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Invasiones biológicas en Chile. Fabián Jaksic Andrade
Читать онлайн.Название Invasiones biológicas en Chile
Год выпуска 0
isbn 9789561426542
Автор произведения Fabián Jaksic Andrade
Жанр Математика
Издательство Bookwire
| TABLA 3.1 | ||
| Representación porcentual de plantas introducidas con propósitos ornamentales. Este valor se ha calculado en referencia al total de plantas exóticas o naturalizadas presentes en cada uno de los países. | ||
| País | Porcentaje | Fuente |
| Australia | 65% de especies naturalizadas entre 1971-1995 introducidas como ornamentales | Groves (1996) |
| Bélgica | 43% de los taxa exóticos han sido introducidos deliberadamente | Verloove (2006) |
| Inglaterra | 58% de plantas exóticas clasificadas como especies de jardín | Clement & Foster (1994) |
| República Checa | 74% de especies deliberadamente introducidas en la flora exótica | Pysek et at. (2002) |
| Alemania | 50% de especies deliberadamente introducidas | Kühn & Klotz (2002) |
| Irlanda | 61% de todas las plantas exóticas | Milbau & Stoul (2007) |
| Italia | 51% de todas las plantas exóticas | Celesti-Grapow et al. (2006) |
| Estados Unidos | > 50% de especies naturalizadas deliberadamente introducidas | Mack & Erneberg (2002) |
| Australia | 65% de especies naturalizadas entre 1971-1995 introducidas | Groves (1996) |
| FIGURA 3.2 |
| Crecimiento de las plantaciones forestales en Chile entre 1940 y 2010 (Armesto et al. 2010). Este crecimiento se sustenta principalmente por la plantación de Pinus radiata y Eucalyptus globulus. Los puntos representan el área acumulada de tierra sembrada y las barras representan el área plantada por año. Un importante punto de inflexión se produce en 1980, cuando comienza el incentivo forestal como política gubernamental de Chile. |
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Una situación bastante más dramática aún ha sido descrita para el ruil (Nothofagus alessandrii) por Bustamante & Castor (1998). El ruil es un árbol caducifolio endémico de Chile, circunscrito a una pequeña área de la Cordillera de la Costa de la Región del Maule, entre los 35º y 36º S. A causa del escaso número de ejemplares, la destrucción de su hábitat y lo fragmentado de sus poblaciones, el estado de conservación del ruil ha sido declarado en peligro crítico de extinción. Debido al extenso e intenso uso forestal de la tierra en la región, actividad que se basa fundamentalmente en la explotación de Pinus radiata, el bosque de ruil ha sufrido una intensa deforestación y fragmentación. En 1991, quedaban 183 fragmentos de bosque de ruil, los que en conjunto totalizaban 352 ha de bosque. En su mayor parte, estos fragmentos eran de pequeño tamaño (< 4 ha). De acuerdo a estos autores, entre 1981 y 1991 el bosque de ruil desapareció a un ritmo de 8% anual, fenómeno suscitado por el recambio de bosque nativo por plantaciones de Pinus radiata. El análisis de la composición de estos fragmentos mostró que al interior de las formaciones de ruil, 13% del total de especies son exóticas, siendo Pinus radiata el único árbol que ha invadido con éxito.
Otras plantas han sido introducidas para otros servicios, tales como el mejoramiento de suelos (i.e., fijación de nitrógeno), estabilización de dunas (i.e., efecto de estabilización de las raíces) y/o freno a la erosión. Entre los ejemplos que se pueden citar se encuentran diferentes especies del género Acacia, introducidos para la rehabilitación de suelos (Gardner 2001). Particularmente, el aromo azul (Acacia dealbata) se utiliza en la industria minera como especie fitorremediadora debido a su capacidad de absorber y retener metales desde el suelo, así como de brindar estabilización a los sustratos de relaves (Sanz-Elorza et al. 2004); esta especie es originaria de Australia y Tasmania, pero ha sido introducida en la Península Ibérica, cono sur africano, y Sudamérica (Campos et al. 2004; Lorenzo et al. 2010).
En animales, particularmente en el caso de los vertebrados, la diversidad de propósitos de introducción también es amplia. La caza, la pesca recreativa, el comercio de mascotas e importación como fuente de alimento se han convertido en importantes propósitos de introducción de mamíferos, aves, reptiles, anfibios y peces. Este panorama ha sido evidenciado claramente a nivel mundial al analizar la intencionalidad en la introducción de peces marinos, donde 17% de las taxa ha sido inoculada con fines de consumo y/o recreación (Tabla 3.2). Para Estados Unidos, la introducción de diferentes especies de peces dulceacuícolas, anfibios, moscas sírfidos y reptiles se ha debido a su uso como alimento, recreación y mejoramiento ambiental (Tabla 3.2), situación compartida con la introducción de aves a nivel mundial, en Australia y peces dulceacuícolas en California (Tabla 3.2).
| TABLA 3.2 |
| Representación porcentual (%) y numérica (N) de las diferentes causas y propósitos asociados a la introducción de especies en el mundo. Este porcentaje fue calculado respecto del número total movilizado. |
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En el sur de Chile, el ciervo rojo fue introducido en bosques templados con propósitos cinegéticos (Jaksic 1998). La pesca recreativa ha sido la principal causa de introducción de peces establecidos en sistemas dulceacuícolas de España (Clavero & García-Berthau 2006). Especies de truchas y salmones han sido introducidas inicialmente para piscicultivo, pero luego de su escape han terminado por naturalizarse en diversas cuencas hidrográficas de Chile (Iriarte et al. 2005; Camus & Jaksic 2009). Otras especies han sido introducidas con propósitos estéticos, como es el caso de la ardilla de vientre rojo (Callosciurus erythraeus) introducida en Argentina en 1973, procedente originariamente del sureste de Asia (Guichón et al. 2005).
Es interesante mencionar que la necesidad de establecer un control biológico sobre especies peste también ha servido como propósito de introducción de otras que actúan como enemigos naturales. El raciocinio es que estas últimas podrían acabar con la especie indeseada en el área recipiente. Esto ha motivado la introducción de especies como gambusias, sapos, varios mustélidos, gatos, zorros, coipos, lechuzas y paseriformes (Jaksic & Yáñez 1983; Moors & Atkinson 1984; Sick 1984; King 1990; Common & Norton 1992; Hone 1994; Simberloff & Stiling 1996; Amori & Lapini 1997). Paradójicamente, de manera contraria a lo esperado, en ciertas oportunidades el agente biocontrolador ha terminado por convertirse también en una especie problema, pues comienzan por alimentarse de especies nativas, sin ejercer el