las aves como agentes en la restauración pasiva del bosque
Transcripción
las aves como agentes en la restauración pasiva del bosque
LAS AVES COMO AGENTES EN LA RESTAURACIÓN PASIVA DEL BOSQUE MESÓFILO DE MONTAÑA EN EL CENTRO DE VERACRUZ, MÉXICO TESIS QUE PRESENTA IVETTE G. HERNÁNDEZ LADRÓN DE GUEVARA PARA OBTENER EL GRADO DE MAESTRO EN CIENCIAS Xalapa, Veracruz, México. 2011 Aprobación final del documento de tesis de grado: “Las aves como agentes en la restauración pasiva del Bosque Mesófilo de Montaña en el centro de Veracruz, México” Nombre Firma Director Dr. Octavio R. Rojas Soto ________________________ Comité Tutorial Dra. Fabiola López Barrera ________________________ Dra. María del Coro Arizmendi Arriga ________________________ Dra. Cecilia Díaz Castelazo ________________________ Dr. Fernando Puebla Olivares ________________________ Jurado 2 RECONOCIMIENTOS La realización de la presente fue posible gracias a la participación de amigos e instituciones. En particular quiero agradecer al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT) por la beca otorgada y por el financiamiento para la realización de esta tesis y al Instituto de Ecología, A.C. (INECOL) por las facilidades brindadas para llevar a cabo mies estudios de maestría. Quiero agradecer especialmente a mi director de tesis, el Dr. Octavio Rojas por ser mi guía y por todo el apoyo, los comentarios y consejos a lo largo de mi estudio. A los miembros del comité tutorial, la Dra. Fabiola López Barrera y la Dra. María del Coro Arizmendi Arriaga, por sus aportaciones y comentarios que sin duda enriquecieron este trabajo. A los miembros del jurado la Dra. Cecilia Díaz Castelazo y el Dr. Fernando Puebla Olivares, por sus importantes observaciones y contribuciones que mejoraron la calidad de esta tesis. A los doctores Armando Aguirre, Gonzalo Castillo y Eduardo Pineda, por su valiosa e inmediata ayuda en los momentos de dificultad. A Allan y Paula por permitir que el estudio se llevara a cabo en su propiedad y brindarme las facilidades para realizarlo. A quienes me acompañaron al campo en especial a Romeo, Aline, Ricardo, Gerardo, Betty, Lupita, Claudio y a Santiago Sinaca por su ayuda en la identificación de las semillas. A mis padres, mi hermana, mi novio y a todos mis amigos, en especial a Nathalia, Ponchis, Karla, Carlos, Flor, Crystell, Leonora, Alicia, Aleyda, Iván, Ahmed, Citlalli y Victor, por confiar en mí, por darme ánimos y alentarme a seguir adelante. 3 DEDICATORIA Con mucho amor, respeto y agradecimiento a mis padres por todo su apoyo, su comprensión y por creer en mí Con todo mi amor a Antonio por ayudarme a ser una mejor persona cada día, por ser el motor de mi vida y mi apoyo en los momentos más difíciles A mi hermana, por enseñarme que nunca hay que renunciar a los sueños 4 DECLARACIÓN Excepto cuando es explícitamente indicado en el texto, el trabajo de investigación contenido en esta tesis fue efectuado por Ivette Guadalupe Hernández Ladrón de Guevara como estudiante de la carrera de Maestro en Ciencias entre Septiembre de 2008 y Agosto del 2010, bajo la supervisión del Dr. Octavio Rafael Rojas Soto. Las investigaciones reportadas en esta tesis no han sido utilizadas anteriormente para obtener otros grados académicos, ni serán utilizadas para tales fines en el futuro. Candidato: _____________________________ Director de tesis _____________________________ 5 ÍNDICE Lista de figuras tablas……………………….…..……………………………………………….7 Resumen………………………………………..………………………………………………....8 Capítulo I. Introducción………...…..……….…………………………………………….……10 Capítulo II. Métodos…….………..……………………………………………………………..15 Área de estudio…………………..……………………………………………….………17 Obtención de datos y análisis de datos………………………………………..…...……..18 Monitoreo en parcelas de restauración pasiva……………………………...…………….21 Capítulo III. Resultados………………………..………………………………………….……23 Capítulo IV: Discusión………………………..………………………………………………...32 Literatura citada……….………………………..………………………...…………………….38 Apéndice 1. Especies de aves frugívoras capturadas en la primera etapa, número de individuos, afinidad al bosque y estrato al que pertenece.…..…….…………….……………………………43 Apéndice 2. Plantas dispersadas por aves en un área de restauración en Huatusco, Ver………..44 Apéndice 3. Especies leñosas encontradas en las parcelas de restauración pasiva, familia a la que pertenecen, estado sucesional y valor de importancia……………………………………………45 6 LISTA DE FIGURAS Y CUADROS Lista de figuras Figura 1. Imagen que ejemplifica la vegetación predominante en el área de estudio……………18 Figura 2. Número de individuos capturados por especie…………………………..……………..25 Figura 3. Curvas de acumulación de especies de aves frugívoras capturadas y esperadas bajo los estimadores de Chao2 y Bootstrap…………………………………………………….................26 Figura 4. Curvas de acumulación de especies de semillas obtenidas de las muestras fecales.............................................................................................................................................27 Lista de cuadros Cuadro 1. Índice de diversidad de Shannon por especie de ave………………………………….28 Cuadro 2. Morfotipos y abundancia de semillas consumidas por especie de ave………………..29 Cuadro 3. Resultados en la germinación de Conostegia xalapensis, especies de aves frugívoras, número de individuos capturados, número de semillas ingeridas que germinaron y número de semillas control que germinaron………………………………………………………………….30 7 RESUMEN En este trabajo se analizó la ingesta y posible dispersión de semillas por las aves frugívoras como coadyuvantes en la restauración del bosque mesófilo de montaña en una localidad en el centro del estado de Veracruz, México. Se analizaron muestras fecales de 93 individuos de 23 especies de aves frugívoras, las cuales fueron clasificadas de acuerdo a su afinidad al bosque y al estrato arbóreo en el que centran su actividad, con el fin de determinar si estas características se relacionan con la diversidad de las semillas que ingieren y potencialmente dispersan. Además, se analizó si existió una correlación entre el tamaño de las semillas y el tamaño del pico para las seis especies más capturadas. Para evaluar el efecto de la ingesta por aves en la germinación de las semillas se realizaron dos tipos de experimentos, uno analizando la germinación en el total de las semillas capturadas, y otro analizando la proporción de germinación de las semillas de una especie vegetal (Conostegia xalapanesis) entre dos tratamientos: las ingeridas por aves (semillas ofrecidas en cautiverio momentáneo) y las semillas control. Además se monitorearon 12 parcelas de restauración pasiva para analizar si el establecimiento de plántulas podría ser producto de la dispersión por aves. En el total de las excretas se encontraron 2699 semillas pertenecientes a 17 especies vegetales, de las cuales la más abundante fue el arbusto leñoso Conostegia xalapensis. De las especies de aves, Myadestes occidentalis presentó el mayor índice de diversidad de semillas ingeridas. No se encontraron diferencias significativas en la riqueza y abundancia de semillas consumidas con relación a la afinidad al bosque y al estrato arbóreo en el que las aves centran su actividad; tampoco se observó una asociación significativa entre el tamaño de las semillas con el tamaño del pico. Del total de las especies de semillas encontradas en las excretas el 59% germinó; lo que implica que el 78% de las especies de aves presentó casos de germinación exitosa en las semillas que consumió. Por último, en las especies vegetales de las parcelas que presentan el síndrome de dispersión por zoocoria, únicamente se encontraron dos que también fueron consumidas por las especies de aves capturadas. A pesar de ello, la diversidad de ingesta semillas y la proporción de germinación exitosa, sugieren que las aves poseen un papel importante en la restauración pasiva del BMM. 8 9 CAPÍTULO I INTRODUCCIÓN 10 11 Introducción La reducción, fragmentación y degradación de los ambientes naturales es un proceso que ha aumentado considerablemente durante las últimas décadas. Particularmente el bosque mesófilo de montaña (BMM) ha sido uno de los tipos de vegetación que más alteración y reducción ha sufrido, ocupando en la actualidad menos del 1% de la superficie total de México (Challenger y Dirzo 2009). Esto amenaza su alta biodiversidad, los servicios ambientales que brindan y la diversidad genética que poseen (Bubb et al. 2004). Además, la mayoría de los fragmentos de BMM que aún existen en el país se encuentran inmersos en paisajes agrícolas fuera de las áreas protegidas, y están amenazados por la presión de cambio de uso de suelo y la extracción selectiva de especies (Challenger 1998). En estos paisajes, urge revertir este proceso de degradación y aumentar las áreas de bosque, por lo que es esencial el diseño de experimentos que permitan incrementar el conocimiento básico de la ecología de la restauración y mejorar las estrategias de manejo para incrementar el éxito en la conservación de los ambientes (Holl et al. 2000, Hobbs y Harris 2001). Existen dos tipos de restauración desde el punto de vista del manejo: 1) la restauración ecológica pasiva, que es un proceso en donde se detiene el disturbio y los ambientes se regeneran por medio de procesos ecológicos naturales y, 2) la restauración asistida o activa, que es un proceso inducido por el hombre para recuperar la estructura y función de un ecosistema perturbado (Jackson et al. 1995). Si bien la restauración ecológica pasiva es una alternativa para la recuperación de los ambientes cuando las perturbaciones antropogénicas o naturales son severas, la regeneración del bosque puede tomar mucho tiempo dependiendo de diversos factores, tales como suelos infértiles para el establecimiento de plántulas, baja disponibilidad de propágulos, competencia entre plántulas, ausencia de dispersores, herbivoría, depredación de semillas, entre otros (Holl et al. 2000, Slocum et al. 2006). Sin embargo, la mayoría de estos factores pueden o no ser condicionantes importantes para el éxito de la restauración dependiendo del tipo de ecosistema que se trate, así como de las condiciones particulares de cada sitio, por lo que resulta aún difícil hacer una generalización. Por ello se requiere el incrementar los estudios sobre la ecología de la restauración, principalmente en aquellos ambientes que más han sido alterados y que requieren de atención urgente, como es el caso del BMM. 12 Existen diversos estudios que demuestran que la participación de animales en la dispersión de semillas es de gran importancia en la recuperación de los bosques, como un proceso clave en la dinámica de la vegetación natural y cobertura de vegetación después la perturbación (e.g. Corlett 1998, Figueroa y Castro 2002, Holl 2002, Barrantes y Pereira. 2002, Amico y Aizen 2005). Además de los murciélagos, las aves son de los dispersores que más contribuyen en la sucesión del bosque (Gorchov et al. 1993 Wunderlee 1997) ya que son diversas las especies que ingieren frutos y defecan o regurgitan las semillas en áreas abiertas (Gorchov et al. 1995, Cardoso y Murray 1996, Corlett 1998, Figueroa y Castro 2002, Holl 2002, Amico y Aizen 2005, Wilms y Kappelle 2006, Fink et al. 2008). Las especies vegetales dispersadas son tanto de especies propias del bosque, como de especies pioneras que facilitan la llegada y el establecimiento de otras de etapas sucesionales tardías (Vandermeer 1990), contribuyendo a mantener el reclutamiento de plántulas y el flujo génico (Figueroa et al. 2009). Además en algunos casos facilitan su germinación (Rodríguez-Pérez et al. 2005) ya que la capacidad de germinación de las semillas está influenciada por el agente dispersor, y en el caso de la endozoocoria, jugos y movimientos gástricos pueden afectar positivamente la semilla al remover la capa inhibidora y aumentando con ello la tasa de germinación (Galindo-González 1998, Yagihashi et al. 1999, Buckley et al. 2006). A pesar de la existencia de diversos estudios que han analizado el papel de las aves en la restauración de bosques a través de la dispersión de las semillas (e.g. Howe 1977, Wheelwright et al. 1984, Cardoso y Murray 1996, Barrantes y Pereira 2002), son aún escasos los estudios sobre la participación de la aves en la restauración pasiva en los bosques mesófilos de México, cuya composición avifaunística y florística es biogeográficamente más compleja que los bosques centroamericanos (Navarro y Benítez 1993, Hernández-Baños et al. 1995, Luna et al. 1999), además de que, al considerar los bosques mesófilos mesoamericanos, los de México son climática y latitudinalmente extremos (Rojas-Soto et al. en prep.). En este estudio se analizó la ingesta y posible dispersión de semillas por las aves frugívoras como coadyuvantes en restauración del bosque mesófilo de montaña en el centro del estado de Veracruz, México, analizando a las principales especies de aves dispersoras y algunas de sus características en cuanto a uso y preferencia de hábitat, las especies de plantas que dispersan, así como el efecto de la ingestión sobre la germinación de las semillas. 13 14 CAPÍTULO II MÉTODOS 15 16 Método Área de estudio El estudio se llevó a cabo en la localidad de “Las Cañadas” localizada en el municipio de Huatusco, en el centro de Veracruz, México (19º 12´ 54´´ N y 96º 58´ 08´´ W) a 1400 m. s.n.m., con una precipitación promedio anual de 1850 mm y con una temperatura media anual de 19.8 °C, donde la temporada de lluvias es de Julio a Septiembre. La localidad estuvo dedicada a la ganadería por espacio de 20 años, pero esta actividad cesó hace cinco y actualmente está constituida por una matriz paisajística de fragmentos de bosque mesófilo, áreas con bosque secundario de crecimiento temprano y tardío y pastizales aislados. Los primeros albergan especies leñosas como Palicourea padifolia, Juglans pyriformis, Liquidambar styraciflua, Ocotea psychotrioides y varias especies del género Quercus, entre otros. En los bosques secundarios de crecimiento temprano y tardío (Fig. 1) se encuentran principalmente especies como Rubus pringlei, Mimosa albida, Piper auritum, Triunfetta bogotensis y algunas especies del género Solanum. Los pastizales están dominados por los pastos nativos Panicum glutinosum y Axonopus compressus y por el pasto exótico Cynodon plectostachyus. Algunos de los árboles aislados más comunes tanto en bosques secundarios de crecimiento temprano y tardío como en los pastizales son Psidium guajava, Acacia pennatula y Suriana marítima, aunque en los fragmentos de bosque aún se encuentran árboles de grandes diámetros que pudieron constituir parte del dosel original, como Quercus insignis. Además, hay sitios en los cuales la pteridofita invasiva Pteridium aquilinum domina completa o casi completamente, lo que impide la sucesión secundaria (Ortega 2010). 17 Figura 1. Imagen que ejemplifica la vegetación predominante en el área de estudio. Obtención y análisis de datos El estudio se llevó a cabo en dos temporadas, la primera de Abril a Agosto del año 2009 y la segunda de Junio a Agosto del año 2010. Para determinar las especies de aves frugívoras presentes en el área de estudio, durante la primera temporada se realizaron observaciones de aves mediante un censo de búsqueda intensiva (Ralph et al. 1996), el cual permite seguir a las especies hasta lograr su identificación. Las observaciones se llevaron a cabo desde el amanecer hasta las 10:00 am cuando es mayor la actividad de las aves (Melo 1997). Para la obtención de muestras fecales se usaron 10 redes ornitológicas de 9 m, con una luz de malla de 19 mm, las cuales se mantuvieron abiertas durante 8 horas diarias acumulando un total de 2400 horas/red. Las redes fueron ubicadas a lo largo de un transecto de 200 mts. cuya separación varió entre 5-10 mts. dependiendo de la cobertura vegetal, la cual incluía remanentes de bosque y bosque secundario de crecimiento temprano y tardío. 18 Para la recolección de las excretas las aves capturadas fueron colocadas en sacos de tela; sin embargo, debido a que muchas defecan en las redes, se colocó una tela bajo cada red para asegurar la recolección (Galindo-González et al. 2009). Las excretas se colocaron en micro-tubos Eppendorf de 1.5 ml para ser transportadas y analizadas en el laboratorio. Para facilitar la identificación de las semillas en las excretas, se llevó a cabo una colecta botánica de las principales especies de plantas leñosas durante los meses de abril y mayo de 2009; sin embargo, la identificación de la mayoría se logró hasta familia, por lo que se caracterizaron a nivel de morfotipo con la ayuda de un microscopio estereoscópico 4x, exceptuando en 5 casos donde se lograron identificar a un nivel de especie con la asesoría de expertos. Para estimar el esfuerzo de muestreo y la representatividad de las aves frugívoras capturadas, así como la representatividad de las semillas presentes en las muestras fecales, se estimó la riqueza esperada para ambos casos mediante curvas de acumulación de especies, usando los estimadores Chao 2 y Bootstrap utilizando el software Estimates 7.5 (Colwell 2005). Con la finalidad de determinar la diversidad de semillas ingeridas por especie de ave, se calculó el índice de diversidad de Shannon, utilizando el software “Species Diversity and Richness IV” (Seaby y Henderson 2006). Sin embargo, debido a que el número de muestras por especie fue desigual, se analizaron sólo las seis especies de aves que contaron con más de cinco individuos capturados. Se probó si existía una diferencia entre los índices obtenidos mediante una prueba de aleatorización de Solow, que consiste en un remuestreo para medir el grado de significancia de los cambios observados en los índices de diversidad (Solow 1993). Con la finalidad de determinar la posible relación entre la diversidad de semillas ingeridas y la preferencia de estrato así como la afinidad al bosque de las aves (Barrantes y Pereira 2002), las aves se agruparon en especies de dosel, sotobosque y mixto (para las que usan ambos estratos) y en afinidad alta, media y baja dependiendo del grado de afinidad al bosque (Apéndice 1). Esta clasificación se basó en observaciones directas en campo y con base en lo reportado en la literatura (Howell y Webb 1995). Las diferencias en la abundancia y riqueza de las semillas consumidas entre cada una de las categorías de cada característica, se determinó mediante pruebas de Kruskal-Wallis, utilizando el software SPSS (SPSS 2005). 19 Para el caso de las aves se tomaron medidas de los picos de los machos adultos (para evitar sesgos en la edad y el sexo de los ejemplares) de las 23 especies capturadas, utilizando para ello ejemplares de la colección ornitológica del Museo de Zoología de la Facultad de Ciencias de la UNAM. Las medidas obtenidas fueron cuatro: dos de longitud (desde la base del pico y desde los nostrilos, hasta la punta) ancho y alto del pico, con un vernier electrónico. Para las semillas, se agruparon en categorías con base en su tamaño, en pequeñas (< 2 mm), medianas (2-4 mm) y grandes (> 4 mm). Para establecer si existió una correlación entre el tamaño de las semillas consumidas y el tamaño del pico de las aves, se aplicó un análisis de correlación por rangos de Spearman, utilizando el software BioEstat 5.0 (Ayres et al. 2007). Para evaluar el efecto de la ingesta por aves en la germinación de las semillas se realizaron dos tipos de experimentos, el primero consistió en un análisis de la germinación en el total de las especies de semillas encontradas en las excretas durante la primera etapa del estudio; y el segundo, llevado a cabo durante la segunda etapa del estudio, que consistió en la evaluación de la proporción de germinación de las semillas de la especie vegetal más abundante (Conostegia xalapanesis) entre dos tratamientos: semillas ingeridas por aves (ofrecidas en cautiverio momentaneo) y las semillas control extraídas directamente del fruto (Barnea et al. 1990). Se seleccionó a esta especie ya que además de ser importante durante la sucesión (Gómez-Pompa 1971), es abundante en el área de estudio y se encontraba en un pico de fructificación durante la segunda temporada del estudio. Para ello se usaron 12 redes ornitológicas y una vez capturadas, las aves eran colocadas en jaulas cilíndricas hechas con aros de madera y tul durante un promedio de tres horas. En cada caso se les ofreció 15 frutos previamente colectados en la localidad, y posterior a su ingestión y excreción, se colectaron las semillas de las excretas. Al mismo tiempo se extrajeron las semillas de frutos no ingeridos para ser usados como control. Para determinar si hubo diferencia significativa entre la germinación de semillas extraídas directamente del fruto y las que pasaron por el tracto digestivo de las aves, así como si había diferencias significativas en la germinación entre las especies de aves que ingirieron las semillas se realizó una prueba Chi 2 utilizando el software BioEstat 5.0 (Ayres et al. 2007). Ambos experimentos de germinación se realizaron en el laboratorio bajo condiciones de luz, humedad y temperatura controladas. Las semillas se colocaron en algodón plisado (por ser un medio más homogéneo que el suelo y para evitar la depredación por hongos; Figueroa et al. 20 2002) dentro de cajas “petri”, las cuales se incubaron en una cámara de germinación iluminadas por 12 horas a una temperatura de 30° C durante el día y 25° C durante la noche y aplicando agua cada 2 ó 3 días para mantener la humedad (Galindo-González et al. 2000). Monitoreo en parcelas de restauración pasiva Para determinar el establecimiento de plántulas importantes durante el proceso de restauración y que hayan sido potencialmente dispersadas por aves, se monitorearon 12 parcelas de restauración pasiva de 100 m2 en las dos temporadas. Se realizó un censo de los individuos juveniles presentes en las parcelas y se calculó la frecuencia relativa, la dominancia relativa y la densidad relativa, las cuales se sumaron para obtener el valor de importancia de las especies leñosas presentes en cada parcela (Mueller y Ellenberg 1974). Las parcelas se ubicaron en los pastizales a una distancia aproximada de 25-30 mts. de los fragmentos del bosque y bosques secundarios. 21 22 CAPÍTULO III RESULTADOS 23 24 Resultados Se capturaron 93 individuos de un total de 23 especies de aves frugívoras pertenecientes a 10 familias (Fig. 2), siendo Chlorospingus opthalmicus la especie más capturada con 28 individuos. Se observaron otras especies frugívoras pero que por su tamaño y hábitos asociados a dosel no se capturaron (Ortalis vetula, Trogon collaris, Aulacorhynchus prassinus, Tityra semifasciata, Cyanocorax morio, Ptilognis cenereus, Dumetella carolinensis, Catharus mexicanus, Bombycylla cedrorum y Psarocolius montezuma). No. de individuos 30 25 20 15 10 5 0 Especies de aves Figura 2. Número de individuos capturados por especie. Las curvas de acumulación de especies mostraron que las especies de aves capturadas durante el trabajo de campo representaron el 80% de las especies esperadas en el área de estudio con base en el estimador de Chao 2 y el 85% con base en el estimador Bootstrap (Fig. 3). 25 35 30 Especies observadas 25 20 15 10 Sobs (Mao Tau) Chao 2 Mean 5 Bootstrap Mean 0 1 6 11 16 Días de muestreo 21 26 << Figura 3. Curvas de acumulación de especies de aves frugívoras capturadas y esperadas bajo los estimadores de Chao2 y Bootstrap. Se encontraron en las excretas un total de 2699 semillas pertenecientes a 17 especies y 8 familias. Las familias de plantas encontradas fueron Poaceae, Moraceae, Melastomataceae, Solanaceae, Araceae, Verbenaceae, Ulmaceae y Boraginaceae (Apéndice 2). La curva de acumulación de especies de las semillas mostró que la riqueza observada representó el 89% de las especies esperadas con base en el estimador de Chao 2 y el 87% de la riqueza con base en el estimador Bootstrap (Fig. 4). 26 Especies observadas 25 20 15 10 Sobs (Mao Tau) 5 Chao 2 Mean Bootstrap Mean 0 1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 Días de muestreo Figura 4. Curvas de acumulación de especies de semillas obtenidas de las muestras fecales. No se encontraron diferencias significativas entre la abundancia y la riqueza de semillas y el estrato del bosque usado por las aves (abundancia H=0.732, gl=2, p= 0.392; riqueza H=2.23, gl=2, p=0.32), ni con relación a la afinidad al bosque de las aves (abundancia H= 0.762, gl=2, p= 0.683; riqueza H=3.07, gl=2, p=0.21). Asimismo, el análisis de correlación no mostró una asociación significativa entre el tamaño de las semillas ingeridas con relación al tamaño del pico de las aves en su longitud (base, R= 0.275, p= 0.599, gl=2; y nostrilo, R= 0.574, p= 0.236, gl=2), altura (R= 0.417, p= 0.392, gl=2) y ancho (R= 0.088, p=0.854, gl=2). La especie de ave con mayor índice de diversidad de semillas fue Myadestes occidentalis (H= 1.78) (Cuadro 1). Sin embargo, no existieron diferencias significativas con relación a las otras especies evaluadas: Catharus aurantiirostris (p= 0.45), Catharus occidentalis (p= 0.86), Chlorospingus ophthalmicus (p=1.15), Saltator maximus (p=1.38) y Euphonia hirundinacea (p=1.31). 27 Cuadro 1. Índice de diversidad de Shannon por especie de ave. Especie Índice de Shannon Myadestes occidentalis 1.78 Catharus occidentalis 1.33 Euphonia hirundinacea 0.92 Chlorospingus ophthalmicus 0.63 Saltator maximus 0.47 Catharus aurantiirostris 0.40 En cuanto a la ingesta de las semillas, 17 especies de aves consumieron más de una especie vegetal, siendo Myadestes occidentalis la especie de ave que presentó el mayor número de especies (9), mientras que seis especies de aves presentaron sólo una especie vegetal (Leptotila verreauxi, Coereba flaveola, Cyanocompsa parellina, Buarremon albinucha, Aimophila rufescens y Euphonia hirundinacea; Cuadro 2). El primer experimento de germinación mostró que el 59% de la riqueza de semillas germinaron después de haber pasado a través del tracto digestivo del 78% de las especies de aves capturadas. Para el segundo experimento de germinación se capturaron 35 individuos de nueve especies de aves, de las cuales cuatro presentaron casos de germinación repartidos en 25 individuos (Cuadro 3) y las cinco restantes (Cyanerpes cyaneus, Coereba flaveola, Catharus aurantiirostris, Melanotis careulescens y Buarremon albinucha) no presentaron germinación en ninguno de los tratamientos. Los resultados mostraron que el número de semillas germinadas ingeridas por las aves en general, fue significativamente mayor en comparación con las semillas germinadas que fueron extraídas directamente del fruto (X2= 29.67, p = 0.0001). Al considerar este mismo análisis por especie, se encontraron diferencias significativas sólo en Buarremon brunneinucha (X2= 26.58, p= < 0.0001) contrario al resto de las especies donde no hubo diferencias significativas (Chlorospingus ophthalmicus, X2= 3.35, p= 0.06; Saltator maximus, X2= 1.00, p= 0.31; y Euphonia hirundinacea, X2= 1.00, p= 0.31). 28 Cuadro 2. Morfotipos y abundancia de semillas consumidas por especie de ave. Especie\Morfotipo de semilla Lantana Conostegia camara xalapensis Miconia mexicana Trema Tournefortia micrantha glabra 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 Leptotila verreauxi 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 0 0 Thamnophilus doliatus 0 7 0 0 0 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Myiodinastes maculatus 0 35 0 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Vireo brevipennis 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Myadestes occidentalis 0 23 38 3 7 0 0 15 0 0 0 2 4 17 0 5 0 Catharus aurantiirostris 3 80 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10 0 0 0 Catharus occidentalis 0 47 0 0 6 7 0 0 0 0 0 0 0 20 0 0 5 Turdus assimilis 0 145 70 5 0 0 0 0 0 0 0 5 3 14 0 0 0 Toxostoma longirostre 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 8 0 0 51 Melanotis caerulescens 0 20 30 4 0 0 0 0 0 0 0 0 14 6 0 0 0 Coereba flaveola 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Chlorospingus ophthalmicus 0 766 369 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Piranga leucoptera 0 15 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 Cyanerpes cyaneus 0 3 0 18 0 0 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 0 Thraupis abbas 0 0 0 3 0 7 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 Sporophila torqueola 0 20 0 0 0 0 0 0 8 0 0 0 0 0 0 0 0 Cyanocompsa parellina 0 3 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Buarremon brunneinucha 0 10 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Buarremon albinucha 0 0 10 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Aimophila rufescens 0 57 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Saltator maximus 0 279 0 7 0 25 3 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 Euphonia hirundinacea 0 244 34 0 0 0 27 0 0 23 0 0 0 0 0 0 0 Euphonia elegantissima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 21 0 0 0 0 0 0 Cuadro 3. Resultados en la germinación de Conostegia xalapensis: especies de aves frugívoras, número de individuos capturados, número de semillas ingeridas que germinaron y número de semillas control que germinaron. Especie No. individuos Germinación en semillas ingeridas Germinación en semillas control Chlorospingus ophthalmicus 11 21 Buarremon brunneinucha 2 21 0 Saltator maximus 5 1 0 Euphonia hirundinacea 7 1 0 11 Monitoreo en parcelas de restauración pasiva A partir de los monitoreos de las parcelas de restauración pasiva se encontraron 297 individuos de plantas leñosas juveniles de 35 especies pertenecientes a 20 familias (Apéndice 3). El 72% de estas especies vegetales presenta dispersión zoocora, el 14% se dispersa mediante la gravedad, el 6% tiene dispersión a través del viento y el 8% restante se desconoce su síndrome de dispersión. De las especies que presentan dispersión por zoocoria, algunas de ellas son dispersadas por aves (Sambucus nigra, Miconia mexicana, Conostegia xalapensis, Lantana cámara, Psidium guajava, Cestrum racemosum). Sin embargo, sólo dos especies presentes en las parcelas fueron encontradas durante el análisis de las semillas en las excretas de las aves capturadas. 31 CAPÍTULO IV DISCUSIÓN 32 33 Discusión A pesar de su grado de perturbación, la zona de estudio tiene una riqueza de aves frugívoras (23) que corresponde con un alto porcentaje de este gremio si se compara con los listados para bosques relativamente bien conservados en otras partes de la Sierra Madre Oriental (36 especies para Tlanchinol, Hidalgo, Martínez-Morales 2007; y 38 especies para Zacapoaxtla, Puebla: VillaBonilla et al. 2009). Por otro lado, la curva de acumulación de especies mostró que el número de aves frugívoras capturadas representa una buena proporción de las especies totales en la localidad que integran este gremio, siendo la tendencia al registro de una especie nueva por día de muestreo. Sin embargo, no se llegó al 90% de las especies debido a factores tales como el método de captura, el cual está enfocado principalmente a especies de tamaño medio y menor y asociadas generalmente a estratos medios o de sotobosque, por lo que las especies de dosel de gran tamaño no fueron capturadas (e.g. Ortalis vetula, Cyanocorax morio, Psarocolius montezuma, etc). Por otro lado, existen cambios que la comunidad de aves experimenta a través del tiempo (Begon 2006) modificando la representatividad de las aves en ciertas etapas del año, como sucedió en este estudio, ya que a medida que el trabajo de campo se prolongó, disminuyó la captura de aves frugívoras y se incrementó la captura de aves migratorias insectívoras. Este cambio en la estacionalidad se marcó por el término en la temporada de fructificación para muchas de las especies de plantas y quizá haya propiciado a su vez una posible migración altitudinal de algunas especies de aves. Por su parte, las curvas de acumulación de especies de las semillas mostraron que, a pesar de que no se alcanzó el 90% de las especies del área, probablemente por la diferencia temporal en los tiempos de fructificación; se obtuvo una buena representación de la comunidad de las semillas de la zona que son consumidas por aves residentes durante los meses del muestreo. Los análisis de las excretas mostraron que la especie de especie vegetal más consumida por el 78% de las aves, fue el arbusto leñoso Conostegia xalapensis (Melastomataceae), familia que también ha sido la mejor representada también en otros estudios (e.g. en Perú, Gorchov et al. 1993). A pesar de tratarse de una especie que no se considera como parte de la vegetación primaria del BMM, al ser dispersada en zonas abiertas donde predominan los pastos, facilita la llegada de otras especies de etapas sucesionales posteriores mediante la modificación de las condiciones del microhábitat, por lo que se considera de gran importancia en la restauración pasiva de zonas deforestadas y abiertas (Almeda 1993, Puebla-Olivares y Winker 2004). Además, por encontrarse en zonas 34 abiertas, esta especie también puede ser dispersada por aves de poca y mediana afinidad al bosque, al servir de perchas facilitan la dispersión de otras semillas provenientes del bosque. De este modo, funcionan como núcleo de establecimiento de especies durante la sucesión secundaria (Guevara et al. 1986, Barrantes y Pereira 2002). Otra especie que fue muy abundante en las excretas fue Miconia mexicana (Melastomataceae), la cual también pertenece a los primeros estadios sucesionales de bosque mesófilo. Al no encontrarse diferencias significativas en la abundancia y tipo de semillas ingeridas por especies de aves de diferentes estratos arbóreos y diferentes afinidades, se sugiere que en lo general las aves frugívoras en su conjunto son potencial dispersoras de la comunidad semillas; a diferencia de lo que fue encontrado por Barrantes y Pereira (2002) en Costa Rica, quienes sí observaron una dispersión diferencial de semillas entre especies de diferentes afinidades al bosque, siendo particularmente elevada la diversidad de semillas presentes en aves de afinidad media al bosque. Sin embargo, en el presente estudio pueden estar influyendo tanto las diferencias en los estadios sucesionales, así como la diferencia entre la riqueza de plantas y aves entre ambas comunidades. El análisis de la diversidad de semillas ingeridas por especie de ave, no mostró diferencias significativas entre los índices de diversidad encontrados, lo que siguiere que las aves están dispersando semillas de manera equitativa (Moreno 2001). A pesar de que estadísticamente no se encontraron diferencias significativas, en algunas especies de aves hay tendencias notorias que sugieren una variación en la importancia como potenciales dispersores de semillas, particularmente considerando su afinidad al bosque y el estrato al que pertenecen. Por ejemplo, la especie con una mayor tasa de captura fue Chlorospingus ophthalmicus, una especie de afinidad media al bosque y que centra su actividad en el sotobosque, en cuyas excretas sólo se encontraron dos especies de plantas y ambas germinaron (Conostegia xalapensis y Miconia mexicana, en mayor proporción la primera), lo que puede indicar una preferencia al consumo de estas especies. Por el contrario, la segunda y tercera especie de aves más capturadas fueron Euphonia hirundinacea y Myadestes occidentalis, ambas de afinidad media al bosque y consideradas como especies de dosel; la primera de ellas consumió cinco especies de plantas, de las cuales cuatro germinaron; y la segunda consumió nueve especies de plantas, de las cuales cinco germinaron. Por tratarse de especies de dosel, estas aves pueden 35 considerarse como especies que potencialmente permiten una mayor dispersión de plántulas en áreas abiertas, ya que pueden depositar semillas por defecación durante su paso por estas zonas (Guevara et al. 1986, Jansen 2005). Otras especies de aves que presentaron una alta riqueza de semillas en sus excretas fueron Melanotis caerulescens y Saltator maximus las cuales consumieron cinco especies de plantas, germinando dos y cuatro respectivamente. Sin embargo, se trata de especies con una alta afinidad al bosque por lo que cruzan áreas abiertas con poca frecuencia, aunque también podrían ser potencialmente importantes en la restauración del bosque, al incrementar la lluvia de semillas particularmente en los bordes del mismo. Si bien es cierto que las aves ingieren diversos tipos de frutos, ya sea tragándolos completamente cuando la apertura del pico se los permite o ya sea picando los frutos cuando no pueden ingerirlos, el tamaño de las semillas podrían ser un factor sujeto a selección dependiendo del tamaño del pico; sin embargo, no se encontró una relación significativa entre al tamaño de la semilla y tamaño del pico de las aves, lo que sugiere que las aves quizá seleccionan los frutos de acuerdo a la disponibilidad temporal, al contenido energético o al tipo de pulpa (Yoshikawa et al. 2009). Es necesario continuar con estudios encaminados al análisis de las estrategias de forrajeo, para determinar si las aves seleccionan los frutos de acuerdo al tamaño total del mismo, al tipo de pulpa, al número de semillas o al tamaño de las mismas; así como para analizar en qué casos es mayor el éxito de dispersión, como lo encontrado por Levey (1987), donde de acuerdo al tamaño de las semillas éstas eran o no ingeridas por algunas especies según las estrategias de forrajeo. En lo que se refiere a la germinación, el primer experimento mostró un importante porcentaje de semillas que lograron germinar (59% de las especies germinó en el 78 % de las especies de aves). Debido a este alto porcentaje de germinación se sugiere que las aves son básicamente dispersoras y no depredadoras de semillas. A pesar de que se encontraron casos de nula germinación de las semillas ingeridas por algunas especies de aves capturadas puede deberse al bajo número de aves capturadas y baja obtención de semillas en las excretas. El segundo experimento, acerca del efecto de la ingesta de aves sobre la germinación de semillas de Conostegia xalapensis, mostró sorprendentemente un bajo número de semillas germinadas, independientemente del tratamiento, en comparación con el porcentaje de germinación de esta misma especie durante la primera temporada del estudio, la cual fue la que más proporción de germinación presentó en comparación con las otras semillas. Una posible 36 causa de la inviabilidad de las semillas durante la segunda etapa pudo haber sido la intensa precipitación y por ende una alteración en los tiempos de fructificación en la zona durante el año 2010. Otra posibilidad es que las alteraciones climatológicas produjeran semillas que permanecieran en un estado de latencia, ya que la fenología de las plantas es fuertemente controlada por el clima (Gordo 2010). A pesar de ello, los resultados sugieren que el paso de las semillas a través del tracto digestivo de las aves sí podría estar favoreciendo la proporción de germinación, ya que el análisis entre los dos tratamientos considerando a las aves en general, mostraron diferencias significativas (mayor germinación en semillas ingeridas contra no ingeridas), al igual que lo observado para Buarremon brunneinucha al considerar este mismo análisis por especie. A pesar de que no se encontraron diferencias entre los tratamientos para Chlorospingus ophthalmicus, su proporción es relativamente mayor para aquellas semillas que pasaron por su tracto digestivo. El hecho de que las dos especies restantes no presentaran diferencias significativas podría deberse a las anomalías meteorológicas. Sin embargo, es necesario realizar este tipo de análisis en años climatológicamente normales e incluir, además de otras especies de plantas, un análisis de la velocidad de germinación que también podría aportar información sobre el efecto en la germinación de las semillas debido a la ingesta por aves. Por último, de las especies de plantas leñosas ornitocooras encontradas en las parcelas de restauración, éstas estuvieron pobremente representadas en las excretas de las aves capturadas, lo que podría atribuirse a que las especies frugívoras no capturadas (como las de mayor tamaño) sean las que estén mayormente dispersando a las plantas leñosas ornitocooras. A pesar de ello, en las excretas de las aves se encontraron de manera abundante dos especies de plantas (Conostegia xalapensis y Miconia mexicana) asociadas a los estados de sucesión temprana. Estas son de gran importancia en la restauración pasiva en bosques mexicanos, ya que se produce gran variabilidad ambiental debido a su corta vida, a la alta producción y longevidad de las semillas y a que en cortos períodos son reemplazadas por la vegetación primaria (Gómez-Pompa 1971). Los resultados en general sugieren que en el área de estudio la participación de las aves es potencialmente importante en la recuperación del BMM, aunque aún hacen falta estudios enfocados al entendimiento de la ornitocoria en sitios con distintos grados de perturbación, particularmente por la importancia en la restauración ecológica de esta comunidad altamente amenazada. 37 Literatura citada Almeda, F. 1993. Melastomatacea. Flora del Bajío y regiones adyacentes. Fascículo 10: 8-9. Amico, G. C. & M. A. Aizen. 2005. Dispersión de semillas por aves en un bosque templado de Sudamérica austral: ¿quién dispersa a quién? Ecología Austral, 15: 89-100. Ayres, M., M. Ayres Jr., D. Lima & A.Santos. 2007. BioEstat. Aplicacoes estatísticas em ciencias biológicas e medicina. Belém, Sociedade Civil Mamirauá, Brasilia DF. Barnea, A., Y. Yom-Tov & J. Friedman. 1990. Differential germination of two closely related species of Solanum in response to bird ingestion. OIKOS, 57: 222-228. Barrantes, G. & A. Pereira. 2002. Seed dissemination by frugivorous birds from forest fragments to adjacent pastures on the western slope of Volcán Barva, Costa Rica. Revista de Biología Tropical, 50: 569-575. Begon, M., C. R. Townsend & J. L. Harper. 2006. Ecology from individuals to ecosystems. Fourth edition. Blackwell publishing. Londres, Inglaterra. Bubb, P., I. May, Miles, L. & Sayer, J. 2004. Cloud forest agenda. UNEP-WCMC, Cambridge, UK. (wcmc.org/resources/publications/UNEP_WCMC_bio_series/20.htm) Buckley, Y. M, S. Anderson, C. P Catterall, R. T. Corlett, T. Engel, C. R. Gosper, R. Nathan, D. M. Richardson, M. Setter, O. Spiegel, G. V. Smith, F. A. Voigt, J. E. S. Weir & D. A. Westcott. 2006. Management of plant invasions mediated by frugivore interactions. Journal of Applied Ecology, 43: 848-857. Cardoso, J. M., C. Uhl & G. Murray. 1996. Plant succession, landscape management and the ecology of frugivorous birds in abandoned Amazonian pastures. Conservation Biology, 10: 491503. Challenger, A. 1998. Utilización y conservación de los ecosistemas terrestres de México. pasado, presente y futuro. CONABIO. Challenger, A. & R. Dirzo. 2009. Factores de cambio y estado de la biodiversidad. El capital natural de México, vol. II: Estado de conservación y tendencias de cambio. CONABIO. Colwell, R. K. 2005. EstimateS: Statistical of Species Richness and Shared Species from Samples, Version 7.5. Disponible en http://viceroy.eeb.uconn.edu/estimates. Corlett, R. T. 1998. Frugivory and seed dispersal by vertebrates in the Oriental (Indomalayan) Region. Biological Review, 73: 413-448. 38 Figueroa, J. A. & S. A. Castro. 2002. Effects of bird ingestion on seed germination of four woody species of the temperate rainforest of Chiloé Island, Chile. Plant Ecology, 160: 17-23. Figueroa-Esquivel, E., F. Puebla-Olivares, H. Godínez-Álvarez & J. Núñez-Farfán. 2009. Seed dispersal effectiveness by understory birds on Dendropanax arboreus in a fragmented landscape. Biodiversity Conservation, 18: 3357-3365. Fink, R. D., C. A. Lindell, E. B. Morrison, R. A. Zahawi & K. D. Holl. 2008. Patch size and tree species influence the number and duration of bird visits in forest restoration plots in Southern Costa Rica. Restoration Ecology, 17: 479-486. Galindo-González, J. 1998. Dispersión de semillas por murciélagos: su importancia en la conservación y regeneración del bosque tropical. Acta Zoológica Mexicana, 73: 57-74. Galindo-González, J., S. Guevara & V. J. Sosa. 2000. Bat and bird generated seed rains at isolated trees in pastures in a tropical rainforest. Conservation Biology, 14: 1693-1703. Galindo-González J., G. Vázquez, R. Saldaña & J. Hernández. 2009. A more efficient technique to collect seed dispersed by bats. Journal of Tropical Ecology, 25: 205-209. Gomez-Pompa, A. 1971. Posible Papel de la Vegetación Secundaria en el Evolución de la Flora Tropical. Biotropica, 3: 125-135. Gorchov, D. L., F. Cornejo, C. Ascorra & M. Jaramillo. 1993. The role of seed dispersal in the natural regeneration of rain forest after strip-cutting in the Peruvian Amazon. Vegetatio, 107/108: 339-349. Gorchov, D. L., F. Cornejo, C. Ascorra & M. Jaramillo. 1995. Dietary overlap between frugivorous birds and bats in the Peruvian Amazon. OIKOS, 74: 235-250. Gordo, O. J. & J. Sanz. 2010. Impact of climate change on plant phenology in Mediterranean ecosystems. Global Change Biology, 16: 1082-1106. Guevara, S., S. E. Purata & E. Van der Maarel. 1986. The role of remnant trees in tropical secondary succession. Vegetatio, 66: 77-84. Hernández-Baños, B., A. T. Peterson, A. Navarro-Sigüenza & P. Escalante. 1995. Bird faunas of the humid montane forests of Mesoamerica: biogeographic patterns and priorities for conservation. Bird Conservation International, 5: 251-277. Hobbs, R. J. & J. A. Harris. 2001. Restoration ecology: repairing the earth’s ecosystems in the new millennium. Restoration Ecology, 9: 239-246. 39 Holl, K. D., M. E. Loik, E. H. V. Lin & I. A. Samuels. 2000. Tropical montane forest restoration in Costa Rica: overcoming barriers to dispersal and establishment. Restoration Ecology, 8: 339– 349. Holl, K. D. 2002. Effect of shrubs on tree seedling establishment in an abandoned tropical pasture. Journal of Ecology, 90: 179-187. Howe, H. F. 1977. Bird activity and seed dispersal of a tropical wet forest tree. Ecology, 58: 539550. Howell, S. N. G. & S. Webb. 1995. A guide to the birds of Mexico and Northern Central America. Oxford University Press. USA. Jackson, LL., N. Lopoukhine & D. Hillyard. 1995. Ecological restoration: a definition and comments. Restoration Ecology, 3: 71-75. Jansen, A. 2005. Avian use of restoration plantings along a creek linking rainforest patches on the atherton tablelands, North Queensland. Restoration Ecology, 2: 275-283. Levey, D. 1987. Seed size and fruit-handling techniques of avian frugivores. The American Naturalist, 129: 471-485. Luna, I., O. Alcántara, D. Espinosa & J. Morrone. 1999. Historical relationships of the Mexican cloud forests: a preliminary vicariance model applying parsimony analysis of endemicity to vascular plant taxa. Journal of Biogeography, 26: 1299-1305. Martínez-Morales, A. 2007. Avifauna del bosque mesófilo de montaña del noreste de Hidalgo. Revista Mexicana de Biodiversidad, 78: 149-162. Melo, A. V. 1997. Poleiros artificiais e dispersão de sementes por aves em uma área de reflorestamento, no estado de Minas Gerais. Universidad Federal de Vicosa. Tesis de Maestría en Ciencias. Moreno, C. E. 2001. Métodos para medir la biodiversidad. M & T. Manuales y Tesis SEA, vol. 1 Zaragoza. Mueller-Dombois, D. & H. Ellenberg. 1974. Aims and methods of vegetation ecology. John Willey & Sons, Nueva York. Navarro-Sigüenza, A. G. & H. Benítez. 1993. Patrones de riqueza y endemismo de las aves. Ciencias (No. Especial) 7: 5-54. Ortega, P. A. 2010. Efectos de la vegetación inicial en el establecimiento temprano de dos árboles potenciales para la restauración del bosque mesófilo de montaña del centro de Veracruz, México. Instituto de Ecología, A.C. Tesis de maestría. 40 Puebla-Olivares, F. & K. Winker. 2004. Dieta y dispersión de semillas por dos especies de Tangara (Habia) en dos tipos de vegetación en los Tuxtlas, Veracruz, México. Ornitología Neotropical, 15: 1-12. Ralph, C. John; G. R. Geupel, P. Pyle, T. E. Martin, D. F. DeSante & B. Milá. 1996. Manual de métodos de campo para el monitoreo de aves terrestres. Gen. Tech. Rep. PSW-GTR-159. Albany,CA: Pacific Southwest Research Station, Forest Service, U.S. Department of Agriculture. Rodríguez-Pérez, J., N. Riera & A. Traveset. 2005. Effect of seed passage through birds and lizards on emergence rate of Mediterranean species: differences between natural and controlled conditions. Functional Ecology, 19: 699-706. Seaby, R. M. & P. A. Herdenson. 2006. Species diversity and richness Version 4. Pisces Conservation Ltd., Lymington, Inglaterra. Slocum, M. G., T. M. Aide, J. K. Zimmerman & L. Navarro. 2006. A strategy for restoration of montane forest in anthropogenic fern thickets in the Dominican Republic. Restoration Ecology, 14: 526-536. Solow, A. R. 1993. A simple test for change in community structure. Journal of Animal Ecology, 62: 191-193. SPSS. 2005. SPSS for Windows Release 14.0. SPSS, Inc., Chicago, USA. Vandermeer, J. 1990. Regeneración inicial en una selva tropical en la costa caribeña de Nicaragua después del huracán Juana. Revista de Biología Tropical, 38: 347-359. Villa-Bonilla, B., O. Rojas-Soto, A. G. Colodner-Chamudis & C. Tejeda-Cruz. 2008. Inventarios municipales de avifauna y su aplicación a la conservación: el caso de Zacapoaxtla, Puebla, México. Ornitología Neotropical, 19: 531-551. Wheelwright, N., W. Haber, G. Murray & C. Guindon. 1984. Tropical fruit-eating birds and their food plants: a survey of a Costa Rican lower montane forest. Biotropica 16: 173-192. Wilms, J. J. A. & M. Kappelle. 2006. Frugivorous birds, habitat preference and seed dispersal in a fragmented Costa Rican Montane oak forest landscape. En M. Kappelle (ed.). Ecology and conservation of neotropical montane Oak forest. Springer-Verlag, Heidelberg Berlin. Pp 309-324. Wunderlee, J.M. 1997. The role of animal seed dispersal in accelerating native forest regeneration on degraded tropical lands. Forest Ecology and Management, 99:223-235. Yagihashi, T., M. Hayashida & T. Miyamoto. 1999. Effects of bird ingestión on seed germination of two Prunus species with different fruit-ripening seasons. Ecological Research, 14: 71-76. 41 Yoshikawa, T., Y. Isagi & K. Kikuzawa. 2009. Relathionships between bird-dispersed plants and avian fruit consumers with different feeding strategies in Japan. Ecological Restoration, 24: 1301-1311. 42 Apéndice 1. Especies de aves frugívoras capturadas en la primera etapa, número de individuos, afinidad al bosque, y estrato al que pertenecen. Especie ave Individuos 1 2 Afinidad al bosque Baja Media Leptotila verreauxi Thamnophilus doliatus Myiodinastes maculatus Vireo brevipennis Myadestes occidentalis Catharus aurantiirostris Catharus occidentalis Turdus assimilis Toxostoma longirostre Melanotis caerulescens Coereba flaveola Chlorospingus ophthalmicus Piranga leucoptera Cyanerpes cyaneus Thraupis abbas Sporophila torqueola Cyanocompsa parellina Buarremon brunneinucha Buarremon albinucha Aimophila rufescens Saltator maximus Euphonia hirundinacea Euphonia elegantissima Mixto Sotobosque 1 Media Dosel 2 5 Alta Media Sotobosque Dosel 8 Media Sotobosque 6 Media Sotobosque 3 1 Media Alta Mixto Sotobosque 2 Alta Sotobosque 1 26 Media Media Sotobosque Mixto 2 3 1 3 1 Media Media Media Baja Media Mixto Mixto Mixto Sotobosque Sotobosque 2 Alta Sotobosque 1 Alta Sotobosque 2 5 10 Baja Alta Media Sotobosque Mixto Dosel 1 Media Dosel 43 Estrato Apéndice 2. Plantas dispersadas por aves en un área de restauración en Huatusco, Veracruz. (Nota: 10 morfotipos de semillas no pudieron ser determinadas). Familia Especie Número de semillas encontradas en las excretas Verbenaceae Lantana camara 3 Melastomataceae Conostegia xalapensis 1756 Ulmaceae Trema micrantha 50 Boraginaceae Tournefortia glabra 5 Melastomataceae Miconia mexicana 559 Solanaceae Solanum sp 47 Moraceae Ficus sp 30 Poaceae 23 Moraceae 10 Araceae 24 44 Apéndice 3. Especies leñosas encontradas en las parcelas de restauración pasiva, familia a la que pertenecen, estado sucesional y valor de importancia. Familia Fabaceae Asteraceae Tiliaceae Annonaceae Myrtaceae Myrsinaceae Altingiaceae Melastomataceae Solanaceae Piperaceae Rosaceae Melastomataceae Caprifoliaceae Ranunculaceae Salicaceae Fabaceae Solanaceae Fabaceae Solanaceae Solanaceae Loganiaceae Verbenaceae Fagaceae Solanaceae Asteraceae Myrsinaceae Fagaceae Anacardiaceae Asteraceae Fabaceae Rubiaceae Fagaceae Verbenaceae Clusiaceae Juglandaceae Rubiaceae Especies Acacia pennatula Vernonia patens Triumfeta bogotensis Annona cherimola Mill Psidium guajava Myrsine coriacea Liquidambar styraciflua Conostegia xalapensis Cestrum racemosum Piper auritum Crataegus mexicanum Miconia mexicana Sambucus nigra var. canadiense Rhanaculus capraeifolia Xilosma flexuosa Senna cubensi Solanum rudepannum Calliandra grandiflora Solanum eriathum Solanum umbellatum Buddleja parviflora Lantana camara Quercus acherdophylla Solanum schlechtendalianum Senecio angustifolium Myrsine miricoides Quercus xalapensis Rhus pachyrrachis Ageratina ligustrina Desmodium canecens Psychotria flava Quercus insignis Cornutia grandifolia Vismia baccifera Juglans piriformis Randia veracruzensis 45 Estado sucesional Secundario Secundario Secundario Secundario Secundario Secundario Primario Secundario Secundario Secundario Secundario Primario/Secundario VI 53.48 49.06 20.35 19.02 17.77 15.54 15.00 11.99 9.36 9.03 8.24 7.87 Secundario 7.16 Secundario Secundario Secundario Secundario Primario/Secundario Secundario Secundario Secundario Secundario Primario/Secundario Secundario Secundario Secundario Primario/Secundario Secundario Secundario Secundario Primario/Secundario Primario/Secundario Secundario Secundario Primario Primario 6.55 6.05 5.77 5.68 5.04 3.51 3.06 2.97 2.55 2.12 1.73 1.48 1.32 1.19 1.12 1.00 0.74 0.74 0.70 0.69 0.69 0.68 0.67 46