente aceptada por los biólogos de la conservación, existen otras definiciones en la literatura ecológica desarrolladas para comparar índices de biodiversidad de diferentes comunidades. Estas definiciones han sido utilizadas para comprobar la teoría que vincula el incremento de los niveles de diversidad con el incremento del nivel de estabilidad de las comunidades (MacArthur, 1955; Mc Naughton, 1989; Pimm, 1991). Sin embargo esta línea de investigación ha conducido a la conclusión de que, a veces, no existe una relación directa entre diversidad y estabilidad. Como dice Kimmins (1987) el concepto de diversidad se puede referir a todos los organismos que constituyen una comunidad pero, generalmente, se usa para aplicar a un grupo determinado de organismos. De este modo referirnos a la biodiversidad de las plantas vasculares, de las aves, de los mamíferos o de la fauna edáfica.
En su concepto más sencillo la diversidad se puede definir como el número de especies de una comunidad o "riqueza de especies". La mayoría de las definiciones también incluyen la medida de como la abundancia de individuos se distribuye entre las distintas especies. Por ejemplo,. si existen 10 especies diferentes de aves en una comunidad de 60 individuos, un reparto uniforme de la abundancia sería 6 individuos por cada especie y un reparto irregular podría ser 2 aves por especie en 5 de ellas y 50 aves pertenecientes a la sexta especie. En el primer caso ninguna especie sería considerada dominante, en el segundo caso la comunidad estaría dominada por la sexta especie.
Pielou (1969) consideró que la diversidad es un estadístico sencillo en el que se combinan el número de especies y la equitatividad. Se han propuesto numerosas fórmulas para calcular la diversidad, combinando siempre los dos tipos de información (Peet, 1974). Todos los métodos dan resultados similares con matices en función del tamaño de la muestra y de la rareza de especies. También resulta problemático evaluar comunidades en las que los individuos tienen tamaños muy diferentes como ocurre en las comunidades vegetales. Por ejemplo, si una comunidad vegetal consta de un número pequeño de grandes hayas y una gran cantidad de pequeñas especies, deberán ser consideradas las pequeñas especies como dominantes debido a su abundancia o las grandes hayas que aportan la mayor biomasa. No es fácil resolver estas dudas implícitas en los índices de diversidad que son útiles para realizar comparaciones ecológicas pero menos útiles cuando se aplican a la biología de la conservación. Los índices de diversidad deben ser usados como un instrumento de análisis pero no utilizados para definir la diversidad (Cooley and Cooley, 1984). En su estado actual los índices de diversidad sólo describen aspectos parciales del amplio concepto de diversidad biológica.
El número de especies de una comunidad es descrito generalmente como diversidad Alfa. Este concepto está muy próximo al de riqueza de especies y se puede usar para comparar el número de especies en diferentes tipos de ecosistemas. El término Beta diversidad se refiere al grado en el que la composición de especies varía a lo largo de un gradiente ambiental. La diversidad Beta es alta, por ejemplo, cuando la composición de especies de la mayoría de las comunidades varía en cotas cada vez más altas de un gradiente altitudinal. Sería baja cuando las mismas especies ocupan toda la ladera de la montaña. La Gamma diversidad se aplica a escalas geográficas de mayor amplitud. Se define como la tasa de aparición de nuevas especies como resultado de emplazamientos geográficos distintos para un mismo tipo de hábitat. Es una tasa de renovación de especies con la distancia entre localidades de hábitat similar Cody, 1986). Las comunidades de plantas del amazonas muestran altos índices de diversidad en las escalas Alfa, Beta y Gamma.
DISTRIBUCIÓN DE LA DIVERSIDAD BIOLÓGICA
Los ambientes más ricos en términos de número de especies parecen ser las pluvioselvas tropicales, los arrecifes de coral, grandes lagos tropicales y posiblemente los grandes fondos (Fischer 1960; Connell and Orias 1964; Pianka 1966; Grassle 1991). También hay gran abundancia de especies en hábitats tropicales secos, tales como formaciones de matorral, praderas y desiertos (Mares 1966), y matorrales templados de climas mediterráneos como los de Sudáfrica, Sur de California y Sudoeste de Australia. En las pluviselvas tropicales la gran diversidad se debe a la extraordinaria abundancia de especies de la clase insectos. En arrecifes de coral y mares profundos la diversidad abarca espectros más amplios de clases (Grassle et al 1991; Ray and Grassle 1991). La diversidad en el mar profundo puede deberse a la edad y estabilidad del medio ambiente (Grassle and Maciolek, 1992), así como a la especialización sobre diferentes tipos de sedimento (Etter and Grassle, 1992). La gran diversidad de peces y otras especies en los grandes lagos tropicales es debida a la rapidez de la radiación evolutiva en series de hábitats productivos y aislados (Kaufman, 1992). Los sistemas marinos contienen representantes de 28 de los 33 fila del reino animal existentes en la actualidad. Trece de estos fila son exclusivamente marinos (Grassle et al., 1991). En contraposición sólo un filum es exclusivo del ambiente terrestre y ninguno aparece restringido a los ambientes de agua dulce. Cuatro fila se vinculan a asociaciones de naturaleza simbiótica.
Los patrones de distribución de la biodiversidad son poco conocidos en determinados grupos de organismos. Por ejemplo, el 80 % de las especies de coleópteros capturados en un estudio en Panamá fueron nuevas para las ciencias, a pesar de ser una de las áreas tropicales mejor conocidas (Erwin, 1983; May, 1992).
En casi todos los grupos de organismos la biodiversidad se incrementa hacia las zonas tropicales. Por ejemplo, Venezuela posee, 305 especies de mamíferos mientras Francia sólo posee 113 a pesar de tener extensiones parecidas. El contraste es particularmente llamativo en árboles y plantas con flores; una hectárea de selva tropical en el Perú amazónico o Malayo podría albergar 300 o más especies de árboles (diámetro a la altura de la copa de anchura superior a 10 cm.), mientras que en un bosque templado de Europa o de USA el número de especies arbóreas es inferior a 30.
En general existe correspondencia en la distribución de la riqueza de especies entre distintos grupos de organismos. Por ejemplo, los patrones de distribución de diversidad de especies entre coleópteros, lepidópteros y aves en Norteamérica y Australia son similares (Pearson and Cassola, 1992). Sin embargo, dentro de cada grupo la distribución de la riqueza específica puede variar de unas áreas geográficas a otras en función de circunstancias históricas o de las disponibilidades de hábitat adecuado. Por ejemplo en África la biodiversidad de los lepidópteros aumenta hacia el noroeste y la de las plantas es máxima en el área ecuatorial occidental, mientras aves, primates y otros mamíferos alcanzan los valores máximos en África Central y Oriental.
Los patrones de distribución de la diversidad en las especies marinas también se incrementa hacia las áreas tropicales. Por ejemplo en la Gran Barrera Australiana existen 50 géneros de corales en la zona norteña próxima a los trópicos pero sólo 10 géneros en la zona sur más alejada del trópico (Stehli and Wells, 1971). En el caso de los tunícados marinos, aparecen 103 especies de squirts en las zonas árticas frente a más de 600 en aguas tropicales (Fischer, 1960). También se producen hacia los trópicos, incrementos paralelos en la diversidad de las especies planctónicas y en especies marinas de profundidad (Buzas and Culver, 1991).
Los patrones de distribución de riqueza de especies también se pueden ver afectados por variaciones locales en la topografía, clima y condiciones ambientales (Diamond, 1988 a; Brown and Gibson, 1983; Currie, 1991). En comunidades terrestres la riqueza de especies tiende a disminuir con el incremento de la altitud, disminución de la radiación solar y disminución de las precipitaciones. Los índices de riqueza específica más bajos de África con respecto a Sudamérica o Asia pueden ser debidos a la menor tasa media de precipitaciones y menor extensión de áreas boscosas. Incluso, dentro de la propia África tropical, las áreas más secas de la zona del Sahel tienen menor riqueza de especies que las más húmedas del Sur. Sin embargo las extensas áreas de Sabana de África Central y Oriental poseen una riqueza y abundancia de antílopes y otros angulados herbívoros no equiparable por ningún otro continente. En el grupo de los mamíferos, los índices de mayor diversidad se alcanzan en áreas de precipitación intermedia con respecto a los hábitats muy secos o muy húmedos (Western, 1989; Mares, 1992).
La riqueza de especies también pude ser mayor en áreas de topografía compleja que permite el aislamiento genético, adaptaciones locales y especialización (Ray 1991; Pagel et al., 1991). Por ejemplo, una especie sedentaria que ocupa una serie de cumbres montañosas puede evolucionar hacia varias especies nuevas, cada una adaptada a su propio ambiente montano. Áreas de geología compleja generan diferentes condiciones edáficas, con fronteras bien delimitadas, que conducen a las comunidades y especies a adaptarse a cada tipo de suelo. Entre comunidades de clima templado aparecen altos índices de diversidad de especies vegetales en el Sudoeste de Australia, Sudáfrica y otras zonas de clima mediterráneo con inviernos suaves y húmedos y veranos calurosos y secos (Myers, 1991 a). Las comunidades herbáceas y de matorral mediterráneas son ricas en especies debido a la combinación de considerable edad geológica y complejidad de condiciones del medio.
Los factores históricos son también importantes para entender mejor la distribución de la diversidad. Las áreas geológicamente más antiguas poseen mayor diversidad. La riqueza es varias veces mayor en el Océano Índico y en el Pacífico Occidental que en el Océano Atlántico que, geológicamente, es más joven. Existen 50 géneros de corales en muchas áreas Indopacíficas y solamente en torno a 20 géneros en el Mar Caribe y Océano Atlántico (Stheli and Wells, 1971; Goldman and Talbot, 1976). Las áreas geológicamente más antiguas han tenido más tiempo para recibir especies dispersadas desde otras partes del mundo y más tiempo de especiación, por adaptación a las diferentes condiciones locales.
PÉRDIDA DE LA BIODIVERSIDAD
Vivimos una época de destrucción acelerada de la biodiversidad. Has más especies de seres vivos sobre la tierra en el actual periodo geológico que en el pasado pero, como consecuencia de la actividad humana, la tasa de extinción también es hoy mayor que nunca. La pérdida de diversidad tiene lugar en todos los niveles; se destruyen ecosistemas y comunidades y muchas especies están condenadas a la extinción. Este fenómeno de pérdida de biodiversidad afecta a las regiones tropicales y a las templadas y tanto a los hábitats terrestres como a los acuáticos (Willians and Nowark, 1986). Poblaciones y subespecies que no están en peligro de extinción se producen, sin embargo, pérdidas de variabilidad genética al decrecer la diversidad y aumentar el aislamiento entre las diferentes poblaciones. Las causas hay que buscarlas en el amplio espectro de actividades antrópicas que destruyen hábitats naturales para satisfacer necesidades humanas. En la época actual, aproximadamente el 40 % de la productividad primaria total del ambiente terrestre es aprovechada por la especie humana, lo que representa el 25 % del total de la productividad del planeta (Vitousek et al., 1986). La pérdida de diversidad genética afecta incluso a las especies domésticas debido al proceso de abandono las prácticas agropecuarias tradicionales. En Estados Unidos, cerca del 97 % de las variables cultivadas en el pasado han desaparecido (Cherfas, 1993). En los pises tropicales, los agricultores y granjeros están abandonando sus variedades y razas locales a favor de variedades de alto rendimiento comercial (Bedigian, 1991; Alfieri and Anderson, 1992).
El aspecto más grave de la pérdida de biodiversidad es el que se traduce en la extinción de especies vegetales y animales. Las comunidades pueden ser degradadas o reducidas sus áreas geográficas, pero mientras las especies sobreviven es potencialmente posible su recuperación. Del mismo modo, la variación genética dentro de una especie determinada se reducirá al hacerlo el tamaño de la población; sin embargo las especies pueden recuperar la variabilidad genética a través de los procesos de mutación, selección natural y recombinación génica.
Por el contrario, cuando una especie es eliminada, la información genética exclusiva contenida en su ADN y las combinaciones genéticas que posee, probablemente jamás se repetirán. Una vez que una especie se extingue sus oportunidades de evolucionar se han perdido, la comunidad a la que pertenece se empobrece y sus valores potenciales para el hombre jamás se podrán comprobar.
El significado de la palabra extinta puede variar en función del contexto en que se utiliza (Estes et al., 1989). Una especies se considera extinta cuando ya no queda ningún ejemplar vivo en el planeta. Si los individuos de una especie sólo continúan vivos en cautividad o en situaciones de control por parte del hombre, la situación se denomina "extinta en la naturaleza". En ambos tipos de situación, la especie sería considerada "globalmente extinta". Una especie se considera "localmente extinta" cuando ya no aparece en un área pero si en otras regiones naturales. Algunos biólogos de la conservación hablan de que una especie se debe considerar "ecológicamente extinta" cuando persiste en población tan reducida que sus efectos sobre las restantes especies de su comunidad son inapreciables.
BIOGEOGRAFÍA DE ISLAS Y TASAS DE EXTINCIÓN RECIENTES
Estudios sobre comunidades isleñas han permitido establecer reglas generales sobre distribución de la diversidad biológica, sintetizadas en la obra de Mac Arthur and Wilson (1967) denominada "Modelos de biogeografía en islas". La regla esencial de este modelo es la relación especies-área, que establece que las islas de área extensa poseen más especies que las de pequeño tamaño. Esta regla parece de sentido común, puesto que, los grandes islas tenderán a albergar más hábitats y comunidades diferentes que las pequeñas. Las islas de gran extensión también permiten mayor número de poblaciones por especie y mayor grado de aislamiento entre ellas, incrementando la probabilidad de especiación y decreciendo la extinción de nuevas especies tanto recién llegadas como recién evolucionadas.
La relación especies-área ha sido descrita empiricamente con la fórmula S = CAz donde S es el número de especies de la isla, A el área y C y z son constantes. El exponente z indica la pendiente de la curva. Los valores de z y C dependerán del tipo de islas (tropical o templada; seca o húmeda, etc.), y también de los grupos de especies (aves o peces, etc.) (Simberloff, 1986 a). Los valores de z fluctúan generalmente en torno a 0'25 con un rango de variación entre 0'15 y 0'35 (Connor and McCoy, 1979). Los valores de C serán elevados en grupos que poseen gran número de especies, tales como insectos y bajos en grupos que tienen pocas especies, como el grupo de las aves).
Imaginemos la situación más sencilla en la que C = 1 y Z = 0'25, en el caso concreto de aves rapaces, de un hipotético archipiélago:
S = (1) · A0'25
Islas con áreas crecientes de 10, 100, 100 y 10.000 km2 deberían tener respectivamente 2, 3, 6 y 10 especies. Es importante hacer notar que incrementos decuplos en el área de las islas no se traducen en incrementos decuplos en el número de especies; con esta ecuación cada incremento decuplo del área implica multiplicar el número de especies aproximadamente por un factor de 2.
Este modelo de biogeografía de islas ha sido validado empíricamente hasta el punto de ser universalmente aceptado por la mayoría de los biólogos. Sin embargo la explicación de este tipo de relación permanece sin resolver. Como posturalon Mac Arthur y Wilson, el número de especies presentes en cada isla representa un equilibrio dinámico entre la llegada de nuevas especies (y también la evolución local que conduce a nuevas especies) y la tasa de extinción de las especies existentes. Empezando por una isla no ocupada, el número de especies irá aumentando a medida que llegan nuevas especies hasta que la tasa de extinción y la de inmigración se equilibran. La tasa de extinción será más baja en las islas de gran extensión que en las pequeñas debido a la mayor diversidad de hábitats y número de poblaciones que poseen. La tasa de inmigración de especies será más elevada en islas cercanas al continente al ser más fácil la dispersión hacia islas próximas. El modelo predice que para ciertos grupos de organismos, como aves o árboles, el número de especies en grandes islas cercanas al continente será mayor que sobre islas pequeñas alejadas del continente.
Las relaciones especies-área se han utilizado para intentar predecir el número y porcentaje de especies que desaparecerían si determinados hábitats fuesen destruidos (Simberloff, 1986 a). Si una isla posee un cierto número de especies, de la destrucción de sus hábitats naturales, resultará una pérdida de especies y un número final adecuado a una isla de menor tamaño. Este modelo ha sido extrapolado de islas a Parques Nacionales y Reservas Naturales que se encuentren rodeados por hábitats deteriorados. En realidad las reservas naturales pueden ser consideradas como "islas de hábitat" rodeadas por un inhóspito océano de hábitats deteriorados. Los modelos predicen que cuando el 50 % de una isla o de una reserva ("isla de hábitat") es destruido, aproximadamente el 10 % de sus especies serán eliminadas. Si son especies endémicas del área, serán extinguidas. Cuando se destruye el 90 % del hábitat, desaparecen el 50 % de las especies. Cuando se destruye el 99 % del hábitat se perderán el 75 % del total de especies.
Esta predicción se ha aplicado a pluviselvas tropicales. Puesto que insectos y plantas de selvas tropicales representan la mayor parte del total mundial de especies, permite una aproximación de los niveles globales de extinción. Con los actuales ritmos de deforestación, el 15 % de todas las especies vegetales neotropicales serán eliminadas entre 1986 y el año 2000. Asimismo el 12 % de las especies de aves amazónicas también desaparecerán (Simberloff, 1986 a). Si el proceso de deforestación continua hasta eliminar todas las selvas, excepto las que constituyen Parques Nacionales y otras áreas protegidas, aproximadamente dos tercios de todas las especies de plantas y de aves serán conducidas a la extinción.
En el pasado, el nivel de deforestación ha sido mucho más rápido en las regiones Neotropicales, con el resultado de la pérdida de un 10 % a un 25 % de las especies originales. La pérdida de especies de pluviselvas de Asia y la región pacífica se incrementará durante el período 1990-2020 debido a la combinación del crecimiento previsto de la población humana, el desarrollo económico y la inmensa industria maderera. Es previsible que entre el 7 % y el 17 % de todas las especies asiáticas y pacíficas se extinguieran durante este período (Reid and Miller, 1989).
Utilizando una valoración conservadora de un 1 % de destrucción anual de pluviselvas tropicales, Wilson (1989) estimó que entre un 0'2 % y un 0'3 % del total de especies (de 20.000 a 30.000 especies sobre la cifra global de 10 millones) serán eliminadas cada año. En cifras más cercanas, 68 especies se perderán por día y 3 especies cada hora. Para el período 1993-2003, aproximadamente unas 250.000 especies desaparecerán. Otras metodologías aplicadas para estimar las tasas de extinción en pluviselvas tropicales, las cifran entre un 2 % y un 11 % de especies por década (Reid and Miller, 1989). Las diferencias de estimación provienen de las distintas estimas de los niveles de deforestación y de diferentes valores de las curvas especies-área. De cualquier modo, al margen del método empleado, es evidente que los niveles de extinción predecibles para los próximos 50 años sólo tienen como precedente comparable la gran extinción masiva del período cretácico, hace 65 millones de años.
Estas estimaciones teóricas permiten realizar algunas generalizaciones sobre el cálculo de las tasas de extinción. La primera, es que los grupos con amplia distribución, como animales marinos y especies arbóreas de zonas templadas, tienden a tener tasas de extinción más bajas que las especies con escasas áreas de distribución como por ejemplo las aves de islas o los peces continentales de agua dulce. En segundo lugar, los modelos dan por sentado que todas las especies endémicas son eliminadas en áreas en las que el bosque ha sido destruido. Es posible que muchas especies puedan sobre vivir en parcelas aisladas de bosque y recolonizar formaciones secundarias que se desarrollan sobre tierras abandonadas. Algunas especies del bosque primario pueden adaptarse a vivir en plantaciones y bosques de repoblación. Estas adaptaciones son especialmente probables en las selvas asiáticas que están siendo selectivamente explotadas a gran escala. En tercer lugar, los modelos especie-área asumen que los hábitats son eliminados completamente al azar. En realidad muchas áreas de gran riqueza específica son objeto de esfuerzos de conservación o están protegidas como Parques Nacionales. Por lo tanto un mayor número de especies están realmente protegidas que las que predicen los modelos teóricos. En cuarto lugar, el grado de fragmentación de los hábitats también puede afectar a las tasas de extinción. Si las áreas de hábitat residual se dividen en pequeñas parcelas o aparecen cruzadas por carreteras, determinadas especies de distribución amplia o que requieren tamaños de población muy grandes pueden ser incapaces de sobre vivir.
Una cuestión vital en biología de la conservación, es poder calcular cuanto tiempo tardará en extinguirse una especie determinada sometida a reducciones o fragmentaciones de su hábitat. Cuando las poblaciones descienden por debajo de un nivel poblacional crítico, probablemente se extinguen.
En ciertas especies, unos pocos individuos podrán resistir durante años o décadas e, incluso, reproducirse, pero finalmente desaparecerán. Las plantas leñosas, en particular pueden resistir como ejemplares individuales durante cientos de años. Estas especies "condenadas" por la destrucción de su hábitat se han denominado "muertos vivientes": aunque técnicamente la especie no se puede considerar extinta mientras perduran esos ejemplares, la población ya no es viable a nivel reproductor y el futuro de la especie está limitado al tiempo de vida de esos individuos residuales (Janzen, 1986; Gentry, 1986). La evidencia demuestra que a la destrucción de un hábitat puede suceder un efímero aumento de la diversidad de vertebrados, al refugiarse en las pequeñas parcelas de bosque residual (Bierregaard et al., 1992). A continuación de este incremento temporal, el número de especies declina durante las siguientes semanas, meses y años hasta extinguirse a escala local y no ser reemplazadas por otras especies.
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ANEXO II
LA BIODIVERSIDAD EN EL PARQUE NATURAL SIERRA DE MARÍA-LOS VÉLEZ
INTRODUCCIÓN
La zona de estudio, situada al norte de las provincias de Almería y Granada, se encuentra entre los 1.000 y 2.045 m. de altitud, con una altura media de 1.326 m.
Se halla bajo un clima mediterráneo muy continentalizado. Hay que destacar el aporte suplementario que suponen las llamadas precipitaciones ocultas, sobre todo las nieblas, fenómeno habitual que en determinados enclaves proporciona a los caducifolios agua por condensación, así como limitan la evapotranspiración al crear un microclima con una humedad relativa muy elevada.
Localizada en el extremo oriental de las Cordilleras Béticas, está constituida por materiales subbéticos, fundamentalmente calizas y dolomías. A pesar del carácter básico de la roca madre, y debido a un efectivo proceso de lavado del carbonato cálcico, los suelos que se desarrollan en las Sierras de María y Orce son prácticamente neutros.
No presenta ninguna corriente de agua superficial estable durante todo el año, salvo las que se originan en la Fuente de Los Molinos y en la Fuente de los Siete Caños, empleadas en su totalidad para riego. La red fluvial está constituida por numerosos barrancos y ramblas dispuestos perpendicularmente al eje de ambas Sierras y con un régimen estacional. Por contra, existe una rica red de aguas subterráneas, alimentada por el karst calizo de estas Sierras, que surgen en diversos afloramientos, situados en la Sierra de María.
El área posee un elevado valor paisajístico; situada entre dos depresiones, la de Chirivel y la de Orce-Topares, cultivadas de forma intensiva por el hombre desde tiempo muy remotos, constituye un resto de la vegetación natural que debía extenderse por aquellas zonas. Su conformación estructural es muy llamativa, se alcanzan costes de 2.045 m. teniendo como base una franja de 33 km. de largo por sólo 9 km. en su zona más ancha. Estructurada en tres zonas: Sierra de Orce, Sierra de María y El Maimón, se diferencian en ella tres grandes unidades paisajísticas, las masas arbóreas y arbustivas, los matorrales y los cascajares y roquedos; en las dos primeras es el medio biótico el que domina, mientras que en la tercera es el abiótico.
MEDIO BIOLÓGICO
Bioclimatología
Se distinguen, en el área de estudio, tres de los seis pisos bioclimáticos propuestos por RIVAS-MARTÍNEZ (1987) para la Región Mediterránea: Meso, Supra y Oromediterránea; tanto el Meso como el Oromediterráneo ocupan pequeñas zonas, siendo el Supramediterráneo el que abarca la mayor parte de la zona. Táxones bioindicadores del mesomediterráneo son Retama sphaerocarpa, Rubia tinctorum, Stipa tenacisima, Centaurea antennata, Osyris alba, etc.; del Supramediterráneo Acer granatense, Cotoneaster granatense, Cytisus reverchonii, Saponaria ocymoides, Amelancier rotundifolia, Hyssopus officinalis subsp. aristatus, etc. y del Oromediterráneo Arenaria pungens, Arenaria tetraquetra, Silene boryi, Vella spinosa, Seseli montanum subsp. granatense, Crepis oporinoides, Juniperus sabina, Juniperus communis subsp. hemisphaerica, etc.
Respecto al ombroclima, y basándose en los tipos reconocidos por el mismo autor, en la zona de estudio se presentan tres de los seis que éste reconoció: semiárido, seco y subhúmedo. El primero de ellos se presenta sólo en el extremo noroccidental de la Sierra de Orce, reflejando la influencia de la Depresión de Orce; el ombroclima seco es el más extendido, ocupando la práctica totalidad del territorio, estando el subhúmedo reducido a las zonas cacuminícolas de Sierra de María.
Biogeografía
Estas sierras constituyen la frontera de dos provincias corológicas, la Bética y la Castellano-Maestrazgo-Manchega, recibiendo además la influencia de una tercera, la Murciano-Almeriense. La delimitación entre ambas provincias es difícil de realizar; en base a los datos florísticos y de vegetación, se ha identificado la zona del Meso y Supramediterráneo inferior de la vertiente norte de ambas sierras como perteneciente, biogeográficamente, a la provincia Castellano-Maestrazgo-Manchega (Sector Manchego, subsector Manchego-Murciano); la ausencia de táxones característicos de la Bética, la presencia de otros como Ctenopsis gypsicola, Genista mugronensis, Hippocrepis squamata, Reseda suffruticosa, así como comunidades de la serie Bupleuro rigidi-Querceto rotundifoliae S., lo confirman. Las zonas del Meso en la vertiente sur y el resto del Supra y Oromediterráneo son inequívocamente béticas; se presentan elementos endémicos de esta provincia como Lavandula lanata, Cotoneaster granatensis, Vella spinosa, Andryala agardhii, etc., así como comunidades de las series Paeonio-Querceto rotundifoliae S., Berberido-Querceto rotundifoliae S., Daphono-Acereto granatensis S. y Daphno-Pineto sylvestris S. Constituyen un subsector independiente (Subsector Serranomariense) dentro del Sector Guadiciano-Bacense de la provincia Bética.
Flora
Poseen una flora rica y variada, que se ve favorecida por la irregularidad climática que padecen, por lo que numerosos táxones, con distintos requerimientos climáticos para su desarrollo, encuentran aquí el medio apropiado para crecer; además, su situación como frontera entre la flora del sur y la del resto de la Península Ibérica hace que le lleguen elementos propios de ambas zonas. Se han descrito numerosos táxones basados en especímenes recolectados en su área, destacando los endemismos locales Centaurea mariana, Sideritis stachydioides, Brassica repanda subsp. almeriensis, Centaurea x piifontiana, Sideritis x sagredoi, Nepeta hispanica y Alyssum cadevallianum.
Hasta el momento se conocen 95 familias y 1200 táxones presentes en las Sierras de María y Orce; de éstos últimos, 497 son nuevas citas para la zona (un 41'4 %). Por su interés biogeográfico destacan Phleum bertolonii, Potentilla ibrahimiana, Ctenopsis gypsohila, Gagea wilczekii, Silene almolae, Allium stearnii, Reseda paui subsp. paui, Helianthemum croceum subsp. estevei, Rhamnus x colmeiroi, Centaurea depressa y Thymus x arundanus que se citan por primera vez para la provincia, y Arenaria pungens, Erodium valentinum, Salvia candelabrum por diversas razones.
El área tiene una gran diversidad florística (0'6 táxones/Ha.); esto indica que, en cuanto a flora, la declaración de la Sierra de María como Parque Natural ha sido muy acertada, pues su área engloba una gran diversidad.
La distribución de táxones según el biotipo indica la predominancia de los hemicriptófitos (35'5 %), como área de montaña que es, pero con una elevada proporción de terófitos (32'6 %), que señala la estrecha relación existente con el resto semiárido de la provincia de Almería. Respecto al carácter de la endemoflora presente en el área de estudio, no hay duda de su marcado carácter mediterráneo (52 %); pero es de destacar el elementos ibérico con un 14 %; del cual un 44'2 % son endemismos del sureste peninsular, y sólo un 3 % lo son béticos; aquí se manifiesta el fuerte grado de relación con la flora del levante peninsular, manteniendo la impronta bética.
La influencia del hombre sobre la distribución de los táxones se manifiesta en la presencia de especies debido a actividades tales como siembra de cereales, ornamentación de viviendas, medio de transporte, etc.
Dentro de la zona de estudio, y respecto a los pisos bioclimáticos y ombroclima, dominan los táxones que se desarrollan en los pisos Meso y Supramediterráneo (41'7 %), y bajo ombroclima seco (74'7 %). Los menos abundantes son los del piso Oromediterráneo (0'8 %), así como los que se desarrollan indistintamente en el semiárido, seco y subhúmedo (0'1 %).
Con respecto al grado de conservación, un 93'8 % no están amenazados a nivel general, pero considerados a nivel del área de estudio, el porcentaje desciende a un 74'3 %. En los pisos Supra y Oromediterráneo se concentra el 63'3 % de los táxones amenazados de la zona de estudio. De aquí se extrae la gran importancia de proteger las zonas altas de las sierras, ya que allí se engloban la mayoría de los táxones que se encuentran amenazados.
Del análisis del catálogo florístico se extrae que la planta tipo de este área es un himicriptófito de distribución mediterránea que se desarrolla en los pisos Meso y Supramediterráneo bajo ombroclima seco.
Vegetación
También la vegetación presenta una comunidad endémica del área de estudio, en concreto de la Sierra de María; tiene como especies características a Cebtaurea mariana y Siderities stachydioides; fue descrita por Rivas Goday en 1965, sin embargo, esta asociación está basada en inventarios completos, por lo que debe ser rechazada. Otra asociación basada en Sideritis stachydioides es la descrita en 1962 por Rigual & al. (Athamanta hispanica et Sideritis stachydioides).
Se han identificado 25 clases de vegetación, 30 órdenes y 43 alianzas. Así mismo, en base a las masas de vegetación que existen, se han detectado cinco series de vegetación, Daphno-Pineto sylvestris S., Daphno-Acereto granatensis S., Berberido-Querceto rotundifoliae S., Paeonio-Querceto rotundifoliae S. y Bupleuro-Querceto rotundifoliae S., las cuatro primeras béticas y la quinta castellano-maestrazgo-manchega.
Siguiendo a DANSEREAU (1957), se han diferenciado 22 unidades reagrupadas en tres grandes grupos:
Unidades de vegetación natural. Constituidas por 11 unidades que van desde el Matorral bajo hasta los Pinares y Encinares densos.
Unidades agrícolas. Cinco unidades en base al tipo de cultivos, Regadíos, Cortijos de montaña, Valles, etc.
Unidades mixtas. Seis unidades, cinco formadas por mezcla de unidades agrícolas y de vegetación natural, y una sexta de terrazas de repoblación.
La evolución de la cubierta vegetal en los 24 años separan dos vuelos, se considera como buena a nivel general; se aprecia cómo la zona de la Sierra de María, que antiguamente había sido mucho más castigada por la deforestación en determinadas zonas, ya que presenta en su entorno cuatro poblaciones con un número importante de habitantes, ha experimentado una recuperación de sus maltrechas comunidades vegetales; sin embargo, la Sierra de Orce, que se había mantenido mejor conservada por no presentarse en sus alrededores ningún núcleo poblacional importante, desde 1957 hasta estas fechas ha sufrido un aumento de las acciones deforestadoras y degradantes por parte del hombre. Así, hoy día se efectúan talas incontroladas y muy perjudiciales en los encinares que aún mantiene.
Los cultivos han experimentado un retroceso en el número de Ha. en producción, así como un cambio en las técnicas empleadas; en 1957 se cultivaban los piedemontes de forma continua, sin separaciones, mientras que en 1981 han sido sustituidos por bancales con cultivos de almendros marginales. También se observa el abandono de los cultivos en cortijos de montaña, pasando éstos de tener una economía agrícola a ganadera.
Una unidad que no se presenta en el mapa de unidades de 1957 y si aparece en el de 1981 son las repoblaciones. Y no es que antes no se hicieran trabajos de repoblación, sino que al no disponer de la maquinaria actual, los trabajos de repoblación no generaban los impactos visuales que hoy alcanzan.
ANEXO III
LA BIODIVERSIDAD Y EL IMPACTO DE LA AGRICULTURA INTENSIVA
INTRODUCCIÓN
Las comunidades de arto (Mayteno-Ziziphetum loti) denominadas localmente "artineras" o "artales", constituyen junto a las del cornical (Mayteno-Periplocetum angustifoliae), azufaifo (Ziziphetum loti) y sabino (Arisaro-Tetraclinidetum articulatae) el grupo ibérico de la al. Periplocion angustifoliae. Se trata en todos los casos de comunidades circunscritas a los territorios costeros y sublitorales, que sólo penetran hacia el interior a través de los valles abiertos de los ríos Andarax, Almanzora y Guadalentín (Mapa 1). En el territorio marroquí pueden reconocerse también formaciones vegetales relacionadas (BENABID et FENNANE, 1994). Este tipo de comunidades ha sido objeto de una especial atención dentro de la Directiva 92/43/CEE (31.17 Matorrales de Ziziphus) dentro de aquellos "de interés comunitario para cuya conservación es necesario designar zonas especiales de conservación". Tal y como señalaron FERNANDEZ. CASAS et SÁNCHEZ (1972:24) las artineras de los Campos de Dalías en el término municipal de El Ejido(Almería) constituían las mejores poblaciones de Maytenus senegalensis subsp. europaeus, dando lugar a un ecosistema semiárido único en el mundo. En la actualidad y como consecuencia de la problemática ambiental generada por la agricultura intensiva de escasa o nula planificación que se ha desarrollado en este territorio, dichas formaciones han sufrido una fuerte regresión, viéndose incluso amenazado de desaparición.
El artal debió sufrir la presión humana al menos desde el Neolítico -se ha encontrado cerámica y utensilios algáricos en El Ejido que revelan que ya existían asentamientos humanos en este territorio-. Poblaciones agrícolas y ganaderas, que se ayudaron del esparto, dejaron sus huellas también en la época del Imperio Romano, mientras que los árabes convirtieron esta zona en pastaderos de invierno de los ganaderos de Sierra Nevada. Esta tradición ha llegado casi hasta nuestros días y permitió que que en el siglo XVI el municipio de Dalías alcanzara el tercer puesto entre los de la provincia. También existían tierras cultivadas irrigadas y secanos -olivos, moreras, etc. El territorio siempre tuvo un acceso difícil por tierra, hasta el punto que la actual carretera nacional no fue hasta 1870 más que un camino de herradura de uso local. La historia agrícola reciente de esta comarca se inicia en 1942 con el cultivo del algodón en algunos regadios, práctica que cesa en 1950 coincidiendo con las exportaciones de uva de mesa, por lo que estas plantaciones se extienden y llegan a alcanzar una superficie máxima de 1.400 ha. Sin embargo, la configuración actual de estos Campos quedó determinada en 1953, año en que el Ministerio de Agricultura consideró a estos territorios "Zona de Interés Nacional". Tras las primeras perforaciones se pusieron a funcionar pozos y, con ellos las primeras grandes extensiones en regadío. Se inició entonces la lucha contra la salinidad del agua. Se comenzó a enarenar en 1957 los terrenos de cultivo. En la década de los 60, a modo de ensayo, se construyeron los primeros invernaderos y fue a partir de 1970 cuando se inició la verdadera expansión (PALOMAR, 1988), acompañada de un incremento demográfico considerable. Entre 1979 y 1984 la superficie provincial de invernaderos pasó desde 6.385,9 hasta 11.449,3, es decir, una variación de 5.063,4 hectáreas de las cuales casi la totalidad se concentró en los Campos de Dalías (4.493,1 ha), justo el territorio dominado por las artineras. A estos datos deben sumarse las 3.145,1 hectáreas de enarenados sin abrigo que existían ya en 1984.
En los últimos años, desde 1983 hasta la actualidad, hemos podido observar una drástica reducción de la superficie ocupada por las formaciones de artos. Este retroceso se inició, con seguridad, desde que se establecieron los primeros pobladores de la zona, pero el advenimiento de la moderna agricultura bajo plástico catalizó el proceso. Este hecho, especialmente manifiesto en las áreas más amplias y de mayor densidad de artos, puede seguirse a través de la fotografía aérea a partir de 1957. Uniendo a esta fuente de información los datos procedentes de las visitas de campo puede seguirse el proceso degradativo y cuantificarlo, así como evaluar el estado actual de este tipo de vegetación.
Del resumen histórico de la acción antrópica resulta evidente el valor de los datos procedentes de la fotografía aérea del año 1957, cuando aún no se había disparado la construcción de invernaderos. La fotografía aérea del año 1977 ilustra una fase temprana, pero intensa, del progreso de los cultivos forzados, mientras que la del 1985 muestra una fase reciente y de pleno apogeo. Los datos de la actualidad invitan a una reflexión que quizás llega demasiado tarde.
Hasta ahora no se había cartografiado con detalle este tipo de comunidades, olvidadas en algunos trabajos recientes (RUÍZ DE LA TORRE, 1990), tal vez justificado por su reducida extensión o enmascaradas por el predominio de los atochares y tomillares que se desarrollan entre los arbustedos. No obstante sí se había indicado la extensión del dominio climácico de las artineras (FDEZ CASAS et SÁNCHEZ, 1972: 26), incluso con una representación cartográfica detallada (RIVAS MARTÍNEZ, 1987; MORALES et als. 1985). También han recibido atención, aunque parcialmente, los suelos sobre los que se asientan estas comunidades. De acuerdo con la cartografía edáfica de la zona (PÉREZ PUJALTE et OYONARTE, 1987) son regosoles y cambisoles calcáricos los suelos predominates en las áreas ocupadas por los artos.
MATERIAL Y MÉTODOS
El seguimiento del arteal (comunidades de Maytenus senegalensis y Ziziphus lotus) se ha hecho exclusivamente dentro del término municipal de El Ejido, en la provincia de Almería, ya que aquí se encontraban las masas más extensas y de mayor vitalidad conocidas. De esta manera la investigación se ha basado en aquellas localidades en las que en el año 1957 podían reconocerse masas más o menos uniformes y extensas de artos.
La herramienta empleada ha sido la fotografía aérea correspondiente a los años 1957, 1977 y 1985. La peculiar fisiognomía de estas comunidades, grupos gregarios poliespecíficos con aspecto de seto, permite identificar con facilidad diminutas manchas oscuras. Su contorno es aproximadamente circular y se disponen de manera más o menos dispersa y nunca formando masas contínuas. De esta forma, en las unidades cartográficas delimitadas, se incluyen también elevados porcentajes de otro tipo de comunidades (atochares, tomillares, etc.). Las visitas al campo han completado la información, especialmente en lo que se refiere al estado actual de los artales. No obstante incorporamos datos a este trabajo procedentes de notas de campo tomadas en 1983, año en el que ya realizamos un reconocimiento de estas comunidades y su estado de conservación.
Para las manchas actuales, se realiza una breve descripción sobre el estado actual de las comunidades (índice de naturalidad, densidad porcentual de la ocupada por las artineras en el seno de las comunidades cartografiadas, comunidades acompañantes, impactos, etc.). Por otra parte se aporta también una tabla elaborada con la metodología sigmatista.
RESULTADOS
Las comunidades de artos presentan un aspecto intrincado y fuertemente gregario en el que varias especies aparecen enmarañadas y mal estructuradas, de manera que varios arbustos espinosos, algunas lianas, matas y hierbas (Tabla 1) forman masas de contorno casi circular, de hasta 4 metros de altura y aisladas unas de otras.
Básicamente pueden establecerse dos grupos dentro de las fitocenosis estudiadas. Las más septentrionales, situadas sobre las calizas de la Sª de Gádor y los grandes conos aluviales del piedemonte. En este caso los artos aparecen asociados a los matorrales de Genista retamoides y Sideritis foetens. Al sur se encuentran las que cubren los conglomerados de la gran llanura endorreica formada al pie de la sierra y, en las a veces pueden encontrarse Caralluma europaea, Androcymbium europaeun, etc. También se observa un gradiente muy marcado de oeste a este, que se aprecia mucho mejor si se contempla un área mayor de la que ha sido objeto de nuestro estudio detallado. En efecto, desde Castell de Ferro (Granada) hasta Retamar (Almería), localidad que queda incluida en los límites del Parque Natural del Cabo de Gata, se pasa del predominio de Maytenus europaeus (Tabla 2) hasta el de Ziziphus lotus. De hecho, Maytenus europaeus penetra hacia el oeste por las costas granadina y malagueña (NIETO, PÉREZ LA TORRE et CABEZUDO, 1994), sin el acompañamiento de Ziziphus lotus. Al contrario, a partir de la citada localidad de Retamar, sólo esta última especie se extiende hacia oriente (BELLOT et RIVAS GODAY, 1944) de manera que la Sª del Cabo de Gata no se conocen mas que unos cuantos ejemplares de la celastrácea. Otro aspecto notable lo constituye el comportamiento freatófilo del artal concomitante con la disminución de las precipitaciones. De manera que en el extremo más oriental, Maytenus europaeus, no abandona nunca el lecho de las ramblas.
La superficie ocupada en el año 1957 por estas comunidades puede dividirse en 6 grandes grupos o "poblaciones" (Mapa 2): Llano del Águila, Llano de la Maleza, Loma de Onayar, Loma de la Mezquita-Loma Blanca y Soto Tablas-Loma del Hornillo. A lo largo del tiempo puede verse (Mapas 2-6) como se han ido reduciendo notablemente cada una de las manchas hasta su estado actual, en el que se presentan notablemente fragmentadas. La gráfica 1 y la Tabla 3 ilustran con claridad la fuerte reducción de estas formaciones.
La representación gráfica de estos datos revela bien a las claras que el desarrollo de la agricultura en el Poniente almeriense ha sido la principal causa de la desaparición paulatina de estas comunidades, especialmente a partir de la implantación de los invernaderos. Su estado actual no permite ser optimista tal y como reflejan los resultados de la tabla 2. La construcción de nuevos invernaderos, los vertidos, los desmontes, las actividades urbanísticas, etc. mellan día a día el futuro de estas formaciones.
Estos procesos merman también de manera drástica las poblaciones de muchas otras especies, entre las que se encuentran más de una docena de las que figuran en el reciente decreto 104/1994 (BOJA) que establece el "Catálogo Andaluz de Especies de la Flora Silvestre Amenazada". Sin lugar a dudas las especies más afectadas son Caralluma europaea y Androcymbium europaeum, catalogadas como "vulnerable" (V) la primera y "en peligro" (E) la segunda, de acuerdo con las categorías de la UICN; puede afirmarse que en los Campos de Dalías y El Ejido se encontraban algunas de las mejores poblaciones de estos táxones. Deben destacarse aquí por figurar también en el mencionado catálogo Salsola genistoides (nt), Helianthemum almeriense (R), Phlomis purpurea subsp. almeriensis (nt), Sideritis foetens (nt), Sideritis pusilla (nt), Teucrium eriocephalum subsp. almeriense (nt), Thymus hyemalis (nt) y Linaria oligantha (R).
EVALUACION DE LA SUPERFICIE OCUPADA Y PERDIDA POR LAS FORMACIONES DE Maytenus europaeus A LO LARGO DE 40 AÑOS EN EL CAMPO DE DALIAS
TABLA 3
Año | Superficie (Ha) ocupada por las formaciones de artos | Superficie (HA) pérdida con respecto a los datos anteriores | % de superficie (Ha) perdida con respecto a la anterior |
1957 | 2370,45 | ¿? | ¿? |
1977 | 1449,85 | 920,60 | 38,84 |
1984 | 530,45 | 919,40 | 63,41 |
1994 | 202,09 | 202,09 | 38,10 |
DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES
Examinando la gráfica 1 puede llegarse a la falsa conclusión de que el periodo de mayor e intensa destrucción de las artineras transcurrió entre 1977 y 1985. Es cierto que la pendiente de la recta que une estos dos años es mucho más marcada que la que existe entre 1957 y 1977, es decir, un periodo de 20 años. Sin embargo, la historia agrícola del territorio confirma que también existió un periodo de fuerte incremento de los invernaderos y enarenados a partir del año 1970. Probablemente el daño infringido a las formaciones de arto con anterioridad a esta fecha no fue muy superior al de otros territorios de vocación agrícola y ganadera o al que debieron sufrir en fechas anteriores a los años cincuenta. No obstante, nuestras fuentes no nos han permitido separar el periodo anterior a la expansión súbita de los invernaderos. Las observaciones reflejadas en la bibliografía (FDEZ CASAS, 1970) apuntan a que no existía una gran diferencia en esta época con respecto a las masas que aparecen en la fotografía aérea de 1957. Sin embargo, durante el periodo 1977-85 el porcentaje de pérdida (Tabla 3) fue realmente impresionante. Por desgracia durante el último periodo contemplado (1985-94) el porcentaje no desmerece a los anteriores, máxima teniendo en cuenta lo exiguas que ya estaban las poblaciones.
Por lo tanto, la mayor parte de las manchas ocupadas por los "islotes", "setos" o "brollas" de Maytenus europaeus han desaparecido bajo los invernaderos. El efecto actual de la agricultura se debe tanto a la expansión continua de los cultivos como a los desechos que generan. El desarrollo urbanístico ha desempeñado también un papel nada desdeñable. El Ejido y Santo Domingo son los máximos exponentes de esta circunstancia, con 61,2 y 77,3 Ha "sepultadas" respectivamente (Mapas 2-5). La ampliación de la red viaria, causa también un intenso deterioro y en la actualidad es casi imposible no encontrar completamente cubiertos de polvo las hojas, tallos, etc. de las plantas que constituyen estas comunidades. Las canteras, desmontes y la preparación del terreno para los invernaderos, junto a la arena procedente de los cultivos abandonados, son los orígenes de las nubes de tierra en una zona en la que imperan los fuertes vientos. Los plásticos constituyen también un enorme problema, ya que pueden afectar a los mecanismos fisiológicos de estas plantas. También resulta lamentable que las áreas ocupadas por los artos sean lugares preferenciales para los vertidos urbanos. Es curioso que de todos los tipos de acción antrópica la de mayor tradición en este territorio, el pastoreo, es la que causa un menor impacto, si bien el ganado tiende a concentrarse cada vez más sobre los exiguos restos de terreno no cubierto por los cultivos. Su efecto sobre las formaciones de arto es desigual, dependiendo de la especie de que se trate; mientras que no hemos observado huellas de herbivoría sobre Maytenus europaeus, los acebuches presentan formas enanas por el ramoneo.
Sin embargo, la obviedad de las fuentes destructoras no debe llevarnos a concluir que la destrucción es siempre inevitable. Un análisis de la tabla 2 permite sacar otra conclusión dramática: las zonas ocupadas por las artineras son lugares preferentes para la realización de obras públicas (Hospital de Santo Domingo), construcción de autovías y caminos, grandes centros comerciales o, simplemente, son habilitadas por la administración como áreas de depósito de residuos agrícolas.
Si hace algo más de 10 años (ORTEGA et als, 1983) las manchas más importantes eran, por su extensión y mayor densidad las de la Loma de Onayar, Loma de la Mezquita, Loma Blanca, Cañada de Cortés y Soto Tablas, hoy están todas mucho más alteradas y reducidas. Sin lugar a dudas, son estas también las que sufren un mayor riesgo de extinción inminente. En general todas aquellas formaciones situadas al sur de la carretera Málaga-Almería han sido a las que más ha castigado la acción antrópica. Las unidades cartográficas situadas en el piedemonte de la Sª de Gádor, aunque también muy alteradas, concentran la mayor extensión más o menos continua de estas formaciones de artos en la actualidad (el Llano de las Mercedes, con 114,03 Ha.). Sin embargo, su densidad es inferior a la que presentan las manchas de St. María del Águila o la Loma de la Mezquita. Esta asimetría norte-sur se debe sin duda a los rasgos geomorfológicos del territorio, con el inicio de los escarpes montañosos calcáreos en la zona septentrional (Sª de Gádor) y la llanura de depósitos de conglomerados, calizas detríticas, margas arenosas, calcarenitas, arenas y costra de exudación (Llanos de El Ejido). En esta llanura se localizaron las manchas de mayor superficie y las de mayor densidad en el año 1957 (FDEZ CASAS, 1970: 114-115).
En esta situación resulta necesario plantear algunas medidas para conservar parcialmente estas formaciones. En este caso deben tenerse en cuenta dos aspectos fundamentales, su estado actual (naturalidad, densidad, etc) y su mayor o menor proximidad a un núcleo urbano:
|
Estado de conservación aceptable | Muy degradada |
Muy próxima a un núcleo urbano | Parque Periurbano | Parque Periurbano o acondicionamiento como zona verde |
Alejada de los núcleos urbanos | Paraje Natural o Reserva Natural concertada | Restauración o Reserva Natural concertada |
De cualquier manera, es urgente evitar los vertidos agrícolas y urbanos a los que se ven sometidas estas formaciones, teniéndolas en cuenta en la planificación urbanística y ambiental. Al menos las áreas de mayor extensión y en mejor estado de conservación, deben ser protegidas lo antes posible.
ANEXO IV
LA BIODIVERSIDAD EN LA ISLA DE ALBORÁN
INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS
La Isla de Alborán, con apenas 7 Has. de superficie, alberga un contingente florístico reducido, pero de gran interés por contar con tres endemismos exclusivos Anacyclus alboranensis, Senecio alboranicus y Diplotaxis siettiana, este último considerado extinto (Gómez Campo, 1987 ; Génova Fuster et al., 1990). Tiene además la isla, al menos en los últimos dos siglos, una intensa historia por las numerosas visitas que ha recibido, lo que se refleja en una notable influencia sobre la flora que hoy la puebla. Buena parte de esta historia ha quedado reflejada en publicaciones que, desde 1830, han aludido a la flora de las isla (Webb & Berthelot. 1830). Desde entonces hasta la actualidad, la flora de las isla ha sufrido importantes vaivenes, con una tendencia hacia el aumento del número de taxa, pero que ha concluido con la desaparición de su endemismo más emblemático, Diplotaxis siettiana.
ÁREA DE ESTUDIO Y METODOLOGÍA
Alborán es un pequeño islote volcánico situado a 35º 56´ de latitud norte y 3º 62´de longitud oeste [fig. 1]. Está separado por unos 80 Km de Europa (Adra, España) y unos 60 de África (Cabo Tres Forcas, Marruecos). Su superficie tabular a penas supera los 15 m.s.n.m. De contorno triangular, presenta unas dimensiones de 612 m (NE-SW) x 275 m (NW-SE) en su longitud y anchura máximas, con una superficie total de 7,12 ha. [fig. 1].
Desde el punto de vista geológico la isla es un edificio volcánico -probablemente mioceno- y se muestra constituida por tobas bien estratificadas, con mayor o menor proporción de bloques de composición andesítica o basáltica-andesítica, visibles en los cortes de los acantilados (IGME, 1983). Para la mayoría de los autores (Becke, 189; Hernández-Navarro, 107; Parga, 135; Burri & Parga, 1937; Gaibar, 1196; Hernández-Pacheco & Ibarrola, 1970), representan los restos de una gran caldera explosiva subaérea que posteriormente fue destruida por el mar . El carácter intermedio de estas rocas entre basaltos y andesitas, así como su alto contenido en CaO y bajo en Na2O, hizo que Becke (op. cit.) las denominara "alboranitas", categoría especial de rocas volcánicas. Hernández-Pacheco & Asensio (1968) reconocen la superficie de la isla como una plataforma de abrasión marina cubierta por una cobertera (sedimentos) cuaternarios.
Los aspectos biológicos de la isla también han sido objeto de estudio como testimonian los resultados de numerosas expediciones científicas. Los registros más o menos detallados de la flora fanerogámica permiten hacerle un seguimiento que arranca en el siglo pasado y que lleva a nuestros días, con las visitas que recientemente hemos efectuado a la isla.
De los 16 taxa que ha sido citados en el islote 12 persisten en la actualidad , si bien algunos como Diplotaxis siettiana en estado crítico. La posición geologica de todas estas especies podría ser resumida por un triángulo en el que cada uno de sus lados representara la halofilia, la psammofilia y el carácter ruderal. La vulnerabilidad parece cernirse sobre aquellos táxones con mayor carácter psammofilo mientras que el progresivo incremento del contingente florístico parece ligado a las malezas.
ANTECEDENTES: EXPEDICIONES BOTÁNICAS
La primera expedición de carácter científico, de la que tenemos constancia, se remonta a 1830 cuando Webb y Berthelot, al regreso de su exploración de las Islas Cnarias, visitaron la isla. Durante el siglo XIX se realizaron otras expediciones que también son recogidas por Sietti (1933): 187 Dávila, 1881 Mac Pherson; 1882 el capitán E. D´Albertis. Curiosamente algunas de estas expediciones estuvieron patrocinadas por la nobleza, como el caso de la del Archiduque de Austria Louis Salvator en 188 o la del Príncipe Alberto de Mónaco en 1896, en la que viajaron ls botánicos J. Richard y H. Neuville. Pese a que en algunos de estos casos se rinden cuentas de la flora presente en las isla, no es hasta 1833, con la obra de Sietti (op. cit.) cuando se dispone de un catálogo florístico de la isla, en el ue se recogen 6 especies de plantas vasculares y líquenes. Dos de las especies recolectadas por Sietti resultaron nuevas y fueron descritas posteriormente por Maire (1933).
En marzo de 1970 se realizó la siguiente expedición científica en la que viajaron también botánicos y que nos permite disponer de un nuevo catálogo florístico (Esteve & Varo, 1972). En esta ocasión se reconocen cinco novedades para la isla, una de ellas, Anacyclus alboranensis, descrita como especie nueva.
En junio de 1974 Gómez-Campo (1978) visito la isla y estimó en unos 140 los individuos de Diplotaxis siettiana existentes, todos localizados en los alrededores del helipuerto. Esta fue la última vez que, hasta hoy, se había visto esta crucífera. En este trabajo no se alude al resto de la flora de Alborán.
La siguiente expedición con carácter botánico tuvo lugar una quincena de años después (Génova etm al., 1986). Al igual que en la obra de Esteve & Varo (op. cit.). aquí se presenta un mapa en el que se representa la vegetación de la isla. El número de especies encontradas es de 9. Por primera vez se considera en serio peligro de extinción a Diplotaxis siettiana, especie de la que no se encontró ningún ejemplar durante esta visita. En su Libro Rojo Gómez-Campo (1987:...) considera extinta en la naturaleza a esta especie.
Según Martínez Laborde (...:..) expediciones entre 1984 y 1990 no consiguieron encontrar ningún ejemplar de esta especie e incluso parecen haber fracasado posteriores reintroducciones de plantas obtenidas a partir de semillas recolectadas en 1974 (Génova et al., 1990?).
Durante los últimos años (1996-97), nosotros hemos visitado reiteradamente la isla [Tabla 2] y sólo en una de estas visitas (fecha) hemos encontrado 3 ejemplares de Diplotaxis siettiana en estado fenológico de fructificación y agostándose.
LA FLORA DE ALBORÁN
En la Isla de Alborán han sido citados 16 especies, si bien los catálogos no son fiables o pueden considerarse exhaustivos hasta que Sietti (op. cit.) publicara el suyo. Este registro recoge 6 especies y en él faltan 5 de las especies que, cuarenta años después, encontraron Esteve & Varo (op. cit.). Esta es una de las constantes que pueden reconocerse en los sucesivos inventarios de la flora alboránica : se registran nuevos hallazgos y, por contra, desaparecen otras especies [Tabla 3]. Sin embargo, muchos de estos hallazgos o como las presuntas extinciones en la isla pueden ser ficticias ; otras sin embargo, parecen muy reales. Probablemente sea difícil negar una tendencia al incremento del número de especies asociada a la presencia humana en la isla [Fig. 2].
Las tres últimas novedades florísticas en la isla (Salsola kali, Halogeton sativus y Heliotropium sp) dan una prueba de ello pues se trata de especies con una marcado carácter ruderal. La localiazación de estas especies en la isla va ligada a los ambientes más antropizados de la isla. Por contra, entre las especies que no han sido encontradas en los últimos años se encuentra Triplachne nitens un terófito de marcado carácter psammófilo. No obstante, asegurar la extinción de una planta anual no deja de ser arriesgado sobre todo en un lugar como Alborán, en el que las visistas de los botánicos han sido poco sistemáticas. No obstante, pese a su carácter terofítico, esta gramínea suele presentarse abundante en las arenas y tras agostarse, los pies secos se mantienen durante varios meses reconocibles. Polycarpon tetraphyllum, otro terófito sabulícola, no se ha registrado en la isla desde hace 25 años. Ambas especies situaban su área principal cerca del helipuerto (Esteve & Varo, op. cit.) al igual que Diplotaxis siettiana.
Las poblaciones de esta última especie, especialmente abundante en la porción W de la isla, han sufrido las consecuencias de una serie de actividades :
1. - Reducción de la superficie habitable como consecuencia de las construcciones : helipuerto, barracas militares, corral y explanada de deportes, además del propio faro y el pequeño cementerio.
2. - La utilización de la arena para las construcciones, especialmente en el caso del helipuerto.
3. - La remoción del suelo y cambio de las condiciones ecológicas.
4. - La salinización del ambiente, ya que los alrededores del helipuerto eran regados con abundante agua marina (Génova et al., 1990).
5. - La influencia de los animales domésticos que se criaban en la isla.
Quizás en el comportamiento ecológico de Diplotaxis predominaba su carácter psammófilo sobre el ruderal y no haya podido recolonizar los ambientes alterados sobre los que crecía al competir con otras especies. Gómez-campo (1978), el último en ver las poblaciones de Diplotaxis siettiana, dice : "the population was estimated to contain no more than 140 individuals, all growing in the surrondings of an helicopter landing platform". En la actualidad, Lavatera mauritanica "cerca" casi por completo el borde de la plataforma. Anacyclus alboranensis también es muy abundante en las inmediaciones de esta plataforma. Aunque no sabemos la proximidad exacta de Diplotaxis a la plataforma de aterrizaje cuando fue visto en 1974, es curioso que los tres ejemplares que observamos en 1997 estuvieran confinados al pie de la misma, lo que nos hace sospechar que se corresponden con la germinación del banco de semillas del suelo y no proceden de los intentos de reintroducción.
La exclusión competitiva, junto a la destrucción del hábitat pristino, merecen ser consideradas como hipótesis en la desaparición o estado crítico de las poblaciones de Diplotaxis siettiana.
En cualquier caso, las variaciones en la composición florística de la isla han debido ser menos aparentes de lo que da a entender la tabla 3. Muchas de las presencias y ausencias, especialmente si a los registros más antiguos nos referimos, pueden deberse a la impericia botánica de los visistantes (e.g. Richard y Neuville eran zoólogos) o al carácter terofítico y, por lo tanto, efímero, de la flora. Esta última circunstancia es aplicable, por ejemplo, a Chenopodium murale, que no recogen en sus datos Esteve & Varo (op. cit.). Sin embargo, estimamos que Anacyclus alboranensis (A. grex valentinus según Génova et al., op. cit.) era un "recién llegado" cuando fue detectada su presencia en la isla (Esteve & Varo, op. cit.). En efecto, pese a su carácter anual sus "esqueletos" está presente todo el año cuando las poblaciones son mas o menos abundantes, por lo que difícilmente podría pasar inadvertido.
En sentido contrario, las reiteradas ausencias de Polycarpon tetraphyllum y Triplachne nitens podrían apuntar hacia su desaparición en la isla. Sin embargo, sin una estrategia sistemática de búsqueda resulta arriesgado hacer tal afirmación ya que el banco de semillas del suelo puede depararnos sorpresas y bien podría suceder que, en un año climáticamente favorable, aparecieran algunos pies. Aunque esto ha podido ser lo que ocurriera con Diplotaxis siettiana, no se puede ignorar el estado muy crítico de sus poblaciones.
En relación con la evolución de la flora de la isla, los documentos cartográficos sobre la vegetación (Esteve & Varo, op. cit. ; Génova et al., op. cit.) también son reveladores. En efecto, de ellos se deduce que Frankenia coymbosa y Mesembryanthemum nodiflorum son las dos especies más abundantes de la isla (una constante desde los tiempos de Webb y Berthelot allá por 1830), pero que han crecido considerablemente las poblaciones de Anacyclus alboranensis y Lavatera mauritanica. Puesto que ambas especies exhiben un comportamiento extraordinariamente ruderal, pues crecen en los bordes de las construcciones y derrubios de antiguas edificaciones, puede afirmarse que ha tenido lugar una progresiva artificialización de la isla que, obviamente, no ha favorecido a Diplotaxis siettiana. En estos ambiente aparecen también los terófitos Salsola kali, Halogeton sativus y Heliotropium sp.