Tesispopular! - Facultad de Minas
Transcripción
Tesispopular! - Facultad de Minas
ELEMENTOS DE ESTRUCTURA GENÉTICA DE POBLACIONES Y DE PAISAJE: UNA APROXIMACION A LA CONSERVACION Y MANEJO EN EL AREA DE PORCE CARLOS FEDERICO ÁLVAREZ HINCAPIE Facultad de Minas Maestría en Medio Ambiente y Desarrollo UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA SEDE MEDELLIN Medellín, 2005 ELEMENTOS DE ESTRUCTURA GENÉTICA DE POBLACIONES Y DE PAISAJE: UNA APROXIMACION A LA CONSERVACION Y MANEJO EN EL AREA DE PORCE CARLOS FEDERICO ÁLVAREZ HINCAPIE Ingeniero Agrónomo, Especialista en Gestión Ambiental Tesis para optar al Título de Maestro en Medio Ambiente y Desarrollo Director: Brian C. Bock. Biólogo, Ph.D. Co-Directora: Sandra I. Uribe. I.A., M.Sc., Ph.D. Asesor: Andre Victor Lucci Freytas. Biólogo, M.Sc., Ph.D. Facultad de Minas Maestría en Medio Ambiente y Desarrollo UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA SEDE MEDELLIN Medellín, 2005 DEDICATORIA A las personas, ideas, elementos sustanciales y conceptuales que hacen posible la exploración del espíritu individual, de la sociedad, de la naturaleza y del entorno, de una manera libre, independiente y creativa, orientando los destinos individuales y colectivos hacia un futuro sustentable, con esperanzas de mejora para un país y una gaia atormentados. AGRADECIMIENTOS A la Universidad Nacional de Colombia por su aporte formativo a través de sus recurso administrativos, técnicos y excelentes docentes, así como por su apoyo con la beca de estudios de posgrado. Al grupo de Sistemática Molecular por hacer posible los primeros pasos en mi formación como investigador y por hacer posible el desarrollo de la investigación a través del aporte de recursos materiales y humanos de envidiable calidad. A las entidades que facilitaron y aportaron al desarrollo del trabajo: DINAIN-Universidad Nacional, DIME-Universidad Nacional, Colciencias, IGAC, Ingeominas, Oficina de Catastro Departamental de Antioquia. A Patricia Duque por su trabajo de inventario de mariposas en Porce y sus aportes, así como al Museo Entomológico Francisco Luis Gallego de la Universidad Nacional de Colombia sede Medellín, que hicieron posible el uso del material criopreservado para la obtención de información molecular. A Edgar Alberto Agudelo y Juan Camilo Restrepo por facilitar las imágenes digitales de la zona producto de su trabajo de grado en ingeniería forestal. A mis directores, escuchas pacientes y asesores dedicados: Brian C. Book y Sandra I. Uribe, quienes con su incondicional entrega académica orientaron el trabajo hasta el final. A Sandra por creer siempre en esta idea, cargarla en hombros, así como por empujar y animar constantemente a un intenso y conflictivo pupilo. A Brian y a Vivian por abrir mis ojos a la genética en la conservación. A Luz Myriam Gómez, Andrés López Rubio, Alba Lucia Marín, Camilo Quintero por sus horas diurnas y nocturnas de trabajo, apoyo, acompañamiento desinteresado y aporte crítico a la investigación. A Alejandro Marín, Juan David Suaza, Andrea Bedoya, Eduard Bejarano, Francisco José Valencia, Roxana Paola Pineda por su trabajo y aportes. A Andre Freytas, Giovanni Fagua, Keith Brown, Oscar Ortega, Mónica Morales, Esteban Álvarez y Clara Villegas por sus necesarios y oportunos aportes. A Clara por su incondicional acompañamiento y colaboración. Por su mirada tranquila y serena. A Carlos Guillermo, Cecilia, Juan y Juliana por su constante apoyo y comprensión en este arduo proceso. A Maria la Juana por su silenciosa compañía. TABLA DE CONTENIDO 1. INTRODUCCIÓN ........................................................................................................1 2. OBJETIVOS..................................................................................................................3 2.1 General ....................................................................................................................... 3 2.2 Específicos ................................................................................................................. 3 3 HIPOTESIS DE TRABAJO ........................................................................................4 4- CONSIDERACIONES INICIALES ...........................................................................5 5. EL ÁREA DE PORCE: PERSPECTIVA HISTÓRICA ...........................................7 6. MARCO CONCEPTUAL ............................................................................................9 6.1. Ecología del paisaje y funcionalidad ecosistémica como base de trabajo para el manejo ambiental................................................................................................................ 9 6.2. Mariposas: modelo para estudios de conservación y gestión ambiental con énfasis en ecosistemas fragmentados............................................................................................ 14 6.3. Información genética y conservación: elementos para la gestión ambiental del medio biótico en ecosistemas fragmentados..................................................................... 17 7. 8. MATERIALES Y METODOS ..................................................................................23 7.1. Área de estudio..................................................................................................... 23 7.2. Especies de mariposas seleccionadas................................................................... 24 7.3. Análisis del paisaje............................................................................................... 26 7.4. Análisis Molecular ............................................................................................... 28 RESULTADOS Y DISCUSIÓN ................................................................................31 8.1. 8.1.1. Análisis del patrón del paisaje.......................................................................... 31 8.1.2. Conectividad Estructural: Corredores y Barreras Potenciales ......................... 37 8.2. 9. Componente de paisaje ........................................................................................ 31 Componente Genético.......................................................................................... 40 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES........................................................47 10. BIBLIOGRAFÍA.........................................................................................................51 LISTA DE TABLAS Tabla 1. Coberturas empleadas en el análisis....................................................................... 26 Tabla 2. Variabilidad genética de Hypoleria vanilia y de Euptychia hermes...................... 44 Tabla 3. Diferenciación genética entre poblaciones de Hypoleria vanilia y de Euptychia hermes ........................................................................................................................... 44 LISTA DE FIGURAS Figura 1. Bosques de Interés particular para el estudio. ...................................................... 23 Figura 2. Hypoleria vanilia. Fuente: Ortega y Duque, 1998. .............................................. 25 Figura 3. Euptychia hermes. Fuente: Eubanks, s.f............................................................... 25 Figura 4. Cambios de las coberturas de bosque primario entre 1961 y 2001. ..................... 34 Figura 5. Red de drenajes en el área de estudio. .................................................................. 37 Figura 6. Drenajes, bosques primarios y secundarios. ......................................................... 38 Figura 7. Sistema de drenajes en bosques y rastrojo alto..................................................... 39 Figura 8. Sistema de drenajes en bosques, rastrojo alto y guaduales................................... 39 Figura 9. Barreras potenciales (vías, río y embalse) para la dispersión de organismos de bosque............................................................................................................................ 40 ANEXOS Anexo 1. Imágenes de coberturas del paisaje en la zona de estudio en las épocas 1961 y 2001 ............................................................................................................................... 67 Anexo 2. Índices del Paisaje Calculados ............................................................................ 71 Anexo 3. Descripción de índices del paisaje....................................................................... 73 Anexo 4. Secuencias de Haplotipos .................................................................................... 78 Anexo 5. Variación Haplotípica......................................................................................... 82 Anexo 6. Matriz de identidades de secuencias de Individuos............................................. 84 Anexo 7. Individuos empleados en al análisis molecular, haplotipo y procedencia........... 87 Anexo 8. Diferencias pareadas entre haplotipos .................................................................. 89 Anexo 9. Arboles de relaciones filogenéticos entre los conjuntos poblacionales............... 90 RESUMEN El creciente impacto de las actividades humanas sobre los ecosistemas y la premura para reducir los efectos nocivos de las transformaciones antrópicas requiere que la gestión ambiental incorpore desarrollos recientes en diversas áreas del conocimiento, como la Ecología y la Conservación molecular, que sugieren que la apropiación de la información genética y del componente evolutivo del medio biótico, son elementos útiles en la gestión ambiental especialmente en ecosistemas fragmentados. En la presente investigación se recopiló y evaluó la información sobre el estado actual y dinámica del paisaje de un área de 3021 hectáreas en Porce (Antioquia, Colombia) en la cual se seleccionaron cinco parches de bosque primario para obtener información genética. Empleando secuencias de ADN mitocondrial de un segmento de 503 pares de bases, se analizó la subdivisión de poblaciones de dos especies de mariposas con capacidades de dispersión alta (Hypoleria vanilia) y baja (Euptychia hermes), estimando la dispersión de las mariposas en el área mediante el flujo de genes. Se analizaron de forma conjunta, elementos de paisaje y genética de poblaciones, buscando aportar información relevante para la gestión del área de estudio, interpretando el flujo de genes en relación con las características del paisaje. En un paisaje altamente dinámico, se encontró que la zona ha presentado un aumento en su complejidad espacial debido a la disminución de la dominancia de los pastos ante los estados sucesionales avanzados. Se determinó la existencia de potenciales corredores biológicos a partir del análisis del paisaje, así como de unidades poblacionales de manejo, a partir de la información con el marcador molecular. El fragmento de mayor tamaño presentó alta diversidad genética y se reconoció la importancia de otros de menor tamaño por sus características espaciales y composición genética. A partir de los resultados obtenidos se considera que la incorporación de la información genética en la toma de decisiones relacionadas con la intervención de los hábitats naturales, es un elemento indispensable para lograr un desarrollo sustentable a partir de las estrategias de gestión. Las especies con diferentes capacidades de dispersión y preferencias ecológicas presentaron diferencias en su diversidad genética, que se relacionaron con el paisaje. Estos elementos complementan el estudio actual de los efectos de la toma de decisiones sobre el manejo en la zona y en los hábitats fragmentados. Palabras claves Fragmentación, genética del paisaje, mariposas, Hypoleria vanilia, Euptychia hermes, ADN mitocondrial, Gestión ambiental, Genética de poblaciones, Porce ABSTRACT The increasing impact of human activities on ecosystems and the need to reduce the noxious effects of transformations, requires the incorporation of recent developments of diverse areas of knowledge, those include ecology and molecular conservation in the environmental management. It has been suggested that the appropriation of genetic information and the evolutionary component of biotic environment are useful elements for the environmental management, specially in fragmented ecosystems. This research evaluates the present status and the dynamics of 3021 hectares of a landscape in Porce (Antioquia, Colombia). Five patch of primary forest where selected in order to obtain genetic information using 503 base pairs of mitochondrial DNA. The subdivision of populations was analyzed, in two butterfly species with high (Hypoleria vanilia) and low (Euptychia hermes) dispersal capabilities. The butterfly dispersal in the selected area was estimated using gene flow. Population genetics and landscape elements where conjointly analyzed, in order to obtain relevant information for the study area and to interpret the gene flow in relation with landscape characteristics. In a highly dynamic landscape, the area presented an increasing spatial complexity, related to the reduction in the grass dominance compared to advanced successional stages. The presence of potential biological corridors was determinated by landscape analysis, as well as population management units using molecular marker information. The largest forest fragment presented high genetic diversity and the importance of smaller ones was recognized by the spatial characteristics and genetic composition. The results suggest that genetic information incorporation in decision making related with natural habitat modifications is a necessary element to achieve sustainable development management strategies. Species with different dispersal capabilities and ecological preferences presented genetic differences related to landscape. These elements found complement the actual studies of the effects of management in the particular area and in the fragmented habitats in general. Key words: Fragmentation, landscape genetics, butterflies, Hypoleria vanilia, Euptychia hermes, mitochondrial DNA, Environmental management, Population genetics, Porce 1. INTRODUCCIÓN Ante el creciente impacto de las actividades humanas sobre los ecosistemas y la premura para reducir los efectos nocivos de las transformaciones antrópicas, la gestión ambiental ha incorporado diversas áreas del conocimiento. Áreas de desarrollo recientes como la Ecología y la Conservación molecular, sugieren que la apropiación de la información genética y del componente evolutivo del medio biótico, son elementos útiles en la gestión ambiental y en especial para ecosistemas fragmentados. Aspectos como la subdivisión de las poblaciones y la dispersión de los organismos estimada como flujo de genes, proporcionan información valiosa y complementaria a los inventarios de especies y análisis de paisaje. Si bien los desarrollos prácticos de las áreas moleculares son relativamente recientes, es frecuente su incorporación en estudios de conservación y su utilización para la toma de decisiones. Los estudios sobre las consecuencias de la fragmentación del paisaje en la viabilidad de las poblaciones son prioritarios en conservación. De acuerdo con diversos especialistas, dichos estudios no deben realizarse solamente para especies raras o en vía de extinción, si no también para especies comunes y poblaciones locales. Esto es de vital importancia para áreas con gran intervención antrópica y con patrones y procesos de paisaje relativamente conocidos. Tal es el caso del área de influencia del embalse Porce II (Amalfi, Antioquia), donde el bosque húmedo tropical, ha sido intervenido para el desarrollo ganadero desde hace aproximadamente 150 años. 1 En la presente investigación se recopiló y evaluó la información sobre el estado actual y dinámica del paisaje de un área de Porce y se exploró el estado de subdivisión de las poblaciones de mariposas mediante un análisis molecular. Esto se realizó en un intento por analizar de forma conjunta, elementos de paisaje y genética de poblaciones y aportar información relevante para el área de estudio. Adicionalmente, con el ánimo de validar a nivel local los estudios de paisaje y genética de poblaciones que la literatura plantea como indispensables, pero ante los cuales por la complejidad, muchos investigadores son escépticos en su aplicación. El análisis de paisaje se realizó en un área de 3021 hectáreas que incluyen 17 parches de bosque primario. Las mariposas, 34 en total, se obtuvieron de 5 fragmentos de bosque primario. Estos parches se seleccionaron de forma que fueran representativos para las variaciones de tamaño y distancia que se consideran de gran importancia en la subdivisión de poblaciones de mariposas. Se utilizaron dos especies de mariposas con capacidades de dispersión alta y baja, y se realizó un estimativo de la dispersión de las mariposas en el área mediante el flujo de genes. El flujo de genes depende de la dispersión, por lo tanto, se espera altos niveles de diferenciación genética si la fragmentación está reduciendo o inhibiendo la dispersión. Los efectos de la fragmentación, deberían también reflejarse en la distancia genética entre los individuos y poblaciones de una especie presente en el paisaje. En general, para las mariposas, se asume que mayores distancias geográficas, y medios hostiles deberían originar mayores diferencias genéticas entre las poblaciones. Se analizó de forma conjunta la conectividad genética entre las mariposas y la conectividad física entre los fragmentos de bosque. Así mismo, se interpretó el flujo de genes en relación con las características del paisaje que la literatura registra determinantes para las mariposas. 2 2. OBJETIVOS 2.1 General • Analizar la estructuración genética de dos especies de mariposas en el área de Porce en relación con el paisaje y el estado actual de fragmentación. 2.2 Específicos • Reconstruir y analizar la dinámica del paisaje en el área de influencia de la hidroeléctrica Porce. • Estimar el flujo de genes y la subdivisión poblacional de Hypoleria vanilia y Euptychia hermes en el área y relacionarla con aspectos como el tamaño de los parches, la complejidad y la conectividad del paisaje. • Analizar la información desde las perspectivas de conservación y manejo en el área. 3 3 HIPOTESIS DE TRABAJO La presente investigación estuvo orientada por dos hipótesis de trabajo independientes: • El paisaje afecta de manera diferencial a las especies según sus capacidades de dispersión que se pueden cuantificar a partir del análisis de secuencias de ADN mitocondrial. • Algunos fragmentos son puntos claves para comunidades de mariposas, siendo prioritarios para fines de manejo y conservación. 4 4- CONSIDERACIONES INICIALES Estas consideraciones se presentan a modo de referencia general y se relacionan con una extensa revisión de literatura y aportes de especialistas en la conservación de mariposas que asesoraron el proyecto. Estas consideraciones fueron de gran importancia para el planteamiento del estudio. • En un ecosistema fragmentado la configuración espacial y el aislamiento entre los parches son de gran relevancia para la toma de decisiones sobre las estrategias de conservación y manejo a largo plazo. • La forma en la que el paisaje está estructurado y la distribución de los parches en el paisaje, afecta la persistencia de las poblaciones nativas. • Para las mariposas tropicales en ecosistemas fragmentados, hay un gran efecto de la conectividad del paisaje, por lo cual identificar y conservar corredores de dispersión es de gran importancia. • Diversos estudios con mariposas que relacionan la estructura genética de poblaciones con paisaje en ecosistemas fragmentados, sugieren que tanto las pérdidas de hábitat por causas naturales como las actividades de manejo que alteran los estados sucesionales, pueden originar pérdidas en la diversidad genética y ocasionar mayor subdivisión entre las poblaciones. • Al parecer, la mayoría de las especies de mariposas no pueden adaptarse fácilmente a los últimos estados sucesionales y no “escapan” hacia habitats más favorables que representen los estados sucesionales anteriores; en especial, si la diversidad genética no se mantiene a escalas de paisaje adecuadas. 5 • En el caso de las mariposas, la distancia geográfica y el tamaño de los parches son aspectos del paisaje que afectan la conectividad genética y el flujo de genes. Los efectos son más drásticos para especies con poblaciones localizadas y con baja capacidad de dispersión. • Los análisis de estructuración genética de poblaciones con base en microsatélites y ADN mitocondrial, permiten estimar los efectos de la fragmentación a escalas locales de paisaje y aún para especies con alta capacidad de dispersión. • Las poblaciones de mariposas más susceptibles al proceso de fragmentación, son aquellas altamente localizadas y estructuradas que pueden dispersarse pero lo hacen “localmente”. • Al incluir elementos de la estructura genética de poblaciones de mariposas para el manejo de ecosistemas fragmentados, debe darse prioridad a poblaciones grandes y bien definidas en fragmentos grandes y estables. 6 5. EL ÁREA DE PORCE: PERSPECTIVA HISTÓRICA Geográficamente la región de estudio hace parte del denominado Choco Biogeográfico entre las regiones norte y nordeste del departamento de Antioquia. Esta región presenta una temperatura promedia de 22.5°C con una humedad relativa de 83%, una precipitación media de 3050 mm. Según la clasificación de Holdridge incluye tres zonas de vida: bosque húmedo tropical, bosque muy húmedo premontano y la transición del bosque húmedo premontano a tropical (Cano, citado por Pérez y Gutiérrez, 1996; Duque, 2000). La zona donde se realizó el estudio está ubicada en el área influencia del proyecto hidroeléctrico Porce II. Aproximadamente el 70% del área de protección del embalse que corresponde aproximadamente a 3500 hectáreas se clasifica como bosque húmedo tropical. Esta es un área reconocida como de alta riqueza biológica en el territorio antioqueño, en la cual se han registrado endemismos de importancia para la conservación (E.P.M., 2000a). En la región se ha presentado una colonización de vieja data, con registros de asentamientos indígenas que superan los 9000 años y con actividad extractiva importante registrada desde hace más de 100 años. Ha predominado la explotación minera, maderera, la ganadería y algunos cultivos (E.P.M., 2000a; E.P.M., 2000b). Debido al proceso histórico de explotación, en la actualidad el paisaje está fragmentado en unidades boscosas de diferente tamaño y grado de intervención. Los fragmentos están inmersos en una matriz de pastos y de regeneraciones secundarias en distintos estados sucesionales, que se han desarrollado después de varias etapas de explotación (Agudelo y Restrepo, 2004). 7 Los principales fragmentos de bosque primario se denominan Normandia, San Ignacio13 y San Ignacio45, Tenche, El Encanto y Caiman. En general, aunque el bosque primario intervenido (Bp) ha permanecido más o menos constante en el tiempo, la estructura del paisaje sigue siendo fragmentada y se han originado grandes cambios en la forma y el tamaño de los parches, la conectividad y la heterogeneidad del paisaje (Agudelo y Restrepo, 2004). De acuerdo con la información disponible, el último gran desmonte de la zona sucedió 40 años atrás, con la conversión de bosque primario a pastos en el sector de la Calandria (Agudelo y Restrepo, 2004). El bosque San Ignacio 13 hacía parte del bosque Normandía en 1961, posteriormente, entre 1962 y 1979 quedó aislado. En 1961, el bosque Encanto se clasificaba como bosque secundario y en la actualidad, se considera bosque primario. Entre 1961 y 2001 el área de los bosques san Ignacio 45 y Normandía aumento en un 4,6 y 7 % respectivamente, mientras que para el bosque Tenche, disminuyó en 1,4% La misma tendencia fue observada para el perímetro. En primera instancia se puede afirmar que los cambios descritos en esta zona de colonización han seguido presentándose y existe un potencial significativo para el manejo de las unidades boscosas en aras de la conservación de la biodiversidad (E.P.M., 2000a y E.P.M., 2000b). 8 6. MARCO CONCEPTUAL 6.1. Ecología del paisaje y funcionalidad ecosistémica como base de trabajo para el manejo ambiental La ecología del paisaje es una ciencia interdisciplinaria que estudia las interdependencias de los factores que modulan los paisajes como ecosistemas (Láser y Rodd, 1991). Se basa en la premisa de que existen fuertes conexiones entre los patrones ecológicos y las funciones y procesos (Gustafson, 1998). Así, en ecosistemas fragmentados, los corredores de hábitat pueden funcionar como elementos conectores entre los parches facilitando el movimiento de individuos entre ellos. De esta forma pueden contribuir a la dispersión y a la persistencia de las poblaciones, en especial cuando la distancia entre los parches no permite los movimientos diarios o estacionales (Wyser, 2003). La ecología del paisaje considera el desarrollo y dinámica de la heterogeneidad espacial y las interacciones e intercambios a través de paisajes heterogéneos, los cuales son de gran importancia en el análisis y gestión integral de ecosistemas (Turner, 1989). Existen diversos métodos para el estudio del paisaje en ecología. Estos incluyen las herramientas para la colección y muestreo del ambiente biofísico, como los sensores remotos para obtener imágenes satelitales, fotografías aéreas y los sistemas de posicionamiento global (Chuvieco, 2000). Adicionalmente, se incluye el análisis e integración de datos espaciales o no, mediante sistemas de información geográfica, estadística espacial o geoestadística y modelación. Por 9 último, existen diversos programas computacionales usados cada vez más para analizar el patrón del paisaje (Liu y Taylor, 2002). En el conjunto de herramientas para la gestión ambiental del medio biótico, se destacan la simulación estadística de hábitats (Goigel, 1987; Guillot et al, 2004), el sistema de valoración de hábitat (HES), el procedimiento de valoración de hábitat (HEP), el concepto de complejidad biótica (Canter, 1998), los análisis de viabilidad poblacional (PVA) (RAMAS, 2001), los modelos de paisaje neutros (Kimberly, 1997), compatibles además con la aplicación directa de sistemas de información geográfica (SIG) (Villegas et al, 2000; Naranjo et al, 2000, Alvarez et al, 2003), la planeación ecológica del paisaje (Cowell, 1998) y el uso diversos indicadores (Westman, 1985; Ayala, 2001). El estudio del paisaje puede incluir un componente estructural relacionado con los tipos, número y ubicación relativa de los diferentes elementos y un componente funcional, relacionado con el efecto que el paisaje o componentes particulares, tienen sobre los organismos. La incorporación de ambos componentes puede resultar particularmente informativa para alcanzar un conocimiento de las dinámicas del paisaje (Turner y Ruscher, 1988). Los análisis de paisaje en ecosistemas fragmentados pueden servir para la evaluación de medidas de gestión ambiental. Es posible por ejemplo, evaluar la efectividad de corredores biológicos establecidos para fomentar la conectividad entre áreas de conservación o usarlos como herramienta para la planeación o manejo (Diaz y Dieter-Guillwald, 2003; Alvarez et al, 2000; Alvarez et al, 2003). La fragmentación del paisaje es un proceso que cada vez cobra más importancia a nivel mundial, ya que afecta la cantidad, la distribución, la ubicación espacial y la diversidad de las coberturas y usos del suelo. Conjuntamente con la pérdida de hábitat, pueden influir negativamente en la variabilidad poblacional de diversos organismos (Sawchik et al, 2002). 10 En términos generales, el fenómeno de la fragmentación puede entenderse como el cambio en la configuración espacial de una estructura más homogénea a una menos homogénea (Haila et al, 1993). La conversión de tierras no productivas a tierras “desarrolladas” produce la fragmentación del hábitat natural, con el consecuente aislamiento y reducción de las subpoblaciones y en forma global, afectando las dinámicas metapoblacionales, lo que puede contribuir a aumentar el riesgo de extinción de las especies (Hedrick y Gilpin, 1997; Lande, 1998; Frankham, 2003). Los efectos de la fragmentación tienen repercusiones a corto y a largo plazo en las poblaciones y comunidades (Kattan et al, 1994). En comunidades vegetales por ejemplo, las repercusiones pueden evidenciarse siglos después de ocurrido el fenómeno de perturbación (Metzger, 1998). Entre las consecuencias que ocasiona este proceso está la división de poblaciones naturales previamente conectadas, generando efectos demográficos, genéticos y evolutivos (Saunders et al, 1991; Haila et al, 1993; Lande, 1998; Kawata, 1997; Thomas et al, 1998; Monaghan et al, 2002a; Monaghan et al, 2002b; Van Dyck y Matthysen, 1999, Norberg y Leimar, 2002). El seguimiento de los cambios poblacionales producidos por el proceso de la fragmentación es la mejor medida indirecta disponible para el establecimiento de acciones de conservación. (Australian and New Zealand Environment and Conservation Council, 2000). La influencia de la estructura del paisaje en la prevalencia de las especies, depende de la combinación de elementos propios de cada especie con los elementos del paisaje mismo (Haydon y Pianka, 1999). Se ha encontrado que se requiere tener en consideración además de los parches de hábitat propicios para los organismos, otros elementos como los hábitats que rodean estos parches, así como la matriz en la que están inmersos y sus arreglos espaciales, pues estos juegan un papel clave en las dinámicas de las poblaciones y comunidades (Rengifo, 2001; Ricketts, 2001; Collinge et al, 2003). 11 Ya que la ecología del paisaje se enfoca en los patrones espaciales de los tipos de cobertura y cómo afectan éstos los procesos ecológicos, es importante poder describir el paisaje de forma cuantitativa (Donovan y Welden, 2002). El desarrollo de métodos para cuantificar los sistemas ecológicos (ambientes heterogéneos) y el interés por el monitoreo y la medición a escala del paisaje de los patrones y procesos ha propiciado recientemente una “explosión” de medidas cuantitativas (Gustafson, 1998). Los métodos cuantitativos son requeridos para comparar diferentes paisajes, identificar cambios significativos a través del tiempo y relacionar los patrones del paisaje con funciones ecológicas (Turner, 1989). El empleo de índices, indicadores u otras medidas subrogadas, puede servir para un conocimiento rápido de la biodiversidad, asumiendo que es posible establecer una correlación entre dichas medidas y la diversidad ecosistémica. Empero, es importante recalcar que estas aproximaciones requieren trabajo de investigación básica, para establecer los nexos ente la diversidad biológica y los indicadores particulares empleados (Sydney Catchment Authority, 2000). Desde la perspectiva del paisaje, los índices se pueden diferenciar en dos grandes categorías: espacial y la no espacial. La categoría no espacial describe la composición e incluyen las medidas de número de clases de parches o proporciones. Los índices espaciales describen los atributos de los parches y contiene información relevante para medir la fragmentación (Rutledge, 1998). Pueden ser divididos dentro de los que describen la composición, la forma y la configuración de los diferentes componentes (parches) en el paisaje. Los índices de composición describen características básicas del paisaje en términos de tipos y cantidades de hábitat (Donovan y Welden, 2002). Son medidas de los atributos del parche y no necesariamente tienen una base ecológica aunque algunas están relacionas con el área requerida por un organismo particular (Rutledge, 2003). Algunos índices de composición1son el número de parche (NP), el tamaño medio del parche (MPS), el parche 1 Los índices a los que se hace referencia en esta sección son fundamentalmente los presentados en el programa Fragstats 3.3®. 12 más grande (LPI) y la densidad de parches (PD). Las fórmulas y detalles particulares aparecen el en anexo 4. Los índices de forma intentan cuantificar la complejidad de parche. Muchas medidas se enfocan en alguna variación de las relaciones perímetro-área simple o referida a una forma particular (cuadrado o círculo), otras como la dimensión fractal determinada por la pendiente de la regresión logarítmica entre el perímetro y la forma de los parches del paisaje (Rutledge, 2003). Algunos índices de forma son la relación perímetro-área (PARA), la dimensión fractal (FRAC) y el índice de forma (SHAPE). Estos índices pueden ser particularmente reveladores para entender los efectos de borde producidos por la fragmentación, tal como han sido documentados para diversos grupos taxonómicos como las plantas (Laurance et al, 1998). Por su parte, las métricas de configuración y estructura del paisaje describen la posición espacial de los diferentes hábitat en relación unos con otros (Donovan y Welden, 2002). Los índices de configuración miden el grado de conectividad o aislamiento entre los parches del paisaje, pueden ser divididos en dos categorías: índices basados en distancias entre parches y los índices que comparan la “textura” de un paisaje (Rutledge, 2003). Algunos de estos índices incluyen la distancia al vecino más cercano (ENN), la media de la distancia al vecino más cercano (MNN), el índice de proximidad (PROX), la conectividad (CONNECT), la cohesión (COHESION), la proporción de clase (PLAND) y el índice de contraste de borde (ECON). En este punto es importante recalcar que la conectividad es en cierta medida dependiente de cada especie, en el sentido de que lo que aparece conectado para una especie, puede ser inalcanzable para otra (Ivits et al, 2002), por lo que estas métricas deben ser tratadas con atención. Otros índices incluyen los de diversidad de Shannon (SHDI) y Simpson (SIDI), así como los índices de equitatividad de Shannon (SHEI) y de Simpson (SIEI). 13 Los índices del paisaje pueden ser empleados tanto para comparar diferentes zonas como para realizar estudios de la dinámica temporal del paisaje en una región particular (Turner y Ruscher, 1988). Los componentes del paisaje (como los tipos de coberturas, su cantidad y distribución espacial, su ubicación fisiográfica, etc.) son cambiantes en el tiempo, tanto por factores naturales, como por factores antrópicos y tales cambios afectarán la ecología y evolución de las poblaciones (Donovan y Welden, 2002). Se requiere por tanto conocer la historia de la evolución de propios paisajes para poder manejarlos adecuadamente para la conservación de la naturaleza (Appelqvist et al, 2001). 6.2. Mariposas: modelo para estudios de conservación y gestión ambiental con énfasis en ecosistemas fragmentados Las mariposas aparecen como un excelente modelo para estudiar poblaciones estructuradas espacialmente y se incluyen entre los organismos más útiles como indicadores de cambio en los hábitats (Ehrlich y Myrphy, 1987; Kremen, 1992). Estos insectos cumplen funciones diversas en los ecosistemas como defoliadores, descomponedores, polinizadores, presas u hospederos de depredadores o parasitoides. La dinámica de poblaciones en este grupo de insectos, se relaciona con el ecosistema por las influencias sobre el ciclaje de nutrientes, las plantas y las relaciones depredador-presa. Diferentes comunidades de plantas y regímenes de manejo del ecosistema producen diferentes comunidades de mariposas, lo que las hace útiles para el seguimiento de la dinámica de la biodiversidad que debe involucrarse en las diferentes practicas de gestión (Miller et al, 2001). Con base en numerosas investigaciones se sustenta la utilidad de las mariposas para indicar la salud de los ecosistemas y evaluar los efectos de las prácticas históricas de manejo. Su 14 validez como modelo para el estudio de la fragmentación del hábitat es ampliamente reconocida, en especial en relación con la subdivisión de poblaciones, metapoblaciones, ecología y evolución de las mismas (Harrison et al, 1988; Singer y Ehrlich, 1991; Thomas et al, 1998; Sawchik et al, 2002; Keyghobadi et al, 2003; Watt y Boggs, 2003). En general, su utilidad en los estudios de fragmentación se relaciona con las características de las poblaciones y su distribución en el paisaje. (Erhardt y Thomas, 1991; Hamer et al, 1997; Meyer y Sisk, 2001; Saarinen, 2002; Krauss et al, 2003). Desde la perspectiva genética, por ejemplo, el uso de las mariposas se ha incrementado en los últimos años realizándose investigaciones que han permitido entender como la fragmentación del habitat reduce la migración, aumenta la pérdida de variabilidad en poblaciones pequeñas y afecta la distribución de las poblaciones separadas geográficamente (Keyghobadi et al, 2003; Hanski, 2003; Joyce y Pullin, 2003). En este sentido, los estudios de mariposas han contribuido sustancialmente al desarrollo de la teoría de metapoblaciones y han permitido entender en cuales aspectos las metapoblaciones reales difieren de los modelos propuestos. La mayoría de las mariposas raras, amenazadas o en peligro de extinción presentan poblaciones localizadas y relativamente cerradas, son sedentarias y los individuos que las conforman pasan la mayor parte de su vida en el parche natal o en parches cercanos. Por lo tanto, los esfuerzos de manejo y conservación deben enfocarse hacia poblaciones locales, en especial cuando éstas ocupan parches de gran tamaño, donde las poblaciones son relativamente estables (New et al, 1995; Harrison et al, 1988). La mayoría de las especies de mariposas con poblaciones cerradas existen como poblaciones locales interconectadas por dispersiones ocasionales. No obstante, en algunos casos pueden persistir por la colonización de nuevos hábitats y la recolonización de antiguos parches adecuados para su existencia. Otras especies presentan poblaciones abiertas donde los adultos se dispersan ampliamente y habitan todos los parches disponibles y por tanto, aunque las dinámicas naturales o las actividades humanas hayan removido 15 hábitats importantes para su sobrevivencia, son más hábiles en mantener poblaciones en los parches. En este caso, su conservación depende de la protección de parches que incluyen diferentes propiedades del paisaje (New et al, 1995; Sawchik et al, 2002). Algunos autores consideran las mariposas como organismos “bandera” para la conservación de invertebrados (Ehrlich y Murphy, 1987; New et al, 1995). Desarrollos recientes con énfasis en especies de mariposas y manejo de especies con bases ecológicas, ejemplifican el progreso en este sentido. Es de resaltar que aunque los insectos comprenden más del 50% de todas las especies conocidas y son componentes esenciales de los ecosistemas, estos constituyen un grupo relativamente ignorado en manejo y conservación. Así, la conservación y manejo de insectos se ha desarrollado mayoritariamente en los últimos 50 años. Al respecto, numerosos autores sugieren la necesidad de incrementar los estudios experimentales y de diagnóstico en conservación y gestión para estos organismos (Ehrlich y Murphy, 1987; Kremen et al, 1993; New et al, 1995; Ehrlich, 2003, Watt y Boggs, 2003). En mariposas propias de bosque presentes en ecosistemas fragmentados, el área, la forma y la distribución de los parches de hábitat, afectan el comportamiento de estos organismos. Se sugiere que para especies de ciclo de vida corto como las mariposas, puede darse una rápida respuesta adaptativa a la fragmentación del hábitat, lo que implica reducciones progresivas en la dispersión y aumentando la subdivisión y el efecto de la deriva. Comparaciones entre las tasas de dispersión entre hábitats continuos y fragmentados para poblaciones de la mariposa Proclossiona eunomia, mostraron que la dispersión entre los parches es significativamente inferior en los paisajes fragmentados. Se infiere que tanto la configuración espacial del paisaje, como el aislamiento de los parches de hábitat deben ser tenidos en cuenta para el establecimiento de estrategias de conservación (Baguette et al, 2003). 16 Las modificaciones en la matriz del paisaje pueden proveer oportunidades para reducir o aumentar el aislamiento de los parches. En mariposas de zonas inundadas propias de un hábitat fragmentado, se encontró que la matriz donde están inmersos los parches de hábitat puede influenciar significativamente el aislamiento efectivo de estos (Ricketts, 2001). 6.3. Información genética y conservación: elementos para la gestión ambiental del medio biótico en ecosistemas fragmentados La gestión del medio biótico busca reducir los impactos ambientales producto de las actividades de manejo sobre las diferentes especies, permitiendo el mantenimiento de las comunidades y sus funciones ecológicas. El manejo y conservación del medio biótico desde la perspectiva genética buscan conservar tanta variabilidad y diversidad genética como sea posible. Esto con el fin de retener al máximo la capacidad adaptativa y el potencial evolutivo de las especies. La biodiversidad debe ser considerada a diferentes niveles entre los cuales está la diversidad genética (Gaston, 1996). Al respecto, la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza, ha señalado la necesidad de implementar estrategias de manejo y conservación incluyendo este nivel para lograr un manejo efectivo del medio biótico (UICN, s.f., UICN, 2002). Esto implica reconocer que la diversidad biológica no es solo una consecuencia de la ecología, sino que es en esencia un proceso ocurrido en el tiempo (Halffter, 2000). En este sentido, el manejo de especies puede tener dos objetivos. En el corto plazo, se busca minimizar el riesgo de extinción, mientras que a largo plazo se pretende promover condiciones que mantengan el potencial de cambio evolutivo de las poblaciones sin un manejo intensivo de las mismas (Akçakaya y Ginzburg, 1999). Para ambos objetivos, la información genética es importante, si se considera que muchas actividades humanas pueden reducir la diversidad genética, interrumpiendo o disminuyendo las capacidades de 17 adaptación, especiación y cambios microevolutivos. Este impacto en última instancia reduce la biodiversidad en todos sus niveles (Templeton et al, 2001). La genética de la conservación intenta cuantificar las diferencias genéticas entre poblaciones, los niveles de parentesco, los niveles de flujo genético entre poblaciones, la presencia de hibridización entre especies y/o las relaciones sistemáticas entre taxones (Calcagnotto et al, 2001). Esto permite utilizar tales elementos para desarrollar actividades de manejo como reproducción dirigida, translocaciones o identificación de unidades de conservación (Marshall et al, 1999). Para lograr un manejo efectivo, preservación y recuperación de cualquier especie, es importante un conocimiento de los niveles históricos de diversidad genética que existen dentro y entre poblaciones (Lentsch et al, 2000; Futuyma, 1998; Bohonak y Jenkins, 2003). Con base en ello y de uso reciente aparece el concepto de Unidades Evolutivas Significativas (ESU) que hace referencia a poblaciones o individuos históricamente aislados con propiedades particulares. Al realizar un árbol filogenético, con base en secuencias de ADN u otros datos los grupos o individuos más aislados presentarán más diferencias en los atributos genéticos y un potencial evolutivo diferente. Este concepto se considera como una componente para la toma de decisiones sobre prioridades de conservación, Se ha sugerido orientar la conservación hacia los linajes mayores y no las ramas filogenéticas menores (Rogers et al, 1996). Es importante resaltar que desde la perspectiva económica, el concepto de capital natural crítico (CNC) incluye la diversidad genética como un elemento indicador de los organismos a conservar. El CNC aparece como un criterio de sostenibilidad y como un instrumento necesario para el diseño de políticas de protección y manejo ambiental sostenibles. Su presencia y participación en los procesos naturales, así como en los bienes y servicios ambientales para las actividades humanas, es imprescindible para el mantenimiento de las relaciones y funciones ecosistémicas. El CNC ha sido propuesto para la evaluación del 18 funcionamiento y resilencia ecosistémicos (Deutsch et al, s.f.), así como para el monitoreo, planificación y toma de decisiones de gestión (Ekins et al, 2003; Lopera, 2003). El estudio de la subdivisión de las poblaciones en ecosistemas fragmentados involucra la descripción de la distribución de la variación genética en las poblaciones locales y en el paisaje así como la estimación de parámetros como el de flujo de genes. Esto permite realizar inferencias sobre el movimiento espacial de los individuos entre las poblaciones como un indicativo de la dispersión y aproximarse a los procesos genéticos más determinantes con relación al tiempo de establecimiento de las poblaciones (Gillet, 1999; Keyghobadi et al, 2003). La hipótesis más aceptada, es que la fragmentación reduce la migración, disminuye la variabilidad genética y facilita la formación de metapoblaciones. Para medir los niveles y patrones de variabilidad genética puede utilizarse diversos tipos de datos. Entre los más comunes están aquellos fácilmente observables en los organismos que generalmente corresponden a aspectos medibles y que si son cuantitativos son llamados datos morfométricos. Los datos genéticos incluyen aspectos bioquímicos de los organismos como enzimas y otros factores fisiológicos. Los datos genéticos más comúnmente usados son las diferencias en isoenzimas llamadas aloenzimas. Estas enzimas se extraen fácilmente de los tejidos de los organismos. Son de uso frecuente para estimar las características de las poblaciones y se asume que se encuentran bajo un estricto control genético. Así, las diferencias en la forma de cada enzima pueden interpretarse como diferencias genéticas entre los individuos muestreados. Esta técnica se ha usado rutinariamente desde 1970 y dado que las enzimas no están modificadas por el ambiente, las muestras que se toman a partir de diversas áreas geográficas permiten realizar una interpretación genética sobre las poblaciones. El tercer tipo de datos cuya disponibilidad y uso es más reciente, son los moleculares que provienen de moléculas como el ADN o ARN. Estos se obtienen del núcleo, la mitocondria o los cloroplastos de los organismos. El ADN se extrae de los tejidos de los individuos y la variación entre los mismos puede medirse comparando patrones de variación de segmentos 19 del ADN o de sus secuencias. Como en las isoenzimas, las variaciones en el ADN, pueden interpretarse directamente como diferencias genéticas (Moritz y Hillis, 1996). Para el caso de la genética de la conservación, muchos estudios de poblaciones recientes se realizan con ADN mitocondrial, ya que por evolucionar más rápidamente que el ADN del núcleo, los datos derivados de la mitocondria reflejan las influencias más recientes sobre la variabilidad genética. Además, permiten precisar los procesos locales y su relación con la distribución geográfica (Rogers et al, 1996, Avise, 1996; Hoy, 1994; Futuyma, 1998). El hecho de que el ADN mitocondrial revele de forma más fina los patrones geográficos de variación, lo hace útil para relacionar la estructura genética de las poblaciones con la estructura del paisaje como en el caso de ecosistemas fragmentados. La utilidad de el ADN mitocondrial en estudios de poblaciones y su relación con la distribución geográfica ha sido largamente documentada (Avise, 1996; Hudson et al, 1992; Hudson, 2000). La teoría matemática que fundamenta esta utilidad, aparece descrita en Avise (1996) y Futuyma (1998). Aunque hasta hace algunos años los estudios de poblaciones con secuencias de ADN no se realizaban directamente con secuencias de ADN, por los altos costos y especificidad en la manipulación, en la actualidad las secuencias se usan directamente en el análisis de la estructuración de las poblaciones. El estimativo más sencillo de realizar entre las secuencias de ADN es la divergencia entre las mismas, que se correlaciona con la divergencia entre los individuos (Avise, 1996): p = zd / zt. Donde: zd: Número de nucleótidos que difieren entre dos secuencias. zt: Número total de nucleótidos comparados. Cuando se obtiene un número considerable de secuencias la distancia genética media llamada diversidad nucleotídica se calcula como se muestra a continuación (Avise, 1996): 20 p (promedio) = ∑ fi * fj * pij. Donde: fi y fj: Frecuencias de la i-esima y la j-esima secuencias en la muestra. pij: Divergenecia estimada entre la i-esima y la j-esima secuencias. Adicionalmente, es posible calcular la proporción de sitios nucleotídicos que difieren entre dos secuencias y realizar estimaciones del flujo de genes con base en las divergencias entre los genes particulares o alelos (Hartl y Clark, 1997): k = 2µt. Donde: µ: Tasa de mutación neutral. t: Tiempo. Como las secuencias son haploides por su carácter de herencia uniparental, los valores calculados pueden interpretarse como distancias entre individuos en el locus. Fst aparece como un indicativo de estas diferencias. De acuerdo con Hudson et al (1992) se estima como: Fst = 1 / (1 + 2Nm). Donde: N: Número de individuos dentro de cada subpoblación. m: Fracción de migrantes en cada subpoblación por generación. A su vez, el estimador de Nm se denomina NmF y puede obtenerse así: (Nm)F: ½ [(1/Fst) – 1] De acuerdo con Hudson et al (1992), éste es el estimativo de flujo de genes más adecuado para trabajos con secuencias de ADN mitocondrial, donde hay una diversidad nucleotídica considerable y un tamaño de muestra pequeño. Otros estimativos de flujo de genes con base 21 en secuencias de ADN mitocondrial incluyen aproximaciones filogenéticas y el valor S (Hudson et al, 1992, Hudson 2000). La variabilidad genética representativa de un ambiente fragmentado, es decir los individuos o poblaciones que reflejan la composición genética y la estructura, aportan elementos sobre el ecotipo localmente adoptado. Las poblaciones más estructuradas, los genotipos menos frecuentes, el flujo de genes entre los parches y las unidades filogenéticas que pueden estar asociados o no con un gradiente ambiental, son aspectos del estudio de la genética de poblaciones, que cobran significado para el manejo y gestión del medio ambiente (Rogers et al, 1996). La dispersión de los individuos dentro de una población define la escala espacial para la conservación y determina si las poblaciones son abiertas o cerradas. 22 7. MATERIALES Y METODOS 7.1. Área de estudio En las siguientes gráficas aparece la zona de estudio. La descripción de la zona se presentó anteriormente. El área de estudio incluyó 3021 ha Se señalan los bosques denominados Normandia, San Ignacio13, San Ignacio45, Tenche y Encanto, seleccionados para el estudio molecular en virtud de sus condiciones bióticas, su tamaño y la diversidad de lepidópteros previamente reportados por Duque (2000). En el siguiente gráfico se presentan los bosques focales del estudio. N Figura 1. Bosques de Interés particular para el estudio. 23 7.2.Especies de mariposas seleccionadas En el inventario preliminar realizado en Porce, la familia Nymphalidae apareció como una de las más abundantes y diversas y por tanto de uso potencial para efectuar mediciones de impacto a corto, mediano y largo plazo (Keith Brown, comunicación personal). Las especies se seleccionaron a partir de recomendaciones de expertos nacionales e internacionales (Giovanny Fagua, Universidad Javeriana; Keith Brown y Andre Victor Lucci Freytas, Universidad de Campinas, Brasil), por sus diferencias ecológicas en sus capacidades de dispersión. La primera especie fue Hypoleria vanilia Mielke y Brown, 1979 (Nymphalidae: Itomiinae), con una alta capacidad de dispersión y la segunda fue Euptychia hermes Fabricius, 1775 (Nymphalidae: Satyriinae) con una dispersión baja. Debido a esto resultan de importancia para la gestión ambiental del medio biótico, pues representan diversas formas de respuesta de los organismos a las transformaciones y cambios en su entorno como los ocurridos con la fragmentación de los bosques. La subfamilia Ithomiinae es de origen neotropical, y sus adultos se encuentran a menudo en el interior del bosque y muchas especies se encuentran adaptadas a las condiciones propias de estos ambientes (Vélez y Salazar, 1991). En términos generales se consideran asociadas a bosques, siendo sensibles a las discontinuidades del hábitat (Fox, 1949). Morfológicamente son reconocibles por la transparencia de las alas que presentan la gran mayoría de sus miembros, aunque muchas especies presentan manchas vistosas de coloraciones naranjas, blancas y negras (Vélez y Salazar, 1991). Específicamente, H. vanilia es una especie que puede presentar fenómenos de dispersión en grandes distancias y que puede considerarse como propia de zonas boscosas, aunque se le puede ver desplazándose en áreas relativamente perturbadas (Keith Brown, André Freytas, comunicación personal). La especie se aprecia en la siguiente fotografía: 24 Figura 2. Hypoleria vanilia. Fuente: Ortega y Duque, 1998. Por su parte la subfamilia Satyrinae es una de las más grandes dentro de los Nymphalidae, ocupando diversas regiones y microambientes, lo que les ha permitido obtener una gran variabilidad en tamaños y diseños alares. El carácter más representativo en el grupo, es la presencia de uno o más manchas oculares, usualmente más visibles en la parte ventral de las alas (Ehrlich and Ehrlich, 1961; Klimaitis, 2000; Freitas, 2001). Este grupo contiene especies “generalistas”, presentes tanto en ambientes alterados y áreas abiertas, como en ambientes mas preservados como los bosques (Andrade, 1994; Uribe y Salazar, 1998). Euptychia hermes presenta poblaciones localizadas y tasas de dispersión limitadas (Emmel, 1970; Andrade, 1994; Araujo, 2000; Giovanny Fagua, Andre Freytas y Kitch Brown, comunicación personal)). En la siguiente fotografía se aprecia esta especie. Figura 3. Euptychia hermes. Fuente: Eubanks, s.f. 25 Los especimenes procesados en el presente estudio se depositaron en el Museo Entomológico Francisco Luis Gallego de tal forma que sirvan como colección de referencia y como fuente de trabajo para estudios posteriores. En el Anexo 8 aparece el listado de los ejemplares utilizados para el análisis molecular, con su número de identificación y procedencia. 7.3.Análisis del paisaje Se desarrolló un análisis de la estructura del paisaje y su evolución a lo largo del tiempo. Para el análisis se emplearon diversas fuentes: mapas topográficos (IGAC), fotografías aéreas de 1961, escala 1:55.000 (facilitadas por INGEOMINAS Medellín), fotografías aéreas de 1989, escala 1:20.000 (adquiridas en el IGAC), fotografías aéreas de 1999, escala 1:9.000 a 1:11.000 (facilitadas por Catastro Departamental de Antioquia) mapa de cobertura vegetal de 1979 (EPM), información bibliográfica (E.P.M., 2000b) y datos de campo de 1997-1998 (Duque, 2000; observaciones personales). Desde una perspectiva cuantitativa se evaluaron diversos índices de paisaje, haciendo énfasis en los relacionados con la composición, forma y estructura del paisaje, relacionados con el proceso de la fragmentación. Se tomaron las coberturas empleadas por Agudelo y Restrepo (2004), las que se referencian en la siguiente tabla: Tabla 1. Coberturas empleadas en el análisis Símbolo Ra Pr P Bs Rb Bp G C E I Cobertura Rastrojo alto Pasto enrastrojado Pasto Bosque secundario Rastrojo bajo Bosque primario Guadua Cultivo Embalse Infraestructura Tomado de Agudelo y Restrepo, 2004 26 Empleando el programa ArcView 3.2 ®, utilizando la cartografía digital de coberturas del suelo en formato vector2, se construyó una capa digital en formato raster, con tamaño de píxel de 5m. Este grid sirvió de insumo para el análisis de patrón de paisaje. Se tuvo como referencia el área de influencia del proyecto hidroeléctrico Porce II, en especial los bosques seleccionados. El estudio involucró la evolución temporal del paisaje al incorporar datos de diferentes épocas. Para esto se compararon los índices del paisaje de las dos épocas y se realizó una superposición de ambas imágenes para determinar en que puntos del paisaje se llevaron a cabo los cambios más significativos y relacionar esto con la fragmentación (similar a Apan et al, 2000). Para el análisis del patrón del paisaje, se escogieron los índices más relacionados con la conectividad y la fragmentación de las coberturas boscosas, utilizando el programa Fragstats 3.3® (McGarigal y Ene, 2001) especializado en el análisis de los patrones espaciales en mapas categóricos. Igualmente, se calcularon algunos índices del paisaje a partir de la extensión Patch Analyst de Arcview®, los cuales fueron empleados en el análisis por su relevancia particular. En el Anexo 4 aparecen los índices detallados con sus respectivas fórmulas. Debido a la importancia que representan los relictos de bosque en zonas tropicales como los valles interandinos, consideramos este tipo de cobertura como eje focal en el análisis del paisaje. Fueron evaluados elementos del paisaje que pueden influir en la dispersión y conectividad de las mariposas como posibles corredores biológicos, o como barreras para la dispersión. Estos elementos fueron identificados a partir de los mapas temáticos en el programa Arcview® (Agudelo y Restrepo, 2004). 2 Facilitados por Agudelo y Restrepo, 2004. 27 Los corredores se definieron como franjas o unidades homogéneas contiguas que pueden ofrecer menor resistencia a la dispersión de organismos como la mariposa H. vanilia. Estas unidades son las coberturas boscosas como el bosque primario y secundario (Bp y Bs), rastrojo alto (Ra) y guaduales (G). Además estos corredores se asociaron a las redes de drenajes, ya que ha sido reconocida su importancia para la movilidad de las mariposas. De otro lado, se definieron las barreras como aquellas franjas o unidades que pueden ofrecer mayor resistencia a la dispersión. Estas unidades representan elementos de carácter antrópico como las coberturas de pastos enrastrojados y pastos limpios, además de construcciones civiles como la carretera y el embalse. 7.4. Análisis Molecular Para obtener la información genética se utilizaron secuencias de ADN mitocondrial. La selección de los genes a utilizar se basó en los resultados aportados por estudios previos de genética poblacional y de tasas de evolución del gen que permiten identificarlo como de utilidad para estimar la subdivisión entre poblaciones y el flujo de genes (Simmons y Weller, 2001; Bejarano, 2001). Se analizaron las variaciones en un segmento superior a 500 pares de bases que transcribe cerca del 50% del citocromo b (Cytb), (Simon et al, 1994, Lougheed et al, 1999 y Caterino et al, 2000). Para la extracción se utilizó el método del Grind Buffer, protocolos de Porter y Collins (1991) modificados por Uribe (1999). Esta metodología se ha utilizado ampliamente y con éxito para la extracción de ADN a partir de insectos de diversos órdenes incluyendo lepidoptera. Además, se empleo un KIT comercial de extracción para algunos ejemplares (DNA-Easy, Promega, Inc.). El ADN se extrajo de una pata con el fin de preservar al máximo los ejemplares. 28 Un vez extraído el ADN, se amplificó usando el procedimiento de amplificación PCR (reacción en cadena de la Taq polimerasa) Para esto, se utilizaron oligonucleótidos que fueron diseñados con base en el alineamiento de secuencias obtenidas del GenBank de varios invertebrados y en especial de Lepidóptera. La secuencia de los cebadores utilizados es: CB3FC: CA(T/C)ATTCAACC(A/T)GAATGATA NINFR: GGTA(C/T)(A/T)TTGCCTCGA(T/A)TTCG(T/A)TATGA Los productos de PCR se secuenciaron en ambos sentidos de la doble cadena de ADN utilizando un secuenciador automático ABI 373 en el CDC de Atlanta gracias a trabajos colaborativos. Las secuencias obtenidas fueron editadas utilizando el programa Bioedit ® comparando las secuencias en ambos sentidos de la doble cadena para cada espécimen y posteriormente construyendo la secuencia consenso a ser utilizada en el análisis. Se comparó la variabilidad haplotípica con base en el polimorfismo del ADN. Esta información sirvió para estimar el flujo de genes y la subdivisión según los criterios de Hudson et al (1992) y Hudson (2000). La diferenciación entre los individuos se determinó teniendo en cuenta la composición en términos de nucleótidos, la proporción de Adenina-Timina y el número de sitios polimórficos entre las secuencias. Para estimar la magnitud de la diferenciación se utilizaron los estadísticos Fst para datos haploides (Roff y Bentzen, 1989; Hudson et al, 1992 y Hudson, 2000), empleando el programa DNAsp versión 4. Este valor se calcula para estimar el promedio de flujo de genes de individuos muestreados de diferentes localidades geográficas, con base en secuencias homólogas de ADN. Esta información conjuntamente a la distancia entre fragmentos, fue analizada con la prueba de Mantel (usando el paquete 29 APE versión.1.4. del programa R versión 2.01) para determinar si había un relación entre distancia geográfica y genética (Manel et al, 2003). Se calculó la diversidad nucletídica theta, el valor neto de sustituciones nucleotídicas K y el porcentaje de transversiones: cambios de purina por pirimidina y viceversa y transiciones: cambios de purina por purina y/o pirimidina por pirimidina. Los estadísticos de diferenciación también se calcularon a partir de la prueba de Fu y Li (DNAsp). 30 8. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 8.1. Componente de paisaje En el anexo 1 se encuentran las imágenes de coberturas del paisaje en la zona de estudio en las épocas 1961 y 20013. En el anexo 3 aparecen los índices del paisaje calculados por Fragstats 3.3® (discriminados siguiendo Rutledge, 2003 por: composición, configuración y forma). Adicionalmente, se presentan las métricas calculadas para la diversidad del paisaje. 8.1.1. Análisis del patrón del paisaje Inicialmente se presenta una descripción de los índices de paisaje en la actualidad (imagen del 2001) y luego se compara con el paisaje pasado (imagen de 1961). 8.1.1.1. Paisaje actual (Imagen 2001) Composición4 En el paisaje existen 17 parches de bosque primario (Bp), 65 de bosque secundario (Bs), 69 de rastrojo bajo (Rb) y 81 de rastrojo alto (Ra). La zona de embalse para la época fue una cobertura preponderante (121 ha), dado que apenas comenzaba a llenarse el embalse. Sin embargo, para cuando el embalse completó su llenado, esta cobertura se convirtió en 3 4 Fuentes digitales cortesía de Agudelo y Restrepo, 2004. Ver Anexo 3. 31 preponderante (822 ha). Según el índice del parche más grande (LPI), el paisaje está dominado por los bosques primarios (Bp), debido a la presencia del bosque Normandia. A partir de la valoración del área (CA) de cada clase, se observa la prevalencia de rastrojos (Ra: 732,7 ha y Rb: 579,3 ha) y bosques (Bp: 461,4 ha y Bs: 560,9 ha) en el paisaje. La clase con tamaño medio de área mayor (AREA-MN) fue el Bp (60,83). Basado en esto, parece que el paisaje en general puede ser considerado adecuado para especies de bosque. A partir del índice de porcentaje de cobertura (PLAND), el tipo de cobertura vegetal que proporcionalmente tiene una mayor preponderancia fué Ra con un 24%, seguido por Rb (19%), Bp (18%), Bs (15%), teniendo las demás coberturas valores marginales. Aunque la proporción de rastrojos (Ra +Rb) fue mayor (43%), el área de bosques (Bp+Bs) fue igualmente significativa (33%). En síntesis el paisaje actual está compuesto por diversos estados sucesionales de regeneración, lo que podría favorecer el movimiento de mariposas de bosque como Hypoleria vanilia, especialmente en área de Normandía-San Ignacio13 (ver el mapa detallado en anexo 1). Configuración5 El índice de configuración mas simple, la distancia euclidiana entre los parches, reveló que los pastos (ENN: 237,3) y los bosques primarios (ENN: 236,2) fueron los que presentaron una mayor distancia entre ellos, solo superados por los cultivos (por efecto de su distribución y número). De manera consistente el índice del vecino más cercano6, medida que índica el aislamiento de los parches, reveló que los pastos (MNN: 231,08) y los bosques primarios (MNN: 229,92) fueron los que tenían un índice más elevado (excluyendo a los cultivos por su número y ubicación espacial), lo que resulta de alta criticidad para la conectividad y el mantenimiento de las estructuras poblacionales de organismos asociados a estas coberturas particulares. Por el contrario, el índice de 5 6 Ver Anexo 3 Índice calculado con ArcView ® por aportar información relevante en el análisis. 32 conectancia muestra un nivel alto para coberturas como bosque primario (CONNECT: 6,6), superado por los guadales debido a su bajo número y ubicación específica en redes de drenaje cercanas. Forma7 El índice de forma (SHAPE_MN) dá una aproximación a la complejidad de la forma de los parches de cada clase. Este elemento es determinante, tanto en términos de la conectividad funcional con otros componentes del paisaje, así como con las condiciones de interior de cada parche. Como es esperable, los cultivos (C) y la infraestructura (I) tenían una forma más regular (SHAPE_MN=1,4), siendo las coberturas más complejas en términos de su forma los diversos estados sucesionales (Pr, Ra, Rb, Bs y Bp). Esto resultó concordante con el análisis de la dimensión fractal (FRACT), otra métrica de complejidad de la forma de las coberturas, donde aquellas de carácter netamente antrópico (cultivos e infraestructura) presentaron formas más simples, como ha sido reportado previamente (Turner y Rushler 1988; McGarigal y Marks, 1994). 8.1.1.2. Dinámica del paisaje durante el período 1961-2001 Debido a su relevancia para el trabajo, en la figura 4 se presentan los cambios sufridos por la cobertura de bosque primario en la zona durante el período de estudio. 7 Ver Anexo 3 33 CONVENCIONES Rio Porce LEYENDA Bp_2001 Bp_1961-2001 Bp_1961 N Figura 4. Cambios de las coberturas de bosque primario entre 1961 y 2001. Los cambios globales de las coberturas de bosque en la zona muestran que en el período de estudio éstos han conservado su forma y distribución espacial. Sin embargo, algunos fragmentos que pudieron tener un papel como conectores en la vertiente norte de la quebrada la Cancana han desaparecido. El bosque Normandía ha fortalecido sus nexos con los conjuntos de bosques al sur, los que a su vez se conectan en una escala mayor con masas boscosas de considerable extensión (revisión fotografías aéreas de 1999). Un cambio significativo fue la separación del bosque San Ignacio del bosque Normandía, lo que implico una pérdida considerable de cobertura boscosa. Sin embargo, en la actualidad estas unidades boscosas se encuentran conectadas por bosques secundarios, lo que puede favorecer la dispersión entre ellos. De un porcentaje de cobertura de bosque primario (PLAND) en 1961 del 16,5%, se conservó para el 2001 un 15,2%. Adicionalmente, el bosque Encanto pasó de ser un Bs a un Bp debido al proceso de sucesión continuado. Se dio un aumento en el número de parches de 141 a 371, contribuyendo a un aumento en la complejidad paisajística. Partiendo de un escenario dominado por pasturas en 1961, todos los índices de diversidad se incrementaron consistentemente con el aumento en el número de parches, así en la tendencia a una mayor equitatividad en las áreas de los parches de las diferentes clases. Los índices de equitatividad aumentaron paralelamente a la 34 disminución en la dominancia del paisaje de las pasturas, fenómeno relacionado con el avance del proceso sucesional en el área. Agudelo y Restrepo (2004) adoptaron en la construcción de los mapas de coberturas vegetales un lapso superior a 40 años de sucesión para alcanzar la categoría de bosque primario. Composición En 1961, el paisaje estuvo dominado por pastos (CA: 2028 ha, PLAND: 67 %) y bosques primarios (CA: 499 ha, PLAND: 18,5%) y se paso en el 2001 a un paisaje dominado por los rastrojos y bosques secundarios. Aunque se presentó una leve disminución en la cobertura de bosque primario (CA: 499 ha en 1961 a CA: 461 ha en 2001), los bosques secundarios (que pueden favorecer la dispersión de algunas de las especies de bosque) aumentaron, pasando de ser una cobertura poco representativa en 1961 (CA: 76 ha, PLAND: 2,5 %) a ser una de las dominantes en el 2001 (CA: 560 ha, PLAND: 18,5 %). Este proceso general de avance de la sucesión puede relacionarse a una disminución de la actividad ganadera en la zona, combinado con el establecimiento del proyecto hidroeléctrico Porce II, cuya zona de embalse representó un nuevo tipo de cobertura, junto con el de guadua (CA: 114 ha, PLAND: 3,7 %). Patrones similares han sido reportados tras el abandono de zonas de cultivo (Turner y Rusher, 1988). A la vez que se está desarrollando la sucesión, se está incrementando la heterogeneidad espacial pasando de 141 parches en 1961 a 321 en el 20018. El índice del parche más grande ilustra el debilitamiento de los pastos durante el período de estudio, ya que se pasó en 1961 de un dominio de los pastos (LPI: 62,3%), seguido de lejos por los bosques primarios (LPI: 8,1%), a una situación en el 2001 donde el tamaño de los pastos se ha reducido significativamente (LPI: 2,1 %), mientras que el índice se incrementó para los bosques primarios (LPI: 8,8%). 8 Es importante recalcar que las imágenes digitales de 1961 y 2001 fueron construidas a partir de información diferente (fotografía e imagen satelital), por lo que se debe tener cuidado con las inferencias realizadas. 35 Los efectos de la fragmentación en el tamaño poblacional de especies de bosque pueden ser limitados cuando no hay una remoción selectiva de hábitat (Bender et al, 1998). En el área de estudio este caso, la relativa constancia en el número y las dimensiones de los parches de bosque, sugieren que para las poblaciones residentes en estos no ha existido una reducción poblacional debida a las transformaciones del paisaje durante el lapso de estudio. Sin embargo, debe confirmarse esta asunción a partir de estudios demográficos, ya que ha sido reportado que fluctuaciones en el tamaño poblacional son comunes en poblaciones naturales de algunas especies (Frankham, 1995). Configuración En su configuración el paisaje evidenció un cambio en el período de estudio. De un lado, el nivel de aislamiento de los bosques primarios aumentó levemente, al considerar una medida simple como la distancia euclidiana (ENN_MN: 228,17 a ENN_MN: 236,2). Si se considera una medida mas compleja, como el índice de proximidad, el aislamiento de los bosques parece haberse reducido (PROX_MN: 45,9 en 1961 a PROX_MN: 151,7 en 2001)9. Esto concuerda con el índice de conectancia (CONNECT), lo que refuerza la idea de que la conectividad ha aumentado para las coberturas de bosques primarios y secundarios, y que la fragmentación ha disminuido, particularmente para bosques secundarios. Forma Ya que el área de los bosques primarios se ha mantenido relativamente constante, es factible calcular el índice de relación perímetro/área para determinar la complejidad de los bordes (lo que se relacionará con los efectos de borde y área efectiva para los parches). En el período de estudio, la complejidad de la forma en los parches de bosque aumentó (PARA_MN: 307,57 a PARA_MN: 1037,64), lo que podría considerarse crítico para los 9 Asumiendo una circunferencia de radio de 125 m en alrededor de los bosques, considerada como una distancia conservadora en cuanto a las posibilidades de dispersión de la mayoría de especies de mariposas. 36 organismos de bosque, por la reducción potencial del área de interior efectiva de cada fragmento. Sin embargo, un índice más complejo indicó que la forma de los bosques primarios se mantuvo relativamente constante entre 1961 y 2001 (SHAPE_MN: 1,97 a SHAPE_MN: 1,93), pero aumentó en los bosques secundarios (SHAPE_MN: 1,6 a SHAPE-MN: 2,1), así como en otros estados sucesionales diferentes a pastos. Turner y Rusher (1988) señalaron que los usos del suelo que están menos influenciados por actividades humanas tienden a tener una complejidad mayor en su forma. Esto concuerda con la tendencia a la disminución de la explotación ganadera en la zona. 8.1.2. Conectividad Estructural: Corredores y Barreras Potenciales Al superponer la red de drenajes con las coberturas de bosque primario y bosque secundario, se encuentra una unidad relativamente continua en la vertiente sur de la quebrada la Cancana, mientras que la vertiente norte aparece más fragmentada (Figuras 5 y 6). Se ha reconocido la importancia del agua permanente para las comunidades de mariposas tropicales (Brown y Freytas, 2002). N Figura 5. Red de drenajes en el área de estudio. 37 CONVENCIONES Rios Drenajes LEYENDA Bosque primario Bosque secundario N Figura 6. Drenajes, bosques primarios y secundarios. Las redes de drenaje acompañados por bosques y rastrojos sugieren la existencia de corredores de ribera (stream corridors) que normalmente poseen estructuras dendríticas formadas por la intersección de estrechos ramales en la parte alta del cauce y ramales más amplios en las partes bajas. Esta estructura permite la movilidad de organismos dispuestos a ingresar a coberturas elongadas (Forman y Godron, 1986). Es así como se identificó una conexión física entre los parches de bosque primario Tenche y Encanto por el corredor que forma la quebrada La Frijolera y el drenaje adyacente. Para el bosque Normandía se dio una conexión con el parche San Ignacio, ya que gran parte de la vertiente sur de la quebrada La Cancana esta conformada por bosque secundario, estableciendo un área continua y extensa de cobertura boscosa adyacente al bosque primario. Posiblemente, facilitando también la dispersión de organismos. En 1961 estos parches pertenecían a una misma unidad de bosque primario. Al anexar los rastrojos altos la vertiente sur de la quebrada La Cancana, estas etapas sucesionales conforman casi la totalidad de la cobertura vegetal del área, es decir conforman una unidad que puede ofrecer baja resistencia para la dispersión de mariposas. Forman y Godron (1986) denominaron estas formas espaciales corredores amplios “strip corridors”, los cuales contienen pequeños parches de hábitat interior por los cuales las especies que evitan bordes pueden dispersarse. Ya que gran parte de los corredores potenciales en el área de estudio puede mostrar efectos de borde, organismos de bosque como la mariposa Hipoleria vanilia, posiblemente solo utilizan rastrojos altos para su dispersión. 38 CONVENCIONES Rios Drenajes LEYENDA Bosque primario Bosque secundario Rastrojo alto N Figura 7. Sistema de drenajes en bosques y rastrojo alto. La distribución de los Guaduales (G), dispersos en la vertiente norte de la quebrada La Cancana, en su mayoría asociados a drenajes, por el objetivo de su plantación de establecer zonas de protección para las quebradas en áreas que históricamente tuvieron alta presión antrópica. En esta vertiente se conforma un corredor más disperso y diverso que el de la vertiente opuesta de la quebrada. El bosque San Ignacio45 aparentemente evidencia un mayor aislamiento relativo a los demás, ya que se encuentra inmerso en una matriz de coberturas hostiles, como pastos limpios, pastos enrastrojados y rastrojo bajo (Figura 9), sin embargo su posición espacial potencialmente podría servir como conector entre la unidad Normandía-San Ignacio13 y la unidad Tenche-Encanto. CONVENCIONES Rios Drenajes LEYENDA Bosque primario Bosque secundario Rastrojo alto Guadual N Figura 8. Sistema de drenajes en bosques, rastrojo alto y guaduales. El embalse lleno puede representar una barrera significativa (con una longitud máxima aproximada de 2 Km. de espejo de agua entre las dos vertientes de la quebrada La 39 Cancana), aislando de manera importante el bosque Normandía del conjunto TencheEncanto. La construcción del embalse no afectó los corredores antes existentes, ya que inundo las laderas (en mayor grado de la vertiente norte) y el cauce de la quebrada La Cancana donde las coberturas correspondían principalmente a pastos limpios, pastos enrastrojados y rastrojos bajos. La vertiente opuesta se afectó en menor grado debido a sus características topografías (pendientes mayores). CONVENCIONES Rios Drenajes Vias Embalse LEYENDA Bosque primario Bosque secundario Rastrojo alto Guadual N Figura 9. Barreras potenciales (vías, río y embalse) para la dispersión de organismos de bosque. 8.2. Componente Genético 8.2.1. Flujo de genes y subdivisión poblacional de las mariposas en el área A partir de la extracción y amplificación del ADN mitocondrial, se obtuvieron secuencias nucleotídicas con longitudes entre 503 y 550 pares de bases, en un total de 35 mariposas, 22 de Hypoleria vanilia y 13 de Euptychia hermes. La identidad y homología de las secuencias de ADN se verificó utilizando como secuencia referencia la de Bombix mori (Lepidoptera: Bombycidae) cuyo genoma completo se encuentra publicado en el banco de genes GENBANK (http://www.ncbi.nlm.nih.gov/, Código de acceso: AB08339). Al realizar el alineamiento entre las secuencias provenientes de las mariposas del estudio con la secuencia del banco de genes, se comprobó que correspondieron a la región del extremo 3´del gen Citocromo B. 40 La edición de las secuencias se realizó mediante el programa Bioedit ®. Posteriormente, y con base en el alineamiento de las secuencias, se definió 503 pb como el número de caracteres útiles para el análisis. Los alineamientos para ambas especies aparecen en el anexo 5. Las comparaciones se realizaron entre las secuencias de los individuos en términos de sustituciones nucleotídicas. Para efectos de simplicidad, las sustituciones se mencionarán en adelante como cambios entre las secuencias. Las sustituciones o cambios pueden ser: de un nucleótido por otro, conocidos como transiciones o transversiones; ausencia de un nucleótido respecto a la secuencia comparada, conocidos como delecciones; o inserciones cuando aparece un nucleótido más en una posición al comparar dos secuencias. El tipo de cambio refleja las diferencias entre los individuos y las poblaciones. En general, las transiciones son predominantes al comparar unidades evolutivas cercanas. Para el caso de Hypoleria vanilia, especie con mayor capacidad de dispersión, la divergencia entre las secuencias fue de 2.33%, encontrándose 78 cambios, de los cuales 45 (57,7%) correspondieron a transiciones 13 (16,6%) a transversiones y 20 (25,6%) a inserciones. Para Euptychia hermes, con menor capacidad de dispersión, la divergencia entre las secuencias fue de 7.81%, encontrándose 145 cambios, de los cuales 65 (44,8%) correspondieron a transiciones, 35 (24,1%) a transverisones y 45 (31,1%) a inserciones o delecciones. Al realizar el análisis de las secuencias de cada individuo, aquellas que se diferenciaron de otra en al menos un cambio se identificaron como un haplotipo. Tanto el número de haplotipos como los cambios entre estos son indicativos de la diversidad y de la diferenciación entre los individuos y las poblaciones que representan. Para la especie con mayor capacidad de dispersión (Hypoleria vanilia) se encontraron 6 haplotipos y para aquella con menor dispersión (Euptychia hermes) se encontraron 4 haplotipos. Aunque el número de haplotipos fue mayor en la especie con mayor dispersión, el número de cambios 41 entre los haplotipos fue mayor en la otra especie. La variación haplotípica aparece en el Anexo 6. Al comparar los haplotipos de la especie con mayor dispersión, se encontraron 12 sustituciones de nucleótidos, de éstas, solo dos se presentaron en las terceras posiciones del codón, siete en segundas posiciones y tres en la primera posición. En la otra especie, se encontraron 19 cambios entre los haplotipos de los cuales ocho correspondieron a terceras posiciones del codón, cuatro a segundas posiciones y siete a primeras posiciones. Al considerar las inserciones y /o deleciones estas fueron mayores en la especie con menor capacidad de dispersión. En el anexo 7 se observa la matriz de distancias genéticas calculadas con base en el modelo de Kimura dos parámetros y en el anexo 9 se presentan las comparaciones pareadas entre haplotipos. En la distribución de algunos de los haplotipos en el paisaje algunos presentan localización geográfica, en especial los de la especie con menor dispersión. En esta los haplotipos 1 y 4 fueron los más ampliamente distribuidos, el haplotipo 2 sólo se encontró en Normandia y Encanto y el haplotipo 3 sólo se encontró en San Ignacio. El haplotipo 3 fue el más distante y el menos frecuente. Los haplotipos más comparables fueron el 1 y el 4, ambos ubicados en San Ignacio 13 y Encanto. Para la especie con mayor dispersión, el haplotipo 6 sólo se encontró en el fragmento Tenche, el haplotipo 4 sólo en el Encanto y los haplotipos 2 y 5 sólo en Normandía. Los haplotipos 4, 5 y 6 presentaron una baja frecuencia, con los haplotipos 1 y 3 ampliamente distribuidos. Los más similares, fueron los haplotipos 1 y 5, ambos ubicados en Tenche, Encanto y Normandía. El haplotipo 3 fue el que se encontró en el mayor número de individuos y el más distante de los demás. Asumiendo la dispersión como el elemento responsable de la distribución de los haplotipos, este haplotipo podría ser una variación de un haplotipo ancestral que ha dispersado a la mayoría de los fragmentos. La distribución de los haplotipos por especie se detalla en el anexo 8. 42 Para realizar los estimativos de flujo de genes, inicialmente se realizó la prueba de Tajima para evaluar la neutralidad del marcador y verificar que el polimorfismo encontrado no está siendo mantenido por selección. Este estimativo fue consistentemente no significativo (P mayor que 0.1). El estadístico Fu y Li´s arrojó resultados similares. Para estimar el flujo de genes y la subdivisión poblacional, se consideraron los bosques Normandia y San Ignacio 13 como una sola unidad, ya que en 1961 constituían una unidad que se separó antes de 1979 y volvió a conectarse por rastrojos y bosques secundarios entre 1989 y 2001 (ver análisis del paisaje). Esta unidad representó para el análisis el área de mayor tamaño con 293,3 ha. También se compararon los dos bosques componentes de esta unidad entre si. La segunda unidad fue Tenche-Encanto, representando fragmentos pequeños y muy cercanos (25,88 ha y 7,53 ha, separados por 0,85 Km.). Esta unidad esta separada de los demás fragmentos por 1,95 Km. de Encanto a Normandia y 3,79 Km. a San Ignacio45. En el anexo 2 se presentan las distancias euclidianas entre los fragmentos. Además de la corta distancia entre estos, los conecta un corredor relacionado con la quebrada La Frijolera y el drenaje adyacente, así como diferentes estados sucesionales avanzados. El bosque San Ignacio45 se consideró como otra unidad, ya que aunque se encuentra separado de Normandia y San Ignacio13 por una distancia relativamente corta (0,260 Km.), se encuentra en un área diferente, pues está separado por la quebrada La Cancana, una carretera y pastos establecidos desde vieja data. Su tamaño se encuentra en un rango medio en relación a las otras unidades. Las tablas 2 y 3 presentan los parámetros estimados para Hypoleria vanilia y para Euptychia hermes que se definen como: • Theta= Número de sitios segregantes en la muestra (Tajima, 1993, Ecuación 3). • Fst: Diferenciación genética entre las poblaciones (Hudson et al, 1992, Ecuación 3). • Pi= Diversidad nucleotídica correspondiente al número promedio de diferencias nuclotídicas por sitio en dos secuencias (Nei, 1987, Ecuación 10.6). • K= Número promedio de sitios polimórficos (Hartl y Clark, 1997). 43 Tabla 2. Variabilidad genética de Hypoleria vanilia y de Euptychia hermes. Población Normandia-San Ignacio 13 Tenche-Encanto San Ignacio 45 H. vanilia Pi K E. hermes Pi K 0.0504 2.5 0.02718 13.53 0.00533 2,64 0.02677 13.33 0 0 0 0 Tabla 3. Diferenciación genética entre poblaciones de Hypoleria vanilia y de Euptychia hermes H. vanilia Comparación E .hermes Theta Fst Theta Fst Normandia-San Ignacio13/ Tenche-Encanto 0.00302 0.02857 0.01916 -0.07119 Tenche-Encanto/ San Ignacio45 0.00609 0.11900 0.01512 0.444 Normandia-San Ignacio13/ San Ignacio45 0.00032 0.37500 0.001899 0.248 Los valores de Pi sugieren moderada variabilidad entre los individuos de Normandia-San Ignacio para la especie con mayor dispersión para la mayoría de las comparaciones en la especie con menor dispersión. El valor de cero para San Ignacio 45 se debe a que los individuos muestreados tenían el mismo haplotipo. Los valores de Fst mayores a 0.135 son indicativos de restricciones de flujo de genes y valores mayores como el de 0.444 para Euptychia hermes entre Tenche-Encanto y San Ignacio45 indican casi ningún flujo (de acuerdo a otro estudios realizados con insectos, incluyendo mariposas, a escalas geográficas amplias comparadas con las del presente estudio (Rogers et al, 1996). En general, se documentó mayor restricción al flujo genético entre unidades en la especie con menor dispersión, con excepción de Normandía-San Ignacio 13 y Tenche-Encanto. Al recalcular los índices comparando sólo dos grupos geográficos, norte y sur, se encontró evidencia de una restricción al flujo genético entre grupos. La contribución de la distancia a 44 la diferenciación fue evaluada usando el modelo de aislamiento por distancia (Wright 1946; Wright, 1951; Slatkin 1987), el cual asume que la migración ocurre con igual probabilidad en todas las direcciones en un espacio bidimensional y que la distancia es el principal determinante de la diferenciación. El test de Mantel (1967) fue empleado para inspeccionar dicho efecto y no se encontró influencia de la distancia en la diferenciación entre unidades para ninguna de las especies. Para estimar de forma adicional la subdivisión entre las poblaciones Siguiendo las recomendaciones de Slatkin y Maddison (1989) y Hudson (2000), se realizó un método de análisis cladístico (usando el programa PAUP, versión 4.0B 10, Swofford, 1990). Este aplica un algoritmo de parsimonia para hallar el mejor árbol del gen. De acuerdo con la teoría de la coalescencia, si las poblaciones no tienen restricciones al flujo genético, no se esperaría evidencia de divisiones o CLADES profundos en el árbol. Si los niveles de flujo genético se acercan a cero, las muestras formarán un solo clado en un árbol sin raíz. Los árboles se encuentran en el anexo 10. Los árboles indican que, aunque existe evidencia de restricciones de flujo genético, no han sido lo suficientemente grandes como para originar clades con localización geográfica explícita. No obstante, se evidencia una mayor restricción de flujo en Euptychia hermes. Para esta especie el haplotipo más basal correspondió al haplotipo 1. En la topología hay tres clados derivados de este haplotipo: los haplotipos 2, 3 y 4, siendo el último el más derivado y el más distribuido en las poblaciones. Para Hypoleria vanilia se encontró, que el haplotipo 1 fue el más basal o ancestral, del cual se derivaron los haplotipos restantes. Dentro de estos haplotipos, el más derivado o reciente correspondió al haplotipo 2; sin embargo, el haplotipo que se encuentra más disperso fue el haplotipo 3. La distribución de los haplotipos, indica que existe algún grado de diferenciación genética, pero que aún así existe cierto nivel de flujo de genes entre las poblaciones asociadas a estos bosques, y que es muy probable que los haplotipos más recientes deban su distribución a la 45 capacidad de dispersión de la especie. Para ambas especies, el conjunto Normandia-San Ignacio13, que fue el de mayor tamaño, poseía mayor diversidad haplotípica y podría considerarse un fragmento representativo de las condiciones típicas para estas especies antes de la alteración de su hábitat natural original. 46 9. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES Desde el componente ambiental de la dimensión biótica se trabaja con el desarrollo de inventarios de biodiversidad, evaluación de grupos registrados como amenazados o de importancia particular y análisis del paisaje para identificar corredores potenciales o barreras a la movilidad. Adicionalmente, incorporando esta información a las áreas de mayor diversidad o endemismo y aplicando estrategias de modelación ambiental para evaluar riesgos potenciales y determinar zonas de importancia estratégica. La biología de la conservación y en particularmente la genética de la conservación, ha reconocido la necesidad de incorporar este nivel de información de forma complementaria con elementos biológicos, ecológicos y del paisaje en los programas de manejo de especies amenazadas. Empleando las mariposas como sistema modelo, a manera de estudio de caso exploratorio para la inclusión la información genética en la gestión ambiental, este trabajo se desarrolló bajo las hipótesis de que los elementos de paisaje, en especial el tamaño, la distribución de los parches y la distancia geográfica, afectan de manera diferencial las especies con diferentes capacidades de dispersión, siendo posible identificar estos elementos a partir del análisis del ADN mitocondrial, siendo posible identificar unidades de manejo. El modelo analítico y procedimental desarrollado que podría a corto plazo incorporarse en trabajos de investigación es: 1. Escogencia del marcador molecular, así como del organismo modelo de trabajo mas apropiado, a partir del problema de investigación, en este caso el estudio de la estructura genética de poblaciones en un paisaje fragmentado. En lo posible, previa realización de un 47 estudio piloto que permita inferir los niveles de variación genética con el marcador y después de conocer aspectos biológicos de la especie. 2. Estudio del paisaje actual y de la dinámica espacial de la zona a partir de fotografías aéreas e imágenes satelitales por medio de análisis cualitativo y cuantitativo de los patrones observados. 3. Integración de la información genética de las poblaciones con las características del paisaje, particularmente aquellas relacionadas con la problemática de interés: área, forma y distancia entre los hábitats, conectividad y contraste de hábitats. En el presente estudio, al determinar la conexión física por existencia de corredores ecológicos entre las unidades de bosques primarios Tenche–Encanto en la vertiente norte de la quebrada La Cancana y el conjunto Normandia–San Ignacio13 en la vertiente sur de la misma quebrada, se encontró que ambos corredores se diferenciaron en su estructura y homogeneidad. Mientras el superior en la vertiente norte fié más diverso e irregular, el inferior fue más homogéneo y extenso, posiblemente por distintas condiciones topográficas y grado histórico de presión antrópica. Particularmente, el bosque San Ignacio45 fue el más aislado físicamente, aunque representa una conexión potencial entre las unidades Normandía-San Ignacio y Tenche-Encanto. La presencia de redes de drenaje en la zona de estudio y en particular del bosque Normandia puede explicar los resultados encontrados en términos de la representatividad de los haplotipos en dicho bosque. Esto unido a su tamaño, diversidad y estabilidad temporal, sugieren que es la unidad de manejo más representativa. Adicionalmente, los bosques Tenche y Encanto, aunque son de un tamaño reducido, aparecen como una unidad de manejo de importancia para la preservación de la diversidad genética. La barrera qué presenta la quebrada Cancana a la altura de los bosques San Ignacio (con la carretera y la zona de pasturas) puede representar un punto crítico para el manejo poblacional. Es importante recalcar que la dinámica del paisaje, así como la variabilidad local, las 48 condiciones ambientales y la calidad del hábitat, imprime un alto grado de complejidad al estudio de la fragmentación y de la conectividad funcional entre las unidades. La información obtenida aparece como una línea base para evaluaciones futuras para el seguimiento en el tiempo, tanto de la evolución del paisaje como de la genética de las poblaciones que soporta, en aras de alcanzar un mayor conocimiento de las dinámicas espaciales y su influencia en los organismos. Esto es altamente significativo en una zona de importancia estratégica para la generación de hidroenergía, así como para el campo de la conservación de la biodiversidad, al tratarse de relictos de bosque tropical en un valle interandino, reconocido como de alta prioridad a nivel internacional. De gran importancia sería explorar los efectos del aumento en el tamaño muestral y la implementación de técnicas aún más finas como los microsatélites para refinar los resultados y precisar los efectos encontrados en esta escala del paisaje. Al respecto se está trabajando empleando simulación del mismo sistema. Desde la perspectiva de la gestión ambiental relacionada con los elementos genéticos, se presentan diversas líneas de trabajo para el desarrollo de investigaciones futuras. Por un lado, se debería explorar la utilización de la información genética a una escala del paisaje más amplia, así como la modelación del paisaje para de terminar potenciales puntos críticos para la conectividad de unidades poblacionales, y la utilidad de las técnicas moleculares. Debería evaluarse un número mayor de poblaciones y de individuos, así como de diferentes elementos del paisaje que puedan servir para la suplementación y complementación de hábitat. Por otra parte, el desarrollo de estudios directos sobre la dispersión de estos u otros organismos modelo, permitiría fortalecer el nexo entre la información biológica, la genética y el paisaje. Adicionalmente, debe explorarse a mayor profundidad los nexos entre la 49 conectividad funcional de las unidades poblacionales con la permeabilidad de las diferentes coberturas del paisaje para el movimiento de los organismos. Otro aspecto a profundizar es la aplicación de diferentes técnicas de análisis espacial como la suma de mapas, que involucre otras variables diferentes a la biótica que puedan ser de importancia en modelación de los impactos en la genética de los organismos, particularmente en la conectividad poblacional. Con base en este estudio, consideramos pertinente y válido la incorporación de la información genética en la toma de decisiones relacionadas con la intervención de los hábitats naturales, como un elemento indispensable para lograr un desarrollo sustentable a partir de las estrategias de gestión. Las especies con diferentes capacidades de dispersión y preferencias ecológicas presentaron diferencias en su diversidad genética, que se relacionaron con el paisaje. Estos elementos complementan el estudio actual de los efectos de la toma de decisiones sobre el manejo en la zona y en los hábitats fragmentados 50 10. BIBLIOGRAFÍA ÁLVAREZ, E.; POSADA, F. y GOMEZ, O. 2000. Prevención de impactos sobre la biodiversidad en el diseño de líneas de transmisión de energía en Colombia. Programa de biodiversidad de ISA. En: VII CONFERENCIA LATINOAMERICANA DE USUARIOS ESRI-ERDAS (2000: Costa Rica). ALVAREZ, E.; JARAMILLO, S.; GOMEZ, A.M.; VELEZ, H. y POSADA, F., 2003. Diversidad biológica en el páramo de Santurban, Santander: amenazas y oportunidades para su conservación. ISA, Equipo de Gestión Ambiental. En: I CONGRESO INTERNACIONAL DE CONSERVACIÓN Y MANEJO DE FAUNA SILVESTRE. (2003: Medellín). AGUDELO R., E.A. y RESTREPO M., J.C. 2004. Análisis multitemporal de coberturas vegetales en un bosque húmedo tropical (Rio Porce, Colombia). Trabajo de grado (Ingeniería Forestal). Universidad Nacional de Colombia sede Medellín. 41 p. AKÇAKAYA, M. B. y GINZBURG, L. 1999. Applied Population Ecology. Sinauer, Sunderland, Massachusetts, USA. 280 p. ANDRADE C., N.G. 1994. Annoted list of butterflies at Tinalandia seen between 8 –14 of May 1994 [En línea] <<http://www.tinalandia.net/html/butterfly_report.html>> Consulta el: 3 de mayo de 2002. 51 ARAUJO R., F. 2000. Nymphalid butterfly communities in an amazonian forest fragment. En: Journal of research on the Lepidoptera. No 35. p. 29-41. APAN, A.A.; RAINE, S.S. y PATERSON, M.S. 2000. Quantifying landscape fragmentation in the Lockyer Valley Catchment, Queensland: 1973-1997. En: 28 th Annual conference of AURISA. AUSTRALIAN AND NEW ZEALAND ENVIRONMENT AND CONSERVATION COUNCIL, ANZECC. 2000. State of the Environment Reporting Task Force. Core Environmental Indicators for Reporting on the State of the Environment. Canberra, Australia. 92 p. AVISE, J.C. 1996. Introduction: The scope of conservation genetics. En: AVISE, J.C. y HAMRICK, J.L. Conservation genetics. Case histories from nature. Chapman & Hall, New York. p. 1-9. BAGUETTE, M. 2003. Long distance dispersal and landscape occupancy in a metapopulation of the cranberry fritillary butterfly. En: Ecography. Vol. 26, No 2. p. 153160. BAGUETTE, M.; MENNECHEZ, G., PETIT, S. y SCHTICKZELLE, N. 2003. Effect of habitat fragmentation on dispersal in the butterfly Proclossiana eunomia. En: C.R. Biologies. No 326. p. 200–209. BEJARANO M., E.E. 2001. Variabilidad genética y especiación en Lutzomyia (verrucarum) evansi (Nuñez Tovar, 1924), vector de leishmaniasis visceral americana. Trabajo de grado (M.Sc.) PECET / Universidad de Antioquia. 52 BENDER, D.J.; CONTRERAS, T.A. y FAHRIG, L. 1998. Habitat loss and population decline: a meta-analysis of the match size effect. En: Ecology. Vol. 79, No 2. p. 517-533. BOHONAK, A.J. y JENKINS, D.G. 2003. Ecological and evolutionary significance of dispersal by freshwater invertebrates. En: Ecology letters. No 6. p. 783-796. BROWN, K.S. y FREITAS, A.V.L. 2002. Butterfly communities of urban forest fragments in Campinas, Sao Paulo, Brazil: structure, instability, environmental correlates, and conservation. En: Journal of insect conservation. No 6. p. 217-231. CALCAGNOTTO, D.; EGAN, M.G. y LEHN, C. (Compiladoras). 2001. Conservation Genetics Sessions Guide. Center for Biodiversity and Conservation. American Museum of Natural History, 2001 Spring Symposium. [En línea] <<http://research.amnh.org/biodiversity/symposia/archives/conservationgenetics/session.html>> Consulta el: 7 de Septiembre del 2001 CATERINO, M.S.; CHO, S.; SPERLING, F.A. 2000. The current state of insect molecular systematics: a thriving tower of Babel. En: Annual review of entomology. No 45. p. 1-54. COLLINGE, S.K.; PRUDIC, K.L. y OLIVER, J.C. 2003. Effects of local habitat characteristics and landscape context on grassland butterfly diversity. En: Conservation biology. Vol. 27, No 6. p. 178- 187 COOPERATIVE RESEARCH CENTRE FOR FRESHWATER ECOLOGY. 2000. Managing Biodiversity in the Sydney Water Supply Catchments. Sydney Catchment Authority, Technical Report 9/2000. Outcomes of a Workshop held at Warragamba Conference Centre, 12th and 13th October 2000. 21p. CHUVIECO E. 2000. Fundamentos de teledetección espacial. Tercera edición. p. 451-468 53 DEUTSCH, L.; FOLKE, C. y SKANBERG, K. The critical natural capital of ecossystem performance as insurance for human well-being. s.f. Stocholm Universty; Beijer international institute of ecological economics, Swedish National Institute of Economic Research. [En línea] <<http://www.beijer.kva.se/publications/pdf-archive/Disc156.pdf>> Consulta el 25 de enero de 2005. DIAZ L., A.N. y DIETER-GILLWALD, I. 2003. GIS-Landscape modeling of a regional green corridor in tropical Argentina. En: CONFERENCE ON INTERNATIONAL AGRICULTURAL RESEARCH FOR DEVELOPMENT, DEUTSCHER TROPENTAG. (2003: Gottingen, October 8-10). 8 p. DONOVAN, T.M. y WELDEN, Ch.W. 2002. Spreadsheet exercises in conservation biology and landscape ecology. Sinauer Associates, Massachusetts, U.S.A. p. 327-341 y 380-390. DUQUE V., P. 2000. Diversidad de mariposas diurnas en diferentes fragmentos de bosque en la zona de influencia del proyecto hidroeléctrico Porce II. Trabajo de grado (M.Sc. Entomología). Universidad Nacional de Colombia sede Medellín. 121 p. EHRLICH, P.R. y EHRLICH, A.H. 1961. How to know the buttterflies. WM.C. Brown Company Publishers. p. 86-106. EHRLICH, P.R. 1961. Intrinsic barriers to dispersal in the checkerspot butterfly Euphydryas editha. En: Science. No l34. p. l08-l09. EHRLICH, P.R. 1992. Population biology of checkerspot butterflies and the preservation of global biodiversity. En: Oikos. Vol. 63, No 1. p. 6-12. 54 EHRLICH, P.R. 2003. Introduction: butterflies, test systems, and biodiversity. En: BOGGS, C.L.; WATT, W.B. y EHRLICH, P.R. Butterflies. Ecology and evolution taking flight. Chicago University Press. Chicago. p. 1-6. EHRLICH, P.R. y MURPHY, D.D. 1987. Conservation lessons from long-term studies of checkerspot butterflies. En: Conservation biology. Vol. 1, No 2. p.122-131. EKINS, P.; FOLKE, C. y DE-GROOT, R. 2003. Identifying critical natural capital. En: Ecological Economics. No 44. p. 159-163. EMMEL, T.C. 1970. The population biology of the neotropical satyrid butterfly, Euptychia hermes. I. Interpopulation movement, general ecology, and population sizes in Lowland Costa Rica. En: journal of research on the Lepidóptera. Vol 7, No 3. p. 153-165 EMPRESAS PUBLICAS DE MEDELLÍN E.S.P. 2000a. Investigaciones ambientales y arqueológicas en Porce II. Medellín. 15 p. __________________________________________. 2000b. Gestión social integral. Proyecto hidroeléctrico Porce II. Medellín. 391 p. ERHARDT, A. y THOMAS, J.A. 1991. Lepidoptera as indicators of change in the seminatural grasslands of lowland and upland Europe. En: COLLINS, N.M. Y THOMAS, J.A. The conservation of insects and their habitats. Academic Press, New York. p.. 213–236. EUBANKS, T. s.f. Nature photography. Fermata photo gallery. [En línea] <<http://www.fermatainc.com/coppermine/displayimage.php?album=random&cat=&pos=200>> Consulta el 15 de marzo de 2003. 55 FORMAN R., T.T. y GODRON, M. 1981. Patches and structural components for a landscape ecology. En: BioScience, No 31. p. 733-740. FOX, R.M. 1949. The evolution and systematics of the ithomiidae (lepidoptera). En: University of Pittsburgh bulletin, Vol.45, No 8. p. 36-47. FRANKHAM, R. 1995. Conservation genetics. En: Annual Review of Genetics. Vol. 29. p. 305-323. FRANKHAM, R. 2003. Genetics and conservation biology. En: C.R. Biologies. No 326. p. S22-S29. FUTUYMA, D.J. 1998. Evolutionary biology. En: The evolution of behavior. Sinauer, Sunderland, Massachusetts, USA. 763 p. GASTON, K.J. 1996. What is biodiversity. En: GASTON, K.J. Biodiversity. A biology of numbers and difference. Blackwell science. p. 1-9. GOIGEL T., M. 1987. Spatial simulation of landscape changes in Georgia: a comparison of 3 transition models. En: Landscape ecology. Vol. 1, No 1. p. 29-36. GILLET, E.M. 1999. Purposes - Classification and desired marker characteristics. Chapter 3: Which DNA Marker for Which Purpose? Final Compendium of the Research Project Development, optimization and validation of molecular tools for assessment of biodiversity in forest trees in the European Union DGXII Biotechnology FW IV Research Programme Molecular Tools for Biodiversity. GILLET, E.M. [En línea] <<http://webdoc.sub.gwdg.de/ebook/y/1999/whichmarker/index.htm>> Consulta el: 24 de Febrero de 2001. 56 GUILLOT, G.; ESTOUP, A.; MORTIER, F. Y COSSON, J.F. 2004. A spatial statistical model for landscape genetics. INAPG / INRA, Francia. [En línea] <<http://www.inapg.inra.fr/ens_rech/mathinfo/personnel/guillot/spatial_genetics_guillot_et _al.pdf>> Consulta el 22 de Octubre de 2004. GUSTAFSON, E.J. 1998. Quantifying Landscape Spatial Pattern: What Is the State of the Art? En: Ecosystems, Vol. 1. p. 143–156. HAILA, Y.; SAUNDERS, D.A. y HOBBS, R.J. 1993. What do we presently understand about ecosystem fragmentation? En: SAUNDERS, D.A.; HOHHS, R.J. y EHRLICH, P.R. Nature conservation 3: Reconstruction of fragmented ecosystems. Surrey Beatty & Sons. p. 45-55. HALFFTER, G. 2000. Medir la biodiversidad. [En línea] << http://entomologia.rediris.es/pribes/pribes2000/medirdiversidad.htm >> Consulta el: 14 de Julio de 2001. HAMER, K.C.; HILL, J.K.; LACE, L.A. y LANGHAM, A.M. 1997. Ecological and biogeographical effects of forest disturbance on tropical butterflies on Sumba, Indonesia. En: Journal of biogeography, No 24. p. 65-75. HANSKI, I. 2003. Biology of extinctions in butterfly metapopulation. En: BOGGS, C.L.; WATT, W.B. y EHRLICH, P.R. Butterflies. Ecology and evolution taking flight. Chicago University Press. Chicago. p. 577-602. HARRISON, S.; MURPHY, D.D. y EHRLICH, P.R. 1988. Distribution of the bay checkerspot butterfly, Euphydryas editha bayensis: evidence for a metapopulation model. En: The american naturalist. Vol. 132, No 3. p. 360-382. 57 HARTL, D.L. y CLARK, A.G. 1997. Principles of population genetics. Sinauer, Massachusetts. 542 p. HAYDON, D.T. y PIANKA, E.R. 1999. Metapopulation theory, landscape models, and species diversity. En: Ecoscience. Vol. 6, No 3. `p. 316-328. HILLIS, D.M.; MORITZ, C y MABLE, B.K. 1996. Molecular systematics. Sinauer. Sunderland, Massachusetts, U.S.A. 655 p. HEDRICK, P.W. y GILPIN, M.E. 1997. Genetic effective size of a metapopulation. En: HANSKI, I.A. y GILPIN, M.E. Metapopulation biology. Academic press. p. 165-181. HEDRICK, P.W. y KALINOWSKI, S. 2000. Inbreeding depression and conservation biology. En: Annual review of ecology and systematics. No 31. p. 139-162. HOY, M.A. 1994. Insect molecular genetics. Academic Press, San Diego. 546 p. HUDSON, R.R. 2000. A new statistic for detecting genetic differentiation. En: Genetics. No 155. p. 2011-2014. HUDSON, R.R.; BOSS, D.D. y KAPLAN, N.L. 1992. A statistical test for detecting geographic subdivision. En: Molecular biology and evolution. Vol. 9, No 1. p. 138-151. IVITS, E; KOCH, B.; BLASCHKE, T y WASER, L. 2002. Landscape connectivity studies on segmentation based classification and manual interpretation of remote sensing data. En: ECOGNITION USER MEETING (2002, Muchen). 10 p. 58 JOYCE, D.A. y PULLIN, A.S. 2003. Conservation implications of the distribution of genetic diversity at different scales: a case study using the marsh fritillary butterfly (Euphydryas aurinia). En: Biological conservaton. No 114, p. 453-461. KATTAN, G.H.; ALVAREZ-LOPEZ, H. y GIRALDO, M. 1994. Forest fragmentation and bird extinctions: San Antonio eighty years later. En: Conservation biology. Vol. 8, No 1. p. 138-146. KAWATA, M. 1997. Loss of genetic variability in a fragmented continuously distributed population. En: Researches on population ecology. Vol. 39, No 2. p. 227-237. KEYGHOBADI, N.; ROLAND, J.; FOWNES, S. y STROBECK, C. 2003. Ink marks and molecular markers: examining the effects of landscape on dispersal using both markrecapture and molecular methods. En: BOGGS, C.L.; WATT, W.B. y EHRLICH, P.R. Butterflies. Ecology and evolution taking flight. Chicago University Press. Chicago. p. 169183. KLIMAITIS, J.F. 2000. Cien mariposas argentinas. Albatros. 128 p. KRAUSS, J.; STEFFAN-DEWENTER, I. y TSCHARNTKE, T. 2003. How does landscape context contribute to effects of habitat fragmentation on diversity and population density of butterflies? En: Journal of biogeography. No 30. p. 889-900. KREMEN, C. 1992. Assessing the indicator properties of species assemblages for natural areas monitoring. En: Ecological applications. Vol. 22, No 2. p. 203-217. 59 KREMEN, C.; COLWELL, R.K.; ERWIN, T.L., MURPHY, D.D.; NOSS, R.F. y SANJAYAN, M.A. 1993. Terrestrial arthropod assemblages: their use in conservation planning. En: Conservation biology. Vol 7, No 4. p. 796-808. LANDE, R. 1998. Anthropogenic, ecological and genetic factors in extinction and conservation. En: Researches on population ecology. Vol. 40, No 3. p. 259-269. LAURANCE, W.E.; FERREIRA, L.V.; RANKIN-DE-MERONA, J.M. y LAUPANO, S.G. 1998. Rain forest fragmentation and the dynamics of amazonian tree communities. En: Ecology. Vol. 79, No 6. p. 2032-2040. LENTSCH, L.D.; TOLINE, C.A.; KERSHNER, J.; HUDSON, J.M.; MIZZI, J. 2000. Range-wide conservation agreement and strategy for Bonneville cutthroat trout (Oncorhynchus clarki utah). Publication Number 00-19, Utah Division of Wildlife Resources, Salt Lake City. 90 p. LIU J. y TAYLOR W. W. 2002. Integrating Landscape Ecology into Natural Resource Management. Cambridge Univesity Press. [En línea] <<http://www.wilderness.org/Library/Documents/upload/Landscape-Connectivity-AnEssential-Element-of-Land-Management.pdf>> Consulta el 24 de Agosto de 2004. LOPERA C., S.H. 2003. Capital natural crítico: un instrumento de política ambiental para los recursos naturales. En: IV SEMINARIO DESARROLLO SOSTENIBLE, ENERGÍA Y PAZ: ECOSISTEMAS ESTRATÉGICOS. Agosto 2003. Universidad Nacional de Colombia sede Medellín. Medellín, Colombia. 31 p. LOUGHEED, S.C.; GASCON, C.; JONES, D.A., BOGART, J.P. y BOAG, P.T. 1999. Ridges and rivers: a test of competing hypotheses of Amazonian diversification using a 60 dart-poison frog (Epidobates femoralis). En: Proceedings of the royal society of London B. No 266.p. 1829-1835. MANEL, S.; SCHWARTZ, M.K.; LUIKART, G. y TABERLET, P. 2003. Landscape genetics: combining landscape ecology and population genetics. En: TRENDS in ecology and evolution. Vol. 118, No 4. p. 189-197. MANTEL, N. 1967. The detection of disease clustering and generalized regression approach. En: Cancer research. No 27. p. 209-220. MARSHALL, T.C.; SUNNUCKS, P.; SPALTON, J.A. GRETH, A. y PEMBERTON, J.M. 1999. Use of genetic data for conservation management: the case of the Arabian oryx. En: Animal conservation. No 2. p. 269–278. McDOWALL, R.M. 2004. What biogeography is: a place for process. En: Journal of biogeography. No 31, 2004. p. 345-351. McGARIGAL, K y ENE, E. 2001. Fragstats: Spatial pattern analysis program for quantifying landscape structure, version 3.3. Corvallis: Oregon State University. McGARIGAL, K y MARKS, B.J.F. 1994.Fragstat: Spatial pattern analysis program for quantifying landscape structure, version 2.0. Corvallis: Oregon State University. METZGER, J.P. 1998. Changements de la structure du paysage et richesse spécifique des fragment forestiers dans le sud-est du Bresil. En: C.R. Académie de sciences, Paris, Sciences de la vie. No 321. p. 319-333. MEYER, C.L. y SISK, T.D. 2001. Butterfly response to microclimatic conditions following ponderosa pine restoration. En: Restoration ecology. Vol. 9, No 4. p. 453-461. 61 MONAGHAN, M. T.; SPAAC, R. y ROBINSON, C.T. 2002a. Habitat fragmentation and genetic diversity. What we can learn by studying alpine aquatic insects. En: EAWAG News, No 54. p. 24-26. MONAGHAN, M.T.; SPAAK, P.; ROBINSON, C.T. y WARD, J.V. 2002b. Population genetic structure of three alpine stream insects: influences of gene flow, demographics, and habitat fragmentation. En: Journal of the national american bentholgyst Society. Vol. 21, No 1. p. 114–131. MORITZ, C. y HILLIS, D.M. 1996. Molecular systematics: context and controversies. En: HILLIS, D.M.; MORITZ, C. y MABLE, B.K. Molecular systematics. Sinauer, Sunderland, Massachusetts, U.S.A. p. 1-13. NEW, T.R.; PYLE, R.M.; THOMAS, J.A.; THOMAS, C.D. y HAMMOND, P.C. 1995. Butterfly conservation management. En: Annual review of entomology. No 40. p. 57-83. NORBERG, U.y LEIMAR, O. 2002. Spatial and temporal variation in flight morphology in the butterfly Melitaea cinxia (Lepidoptera: Nymphalidae). En: Biological journal of the linnean Society. No 77. p. 445–453. ORTEGA, O.E. y DUQUE, P. 1998. Las mariposas: historia natural y conservación. Empresas Públicas de Medellín. 31 p. PORTER CH. y COLLINS F.H. 1991. Species-diagnostic differences in a ribosomal DNA internal transcribed spacer from the sibling species Anopheles freeborni and Anopheles hermsi (Diptera: Culicidae). En: American journal of tropical medicine and hygiene. No 45. p. 271–279. 62 RAMAS, 2001. A short introduction to population viability analysis. De: Akcakaya, H.R.; Burgman, M. y Ginzburg, L. Applied population ecology. [en línea] <<http://www.ramas.com/pva.htm>> RAMAS. Ecological and environmental software. Consulta el: 27 de Agosto de 2001. REED, R.D. y SPERLING, F.A.H. 1999. Interaction of process partitions in phylogenetic analysis: an example from the swallowtail butterfly genus Papilio. En: Molecular biology and evolution. Vol. 16, No 2. p. 286-297. RENGIFO, L.M. 2001. Effect of natural and anthropogenic landscape matrices on the abundance of subandean bird species. En: Ecological applications. Vol. 11, No 1. p. 14-31. RICKETTS, T.H. 2001. The matrix matters: effective isolation in fragmented landscapes. ROFF, D.A. y BENTZEN, P. 1989. The statistical analysis of mitochondrial DNA polymorphisms: X2 and the problem of small samples. En: Molecular biology and evolution. Vol. 6, No 5. p. 539-545 ROGERS, D.L.; MILLAR, C.I. y WESTFALL, R.D. 1996. Genetic diversity within species. Cap 28. En: ERMAN, D.C. Sierra Nevada ecosystem project: final report to congress, Vol. II, Assessments and scientific basis for management options. Davis: University of California, Centers for Water and Wild land Resources. p. 759-838. SAARINEN, K. 2002. Butterfly communities in relation to changes in the management of agricultural environments. University of Joensuu, Tesis (PhD in Biology). [En línea] <<http://www.joensuu.fi/biologia/PhD/saarinen.pdf>> Consulta el 24 de noviembre de 2004. 63 SAUNDERS, D.A.; HOBBS, R.J. y MARGULES, CH.R. 1991. Biological consequences of ecosystem fragmentation: a review. En: Conservation Biology. Vol. 5, No 1. p. 18-32. SAWCHIK, J.; DUFRENE, M.; LEBRUN, P.; SCHTINCKZELLE, N. y BAGUETTE, M. 2002. Metapopulation dynamics of the bog fritillary butterfly: modeling the effect of habitat fragmentation. En: Acta oecologica. No 23. p. 287-296. SIMMONS, R. B. y WELLER, S. J. 2001. Utility and evolution of cytochrome b in insects. En Molecular phylogenetics and evolution. Vol. 20. No 2. p. 193-210. SIMON, C.; FRATI, F.; BECKENBACH, A.; CRESPI, B.; LIU, H.; FLOOK, P. 1994. Evolution weighting and phylogenetic utility of mitochondrial gene sequences and a compilation of conserved PCR primers. En: Annals of the entomological society of America. No 87. p. 651-701. SINGER, M.C. y EHRLICH. P.R. 1991. Host specialization of satyrine butterflies and their responses to habitat fragmentation in Trinidad. En: Journal of research in lepidoptera. Vol. 30. p. 248-256. SLATKIN. M. 1987. Gene flow and the geographic structure of natural populations. En: Science. Vol. 236. p. 787-792. SLATKIN, M. y N.H. BARTON. 1989. A comparison of three indirect methods for estimating average levels of gene flow. En: Evolution. Vol. 43, No 7. p. 1349-1368. SYDNEY CATCHMENT AUTHORITY. 2000. Managing Biodiversity in the Sydney Water Supply Catchments. Outcomes of a Workshop held at Warragamba Conference. Technical Report 9/2000. Cooperative Research Centre for Freshwater Ecology. 21 p. 64 TEMPLETON, A.R.; ROBERTSON, R.J.; BRISSON, J. y STRASBURG, J. 2001. Disrupting evolutionary processes: the effect of habitat fragmentation on collared lizards in the Misouri Ozarks. En: Proceedings of the national academy of sciences, USA. Vol. 98, No 10. p. 5426-5432. THOMAS, C.D.; HILL, J.K. y LEWIS, O.T. 1998. Evolutionary consequences of habitat fragmentation in a localized butterfly. En: Journal of animal ecology. No 67. p. 485-497. TURNER, M.G. 1989. Landscape ecology: The effect of pattern on process. En: Annual review ecologycal systems. Vol. 20. p 171-197. TURNER, M.G. y RUSHER, C.L. 1988. Changes in landscape patterns in Georgia, USA. En: Landscape ecology. Vol. 1, No 4. p. 241-251. UNIÓN INTERNACIONAL PARA LA CONSERVACIÓN DE LA NATURALEZA, UICN. s.f. Getting to grips with biodiversity. [En línea] <<http://www.iucn.org/bil/grip_TEST.htm>> Consulta el 24 de agosto de 2004. _________________________________________________________________________ ____. 2002. IUCN technical guidelines on the management of ex situ populations for conservation. Approved at the 14th Meeting of the Programme Committee of Council, Gland Switzerland, 10 December 2002. [En línea] <<http://www.iucn.org/themes/ssc/pubs/policy/exsituen.htm>> Consulta el 24 de agosto de 2004. URIBE H.,C. y SALAZAR E., J.A. 1998. Mariposas del llano. Cristina Uribe Editores. 99p. 65 URIBE S., S.I. 1999. Population structure and speciation in the morphospecies Lutzomyia longipalpis (Lutz & Neiva) as derived from mitochondrial ND4 gene. Tesis (Ph.D. Biología molecular). Universidad de Antioquia-Center for Diseases Control. Medellín. 73 p. VAN-DYCK, H. y MATTHYSEN, E. 1999. Habitat fragmentation and insect flight: a changing “design” in a changing landscape? En: Tree. Vol. 14, No 5. p. 172-174. VELEZ, J. y SALAZAR, J. 1991. Mariposas de Colombia, Villegas. Santafé de Bogotá, Colombia. 167 p. WATT, W.B. y BOGGS, C.L. Synthesis: Butterflies as model system in ecology and evolution. Present and future. En: BOGGS, C.L.; WATT, W.B. y EHRLICH, P.R. Butterflies. Ecology and evolution taking flight. Chicago University Press. Chicago. p. 561576. WRIGHT, S. 1946. Isolation by distance under diverse systems of mating. En: Genetics. No 31. p. 39-59. WRIGHT, S. 1951. The genetical structure of populations. En: Annals eugenics. No 15. p. 323-354. WYSER, N. 2003. A qualitative and quantitative structural landscape analysis case study in Monteverde, Costa Rica. Diploma February 2003. Ecole polytechnique fédérale de Lausanne. Section Sciences et Ingénierie de L'environnement. Laboratoire de Gestion des Ecosystèmes. Laboratoire de Systèmes d'Information à Référence Spatiale. 66 ANEXOS Anexo 1. Imágenes de coberturas del paisaje en la zona de estudio en las épocas 1961 y 2001 Información de referencia de los mapas de coberturas de las páginas siguientes: Escala: 1:45.000 Proyección: Conforme de Gauss Esferoide: Internacional 1909 Datum: Observatorio astronómico de Bogota Origen de zona: Centro Coordenadas geográficas: 4°35´57.57” N 74º04´51.30” E Coordenadas planas de Gauss: 1´000.000 N 1´000.000 E Fuente: Agudelo y Restrepo (2004) 67 68 69 Anexo 2. Distancias Euclidianas entre bosques de interes Se presentan las distancias entre los puntos más cercanos y entre los centroídes de los bosques Hacienda San Ignacio Tenche Encanto Hda./Normandia San Ignacio Tenche Encanto Punto Centr. Punto Centr. Punto Centr. Punto Centr. 0 0 ------0,166 2,048 0 0 ----2,701 3,814 4,462 5,048 0 0 --1,951 3,268 3,652 4,043 0,850 1,303 0 0 70 Anexo 2. Índices del Paisaje Calculados Índices de Composición Indice CA Cobert. 1961 Bp I 499,9 NP PD PLAND LPI 2001 1961 2001 1961 2001 1961 2001 1961 461,49 14 17 0,4637 0,563 16,556 15,2837 8,1766 AREA_MN 2001 1961 2001 8,877 35,707 27,1465 Bs 76,87 560,93 18 65 0,5961 2,1527 2,5458 18,5769 0,4767 5,0301 4,2706 8,6297 Ra 180,5 732,745 72 81 2,3846 2,6826 5,9778 24,2671 1,2795 3,7208 2,5069 9,0462 Rb 121,78 579,3725 16 3,5042 7,6109 8,3967 9 69 0,5299 2,2851 4,033 19,1877 1,7584 28 0,2981 0,9273 67,1794 6,9931 62,3302 2,1966 225,381 7,5413 44 0,3974 1,4572 3,7079 7,5909 0,7527 1,3384 9,329 5,2093 P 2028,44 211,155 Pr 111,96 G N/A 114,2825 N/A 12 N/A 0,3974 N/A 3,7848 N/A 1,0907 N/A 9,5235 C N/A 5,7825 N/A 2 N/A 0,0662 N/A 0,1915 N/A 0,1817 N/A 2,8913 E N/A 121,6775 N/A 1 N/A 0,0662 N/A 4,0297 N/A 4,0268 N/A 121,6775 N/A 2,855 2 N/A 0,0662 N/A 0,0946 N/A 0,0576 N/A 1,4275 229,2075 12 N/A Índices de Configuración Indice Cobertura Bp Bs Ra Rb P Pr G C E I PROX_MN 1961 2001 45,9075 151,7476 3,6565 161,0323 13,7679 371,1486 6,2993 268,312 4503,576 122,2815 5,1023 65,0968 N/A 90,2638 N/A 0 N/A 0 N/A 0 ENN_MN 1961 2001 228,1753 236,2975 548,3099 98,0227 151,6990 82,6304 515,2938 87,9377 134,4597 237,3672 433,4486 184,5266 N/A 73,789 N/A 1347,1637 N/A N/A N/A 220,9072 CONNECT 125 1961 2001 5,4945 6,6176 1,3072 2,1635 1,0955 2,5617 3,0303 2,4723 11,1111 3,1746 2,5 2,6427 N/A 12,1212 N/A 0 N/A 0 N/A 0 COHESION 125 1961 2001 99,5248 99,5872 98,1064 99,0871 97,8315 99,0762 98,7555 99,0438 99,9614 99,1201 98,803 98,406 N/A 98,7316 N/A 97,4873 N/A 99,6342 N/A 95,8937 71 Índices de Forma Indice Cobertura Bp Bs Ra Rb P Pr G C E I SHAPE_MN 1961 2001 1,9735 1,9361 1,6009 2,2491 1,7198 2,2781 1,8298 2,3048 2,6708 2,1574 1,6778 2,1105 N/A 1,8983 N/A 1,4458 N/A 3,342 N/A 1,4373 FRAC_MN 1961 2001 1,1099 1,1252 1,0861 1,1457 1,1068 1,1456 1,1141 1,1502 1,1307 1,1379 1,0962 1,139 N/A 1,114 N/A 1,0838 N/A 1,1644 N/A 1,0783 PARA_MN 1961 2001 307,5745 1037,6475 472,4585 657,7359 825,9411 953,9413 487,1026 655,7505 486,5451 661,8532 505,5858 604,8022 N/A 351,1408 N/A 712,6081 N/A 1011,5388 N/A 499,9871 Índices de Paisaje Global Índice NP SHDI SIDI SHEI SIEI Año 1961 141 1,0785 0,5141 0,6019 0,6169 2001 322 1,9138 0,8327 0,8312 0,9252 Índice del vecino más cercano (2001) TYPE Bp Bs Ra Rb P Pr G C E I MNN 229,92 91,93 76,43 81,92 231,08 178,36 67,41 1340,82 5,00 215,52 Calculado con Patch-analyst de Arcview 72 Anexo 3. Descripción de índices del paisaje10 Índices de Composición Los índices de composición describen características básicas de fragmentación. Sin embargo, proveen una visión incompleta de este concepto ya que están afectadas por la resolución y la extensión del área de estudio. Los índices a continuación, son medidas de los atributos del parche y no necesariamente tienen una base ecológica aunque algunas estén relacionas con el área requerida por un organismo particular. Área de clase (CA) Es una medida de la composición del paisaje, establece cuanta área de este esta comprendida en una clase de hábitat. n 1 CA = ∑ aij 10000 j =1 CA>0, Unidades: ha. Numero de Parches. (NP) Es una medida simple de la subdivisión o fragmentación del tipo de hábitat. Nivel de clase, numero de parches de una clase particular. NP ≥ 1 NP= ni ni= numero de parches de la clase i. Unidades: ninguna Densidad de parches (PD) Calculada como el número de parches por unidad de superficie. Esto nos ofrece una primera valoración sobre la complejidad paisajística de la zona. Un área con una densidad alta de parches indicará un espacio muy fragmentado. PD = ni A ni= numero de parches de la clase i. A= Area total (ha) PD=(unidades parches/ha) Índice de parche más grande. (LPI) Cuantifica el porcentaje del área total del paisaje comprendido por el parche mayor. Una simple medida de dominancia. Nivel de clase. LPI = a i , max A * 100 ai,max=Area (m2) del parche i mayor A= area total (m2) 0 < LPI ≤ 100, unidades= % LPI ≈0 cuando el parche mayor de la correspondiente clase no es significativo. LPI≈ 100 cuando el paisaje completo consiste de un único tipo de hábitat. 10 Se recomienda consulta en Fragstats. 73 Proporción de clase (PLAND) Cuantifica la abundancia proporcional de cada tipo de parche en el paisaje. Es una medida relativa y puede ser más apropiada para medir la composición del paisaje y comparar paisajes de diferentes tamaños. n PLAND = ∑a j =i ij (100) A Pi= Proporción de paisaje ocupado por la clase de parche i. aij= área (m2)del parche ij A= área total del paisaje (m2) 0 < PLAND ≤ 100 unidades= % Índices de configuración Los índices de configuración miden el grado de conectividad o aislamiento entre los parches el paisaje, pueden ser divididos dentro de dos categorías: índices basados en distancias entre parches y los índices que comparan la “textura” de un paisaje. Índice de proximidad (PROX) Este índice considera el tamaño y la proximidad de todos los parches cuyos bordes estan entre un radio de estudio especifico a un parche focal. aijs= área (m2) del parche ijs entre vecinos n a ijs especificados PROX = ∑ 2 hijs= distancia (m) entre parches ijs basados en h s =1 ijs distancia euclidiana. Unidades= ninguna Índice de proximidad medio (PROX_MN) Es lo mismo que el anterior pero dividido el número de parches que se encuentran en el radio. Distancia media del vecino más cercano (ENN_MN) ENN = dij n dij= distancia (m) desde el parche ij al parche vecino más próximo de la misma clase, distancia Euclidiana de borde a borde. Unidades= m ENN se aproxima a 0 como la distancia al vecino más cercano decrece. El mínimo ENN esta limitado por el tamaño del píxel. 74 Media de la distancia al vecino más cercano (MNN) Medida de aislamiento de los parches, es el promedio de las distancias (borde a borde) en metros de una clase particular a los parches mas cercanos. n MNN = ∑ d ij j =1 ni dij= distancia (m) desde el parche ij al parche vecino más próximo de la misma clase, distancia Euclidiana de borde a borde. MNN=unidades m Conectividad (CONNECT) La conectividad es definida en el numero de “uniones” funcionales entre los parches de la clase correspondiente, donde cada par de parches esta o no conectado con base en un criterio de distancia requerida. n ∑cijk j =k (100) CONNECT= ni (ni −1) 2 cijk = unión entre el parche j y k (0= no-unido y 1= unido) de el tipo (i) de parche correspondiente, basado en un limite de distancia. ni = numero de parches en el paisaje de la clase correspondiente. 0 ≤ CONNECT ≤ 100 CONNECT = 0 Cuando la clase focal consiste de un único parche o ninguno de los parches de la clase de interés están “conectados”. CONNECT = 100 cuando muchos parches de la clase de interés están “conectados”. Cohesión (COHESION) Medida física de conectabilidad de un tipo de parche, es sensible a la agregación de los parches, este se incrementa cuando están más unidos. N p IJ ∑ J =1 COHESION = 1 − N p IJ aij ∑ J =1 Pij= Perimetro (# celdas o pixeles) a ai= Área del parche (# celdas o −1 1 pixeles) 1 − (100 ) A= Área total del paisaje A Dispersión Hace referencia a la fragmentación de la imagen, y se calcula como la distancia promedio entre los centroides de los distintos parches. Índices de forma Los índices de forma intentan cuantificar la complejidad de parche. Muchas medidas se enfocan en alguna variación de las relaciones perímetro-área simple o referida a una forma 75 particular (cuadrado o círculo), otras como la dimensión fractal determinada por la pendiente de la regresión LOG entre su perímetro y la forma de los parches el paisaje. Índice de forma (SHAPE_MN) Medida promedio de la complejidad de los parches SHAPE ≥ 1, sin limite. PIJ SHAPE = minPij SHAPE = 1 cuando el parche es muy compacto (regular como un cuadrado) y se incrementa sin limite cuando el parche es muy irregular Índice de dimensión fractal FRAC FRAC = 2 ln(0.25Pij ln a ij Refleja la complejidad de las formas a través de un rango de escalas espaciales. 1≤ FRAC ≤ 2 La dimensión fractal varia entre 1 y 2, desde formas muy regulares hasta altamente complejas respectivamente. Relación perímetro-área (PARA) La relación perímetro-área es una medida simple de la complejidad de la forma, sin estandarización a una forma simple Euclidiana Pij= Perímetro (m) del parche ij Pij 2 2 PARA = a ij= área (m ) del parche ij (m ) aij PARA= (sin unidades) Índices de Diversidad Diversidad del paisaje para este parámetro se utiliza el índice de Shannon-W (SHDI) SHDI = − ∑ pi * ln pi pi = proporción de cada uno de las clases o tipos de habita establecidos. Índice de diversidad de Simpson (SIDI) Esta medida de diversidad representa la probabilidad que en 2 pixeles seleccionados al azar podrían ser de diferentes tipos de parches. M SIDI = 1 − ∑ p I2 I =1 0 ≤ SIDI < 1 Unidades: ninguna 76 SIDI=0 cuando el paisaje contiene solo un tipo de parches (no hay diversidad), se aproxima a 1 cuando se incremente el numero de diferentes tipos de parches y la distribución proporcional del área a través de los parches llega a ser mas equitativa. Índice de Equidad de Shannon (SHEI) m SHEI = − ∑ (Pi * ln Pi ) 0 ≤ SHEI ≤ 1 i =1 ln m SHDI = 0 cuando el paisaje contiene solo un tipo de parches (no hay diversidad) se aproxima a 0 a medida que la distribución del área entre los diferentes tipos de parches es menos equitativa (e.j., dominada por 1 tipo). SHDI = 1 cuando la distribución del area entre los tipos de parches es perfectamente equitativa (e.j. abundancias proporcionales son las mismas). Indice de Equidad de Simpson (SIEI) m SIEI = 1 − ∑ Pi 2 i =1 1 1− m 77 Anexo 4. Secuencias de Haplotipos Secuencias de Haplotipos de Hypoleria vanilia Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| ..T..R..F..Y..T..F..H..F..L..L..P..F..I..I..L..I..L..T..I..I..H..L..L..F..L..H..Q..T..G..S..N..N..P. TATTTTTTAAATCAATTCGAAAAACACACCCAATTTTTAAAATCATTAACAACTCATTAATTGACTTACCTAGCCCATCTAATATTTCTTCTTGATGAAA TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCCAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCTAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCTAATAAATTAGGGGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCTAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCCAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATCCCTAATAAATTAGGGGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAGCAATTTTACC Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| .L..G..L..N..R..N..L..D..K..I..P..F..H..P..F..F..T..F..K..D..L..I..G..F..I..I..L..I..K..I..L..T..L.. TATAGGATCCCTACTAGCTTTATGTCTAATAATTCAAATTATTACTGGATTATTTTTAACAATATATTACACAGCAAATATTGAAATAGCTTTTTATAGA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---CTTAAATC---AAATTTTATTTTGATCCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---CTTAAATC---AAATTTTATTTTGATCCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---CTTAAATC---AAATTTTATTTTGATCCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---ATTAAATC---AAATTTTATTTTGATTCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---CTTAAATC---AAATTTTATTTTGATCCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA ATTTTCAAATAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---CTTAAATC---AAATTTTATTTTGATCCTTAATTTCAATTA------TTTTTTTA Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 210 220 230 240 250 260 270 280 290 300 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| L..T..L..I..N..P..Y..L..L..G..D..P..D..N..F..T..P..A..N..P..L..V..T..P..V..H..I..Q..P..E..*..Y..F..L GTAAATTATATTTGCCGAAATGTAAACTATGGTTGAATAATTCGAACATTACATGCTAATGGAGCTTCATTTTTTTTTATTTGCATTTATTTACATATCG TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCGACCTGTAGAAACTCC------TTATATTTTAACTGGACAATTATTAACAATTATATATTTTT-----------CTTATTT 78 Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 310 320 330 340 350 360 370 380 390 400 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| ..F..A..Y..A..I..L..R..S..I..P.....*..I..R..R..S..N..C..L..N..Y..I..N.....*..F..*..L..S..Y..H..L..H. GACGAGGAATTTACTATGAATCTTTTAACTTAAAATATGTATGATTAATTGGAATTATAATTTTATTTATACTAATAGCAACTGCTTTCATAGGTTATGT CATTA--TTAGACCTTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------TAAT----GAGCTTGTAAAAGCATTTGTT CATTA--TTAGACCCTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------TAAT----GAGCTTGTAAAAGCATTTGTT CATTA--TTAGACCTTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------TAATTAATGAGCTTGTAAAAGCATTTGTT CATTA--TTAGACCCTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------TAAT----GAGCTTGTAAAAGCATTTGTT CATTA--TTAGACCTTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------TAAT----GAGCTTGTAAAAGCATTTGTT CATTA--TTAGACCTTTATTAAATAAATTTTGAGATAAATTAATTTTTA-AAATTAATTAAT---------T----AATGAGCTTGTAAAAGCATTTGTT Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 410 420 430 440 450 460 470 480 490 500 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| .L..K..K..K..F..K..E..F..N..F..I..Q..L..I..K..L..F..F..E..Y..S..*..*..L..*.....L..L..T..*..I..G..A.. CTTACCCTGAGGTCAAATATCTTTTTGGGGGGCAACCGTAATTACAAATCTATTATCTGCAATCCCTTATTTAGGAACTATATTAGTAAATTGAATTTGA TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTA TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTTTTT---GTTCTATTAAT----TTAT-TTATATAAATACTAAA--ATTATTTTATTTAATAAAA--AATTAATTTA Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 Haplotipo_5 Haplotipo_6 510 520 530 540 550 560 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|... R..P..V..E..N..P..Y..I..I..T..G..Q..L..L..T..I..I..Y..F..L..Y.. GGGGGATTTGCTGTAGATAATGCTACATTAACCCGATTTTACACATTTCATTTTTTATTACCG AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAAACAGGCAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAGACAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAAACAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAGACAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAAACAGGCAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AAACCTAAAAAAAATA-ATAAATAATTAAGTGAAACAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT 79 Secuencias de Haplotipos de Euptychia hermes Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| ..T..R..F..Y..T..F..H..F..L..L..P..F..I..I..L..I..L..T..I..I..H..L..L..F..L..H..Q..T..G..S..N..N..P. TATTTTTTAAATCAATTCGAAAAACACACCCAATTTTTAAAATCATTAACAACTCATTAATTGACTTACCTAGCCCATCTAATATTTCTTCTTGATGAAA TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGTTCAATTCCTAATAAACTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTATTTATTTTACC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGTTCAATTCCTAATAAACTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAATTATTCTTCC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGATCAATTCCTAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAACTATTCTTCC TATTTTTTATTTGCTTATGCTATTTT--ACGCTCAATTCCTAATAAATTAGGAGGAGTAATTGCTTTAATTATATCAATTTTAATTTTAATTATTCTACC Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| .L..G..L..N..R..N..L..D..K..I..P..F..H..P..F..F..T..F..K..D..L..I..G..F..I..I..L..I..K..I..L..T..L.. TATAGGATCCCTACTAGCTTTATGTCTAATAATTCAAATTATTACTGGATTATTTTTAACAATATATTACACAGCAAATATTGAAATAGCTTTTTATAGA ATTTTCATTTAATAAAAAAATCCAAGGAATTCAATTTTATCC---TATTAATC---AAATTTTATTTTGATTTTTTATTATTTCAA------TTATTTTA ATTTTCATTTAATAAAAAAATCCAAGGAATTCAATTTTATCC---TATTAATC---AAATTTTATTTTGATTTTTTATTATTTCAA------TTATTTTA ATTTTCTTTTAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---TATTAATC---AAATTTTATTTTGATTTTTTATTATTTCAA------TTATTTTA ATTTTCATTTAATAAAAAAATTCAAGGAATTCAATTTTATCC---TATTAATC---AAATTTTATTTTGATTTTTTATTATTTCAA------TTATTTTA Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 210 220 230 240 250 260 270 280 290 300 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| L..T..L..I..N..P..Y..L..L..G..D..P..D..N..F..T..P..A..N..P..L..V..T..P..V..H..I..Q..P..E..*..Y..F..L GTAAATTATATTTGCCGAAATGTAAACTATGGTTGAATAATTCGAACATTACATGCTAATGGAGCTTCATTTTTTTTTATTTGCATTTATTTACATATCG TTAACTTGAATTGGAGCTCAACCTGTAGAAAATCT------TTACGTAATTTTAAGTCAATTATTAACTATATTTTACTTTT-----------CATATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCAACCCGTAGAAAATCT------TTATGTAATTTTAAGTCAATTATTAACTATATTTTACTTTT-----------CATATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCAACCTGTTGAAAATCT------TTATGTAATTTTAAGTCAATTATTAACCATATTTTATTTTT-----------CATATTT TTAACTTGAATTGGAGCTCAACCTGTAGAAAATCT------TTATGTAATTTTAAGTCAATTATTAACCATATTTTACTTTT-----------CATATTT Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 310 320 330 340 350 360 370 380 390 400 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| ..F..A..Y..A..I..L..R..S..I..P.....*..I..R..R..S..N..C..L..N..Y..I..N.....*..F..*..L..S..Y..H..L..H. GACGAGGAATTTACTATGAATCTTTTAACTTAAAATATGTATGATTAATTGGAATTATAATTTTATTTATACTAATAGCAACTGCTTTCATAGGTTATGT TATTA--TTAACCCAATTTTAAATAAATTTTGAGATAATTTAATTTTTAAAAACTAAATTAT---------TAATTAATGAGCTTGTTAAAGTATTTGTT TATTA--TTAATCCAATCTTAAATAAATTCTGAGATAATTTAATTTTTAAAAATTAATTTAT---------TAATTAATGAGCTTGTTAAAGTATTTGTT TATTA--TTAATCCAATTTTAAATAAATTTTGAGATAATCTAATTTTTAAAAACTAAATTATCTAAATTATTAATTAATGAGCTTGTTAAAGTATTTGTT TATTA--TTAATCCAATTCTAAACAAATTTTGAGATAATTTAATCTTTATAAACTAAATTAT---------TAATTAATGAGCTTGTTAAAGTATTTGTT 80 Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 410 420 430 440 450 460 470 480 490 500 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....| .L..K..K..K..F..K..E..F..N..F..I..Q..L..I..K..L..F..F..E..Y..S..*..*..L..*.....L..L..T..*..I..G..A.. CTTACCCTGAGGTCAAATATCTTTTTGGGGGGCAACCGTAATTACAAATCTATTATCTGCAATCCCTTATTTAGGAACTATATTAGTAAATTGAATTTGA TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTAAA----ATTCTATTAAT----TTATACTAAATTTATTTTATAT-ATAATTATCTTTATTATTAT-TATTATTTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTAAA----ATTCTATTAAT----TTATACTAAATATATTTTATAT-ATAATTATTTCTATTATCAT-------TTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTAAA----ATTCTATTAAT----TTATACTAAATTTATTTTATAT-ACAATTATATTTATTATTAT-TATTATTTTT TTGAAAACTTAAG---AAAGAATTAAA----ATTCTATTAAT----TTATACTAAATTTATTTTATAT-ATAATTATTTTTATTACCCT-AATTATTTTT Prot. Bombyx mori Haplotipo_1 Haplotipo_2 Haplotipo_3 Haplotipo_4 510 520 530 540 550 560 ....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|....|... R..P..V..E..N..P..Y..I..I..T..G..Q..L..L..T..I..I..Y..F..L..Y.. GGGGGATTTGCTGTAGATAATGCTACATTAACCCGATTTTACACATTTCATTTTTTATTACCG ATCCCAATAAAAAATA-ATAAATAATTTAAAGAAATAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT ATCCCAATAAAAAATA-ATAAATAATTTAAAGAAATAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT AATCCAATAAATAATA-ATAAATAATTTAAAGAAACAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT ATTCCAATAAAAAATA-ATAAATAATTTAAAGAAATAGGTAAAT-ATCTTTTTCAACATAAAT 81 Anexo 5. Variación Haplotípica Haplotipos de H. vanilia y posición de los cambios # Individuos Hapl/Pos 5960 5972 6065 6091 6234 6299-6302 6 H1 C a C c t ---3 H2 T a C c c ---11 H3 T g C c t ttaa 1 H4 T a A t c ---1 H5 C a C c t ---1 H6 T g C c t ---- # Hapl/Pos 5951 H1 t H2 t H3 a H4 c Hapl/Pos 6259 H1 T H2 T H3 C H4 T 5967 c c t t 6415 t t t t a a Haplotipos de E. hermes y posición de los cambios 6009 6010 6015 6817 6026 6041 6140 6188 t t t A a c c t a t c T a c t t a c c T t t t c a t c A a t t c 6461 6467 a c g t a t g t a c a t 6197 c c t c 6231 c t t t 6237 t c t t Haplotipos de E. hermes y posición de los cambios (Continuación) 6264 6269 6273 6280 6285-6293 6375 6387 6394 6396 T A c A --------t t c t T A t T --------a t t c T A c A ctaaattat t c a t C t c A --------t t t t 6402 t t t c 6403 t c t c 6243 t t t c 82 Haplotipos de E. hermes y posición de los cambios (Continuación) Hapl/Pos 6404 6405 6406 6407-6409 6417 6418 6431 6463 H1 a t T att t c a t H2 --t c a t H3 a t T att a t t c H4 c t A att t t a t 83 Anexo 6. Matriz de identidades de secuencias de Individuos H. vanilia 84 16.1 16.2 16.1 ID 16.3 16.5 0.991 0.991 16.2 0.991 ID 16.3 0.991 16.5 16.7 16.11 16.12 16.14 16.16 16.17 16.18 16.19 16.21 16.25 16.21 16.26 16.27 16.28 16.29 1 0.991 0.986 1 0.991 1 ID 0.991 1 0.991 0.991 ID 16.7 0.991 1 1 0.98 0.986 0.986 0.986 1 0.986 0.991 0.986 0.995 0.986 0.986 0.991 0.986 0.997 0.986 0.986 0.989 0.991 0.986 0.991 0.98 0.986 0.986 0.986 1 0.986 0.991 0.986 0.995 0.986 0.986 0.991 0.986 0.997 0.986 0.986 0.989 0.991 0.986 0.991 0.98 0.986 0.986 0.986 0.991 0.986 1 0.991 ID 1 0.991 0.991 1 0.986 0.987 0.986 0.986 0.986 0.991 0.986 0.995 0.986 0.986 0.991 0.986 0.997 0.986 0.986 0.989 0.991 0.986 0.991 0.98 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.982 1 1 0.986 ID 0.982 1 1 0.986 1 0.982 ID 16.18 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 0.991 0.986 16.21 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 1 0.986 1 0.984 1 0.986 1 ID 0.986 1 0.986 0.987 0.986 0.986 ID 1 0.986 1 0.984 1 1 0.984 0.986 1 1 0.984 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 1 0.986 ID 0.984 1 1 0.986 1 0.984 ID 16.26 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 1 0.986 1 0.984 16.3 16.31 1 0.991 0.991 0.98 0.98 0.98 1 0.991 0.986 0.98 0.98 1 0.986 0.987 0.986 0.986 0.99 1 1 ID 1 1 1 0.99 1 1 1 0.99 1 0.984 1 1 0.986 0.99 1 1 1 0.99 1 1 1 0.98 0.986 0.986 0.986 0.99 1 1 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.99 1 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.99 1 1 1 0.997 0.984 0.997 0.982 0.984 0.984 0.984 1 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 ID 1 0.986 1 0.986 0.987 0.986 0.986 1 0.986 1 0.984 0.986 16.27 0.997 0.989 0.989 0.997 0.989 0.984 0.997 0.984 0.985 0.984 0.984 0.997 0.984 0.987 0.984 0.984 ID 1 0.982 0.99 0.98 0.986 0.986 0.986 0.984 0.984 0.987 0.989 0.984 0.989 0.978 0.984 0.984 0.984 1 1 0.986 1 0.986 1 0.986 1 0.982 16.29 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 1 0.984 0.986 1 0.986 1 0.991 0.986 1 0.986 1 16.21 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.991 0.991 1 0.986 1 0.984 16.25 0.989 0.997 0.997 0.989 0.997 0.984 0.989 0.984 0.995 0.984 0.984 0.989 0.984 ID 16.28 1 0.986 0.982 0.982 0.987 0.982 0.995 0.982 0.982 0.985 0.987 0.982 0.987 0.976 0.982 0.982 0.982 16.17 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.991 0.991 1 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 0.986 0.987 0.986 0.986 16.16 0.987 0.995 0.995 0.987 0.995 0.982 0.987 0.982 ID 16.19 1 0.986 0.98 0.986 0.986 0.986 1 0.991 0.986 ID 16.14 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 1 16.11 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 ID 16.12 1 0.986 0.987 0.986 0.986 16.3 16.31 16.32 16.33 16.35 1 0.986 1 0.984 0.986 ID 1 0.986 0.989 0.986 0.986 0.997 0.99 0.982 1 0.986 1 0.986 ID 0.98 0.99 0.98 0.986 0.986 0.986 0.99 1 1 1 0.98 0.986 0.986 0.986 0.98 0.99 0.976 0.99 0.98 0.99 0.978 0.99 16.32 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 1 0.986 1 0.984 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.98 ID 0.99 ID 0.99 0.99 0.99 1 16.33 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 1 0.986 1 0.984 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.99 1 ID 1 16.35 0.986 0.986 0.986 0.986 0.986 1 0.986 1 0.982 1 1 0.986 1 0.984 1 1 0.984 0.986 1 0.986 0.99 1 1 1 ID 85 E. hermes 14.2 14.4 14.8 14.9 14.1 14.11 14.12 14.13 14.14 14.16 14.3 14.7 14.7 14.2 ID 0.943 1 0.964 0.964 0.964 0.96 1 0.964 0.96 0.964 0.943 0.964 14.4 0.943 ID 0.943 0.943 0.943 0.943 0.926 0.943 0.943 0.926 0.943 1 0.943 14.8 1 0.943 ID 0.964 0.964 0.964 0.96 1 0.964 0.96 0.964 0.943 0.964 14.9 0.964 0.943 0.964 ID 1 1 0.95 0.964 1 0.95 1 0.943 1 14.1 0.964 0.943 0.964 1 ID 1 0.95 0.964 1 0.95 1 0.943 1 14.11 0.964 0.943 0.964 1 1 ID 0.95 0.964 1 0.95 1 0.943 1 14.12 0.96 0.926 0.96 0.95 0.95 0.95 ID 0.96 0.95 1 0.95 0.926 0.95 14.13 1 0.943 1 0.964 0.964 0.964 0.96 ID 0.964 0.96 0.964 0.943 0.964 14.14 0.964 0.943 0.964 1 1 1 0.95 0.964 ID 0.95 1 0.943 1 14.16 0.96 0.926 0.96 0.95 0.95 0.95 1 0.96 0.95 ID 0.95 0.926 0.95 14.3 0.964 0.943 0.964 1 1 1 0.95 0.964 1 0.95 ID 0.943 1 14.7 0.943 1 0.943 0.943 0.943 0.943 0.926 0.943 0.943 0.926 0.943 ID 0.943 14.7 0.964 0.943 0.964 1 1 1 0.95 0.964 1 0.95 1 0.943 ID 86 Anexo 7. Individuos empleados en al análisis molecular, haplotipo y procedencia Ejemplares Hypoleria vanilia # Consec 16,1 16,2 16,3 16,5 16,7 16,11 16,12 16,14 16,16 16,17 16,18 16,19 16,21 16,26 16,27 16,28 16,29 16,30 16,31 16,32 16,33 16,35 Haplotipo Hh1 Hh2 Hh2 Hh1 Hh2 Hh3 Hh1 Hh3 Hh4 Hh3 Hh3 Hh1 Hh3 Hh3 Hh5 Hh1 Hh3 Hh1 Hh6 Hh3 Hh3 Hh3 Procedencia Normandia Normandia Normandia Normandia Normandia Normandia Normandia Encanto Encanto Encanto Encanto Encanto San Ignacio45 Normandia Normandia Normandia Normandia Tenche Tenche Tenche San Ignacio13 San Ignacio13 Ejemplares Euptychia hermes # Consec 14,2 14,3 14,4 14,8 14,9 14,10 14,11 14,12 14,13 14,14 14,16 14,17 14,18 Haplotipo He1 He4 He3 He1 He4 He4 He4 He2 He1 He4 He2 He4 He4 Procedencia San Ignacio13 San Ignacio13 San Ignacio13 San Ignacio13 San Ignacio45 Normandia/Normandia Normandia/Normandia Encanto. Encanto. Normandia Normandia Tenche San Ignacio45 87 Distribución de Haplotipos de Hypoleria vanilia. Distribución de Haplotipos de Euptychia hermes. 88 Anexo 8. Diferencias pareadas entre haplotipos Comparaciones pareadas entre haplotipos en H. vanilia Comparación H1 vs. H5 H2 vs. H4 H5 vs. H6 H1 vs. H2 H1 vs. H6 H2 vs. H6 H2 vs. H5 H3 vs. H6 H1 vs. H4 H4 vs. H6 H4 vs. H5 H2 vs. H3 H1 vs. H3 H3 vs. H5 H3 vs. H4 # Cambios Tansición Transversión Inserción/Deleción 1 2 3 4 4 4 5 5 6 6 7 7 7 8 9 78 0 1 3 4 3 3 4 0 5 4 5 3 3 3 4 45 1 1 0 0 1 1 1 1 1 2 2 0 0 1 1 13 0 0 0 0 0 0 0 4 0 0 0 4 4 4 4 20 Comparaciones pareadas entre haplotipos en E. hermes Comparación # Transición Transversion Inserción/Deleción Cambios H1 vs. H4 17 13 4 0 H1 vs. H2 18 8 4 6 H2 vs. H4 21 11 4 6 H1 vs. H3 27 11 7 9 H3 vs. H4 27 9 9 9 H2 vs. H3 35 13 7 15 145 65 35 45 89 Anexo 9. Arboles de relaciones filogenéticos entre los conjuntos poblacionales. H. vanilia E. hermes 90 Anexo 11. Glosario11: ADN mitocodrial: Material geonómico extranuclear. Ubicada en la mitocondria que codifica para unos pocos genes, la cual presenta una tasa de evolución alta en comparación con el ADN nuclear. Alelo: Una de varias formas alternativas de cada gen. Centroíde: Concepto relacionado al centro de gravedad de un objeto que reprenda el punto medio entre varias líneas trazadas entre varios puntos extremos del mismo. Codón: Secuencia de tres pares de bases que especifica qué tipo de aminoácido debe ser incorporado a una proteína en particular. Ciertos codones también señalan el inicio y e termino de la síntesis de proteínas. Conectividad: Se refiere a las conexiones o continuidad entre parches, determinada como el grado por el cual un paisaje facilita o impide el flujo ecológico. Corredor: Elementos predominantemente lineales del paisaje que pueden ser definidos a partir de su estructura o función Deme: Subpoblaciones parcialmente aisladas cuyos imites no están bien definidos. Deriva genética: Cambios al azar en las frecuencias alélicas. Endocría: Reproducción continuada de individuos emparentados. 11 Se recomienda consulta en Fragstats, Audesirk y Audesirk (1997), Begon et al (1999), Donovan y Welden (2002), Harttl y Clark (1997), Hoy (1994), Hillis et al (1996). 91 Enzimas de restricción: Proteína catalizadora que corta el DNA de doble hélice en una secuencia de nucleótidos especifica, la secuencia de segmentación difiere dependiendo de la enzima. Especiación: Proceso de formación de una especie a partir de una preexistente. Estructura genética: Nivel de integración de subpoblaciones en una unidad global, medido a través del flujo de genes entre estas. Fenotipo: Características físicas de un organismo. Filogeografía: Estudio de los patrones evolutivos de organismos emparentados que reflejan la persistencia de eventos históricos en el pool genéticos de los organismos, a través del análisis de las relaciones entre linajes y del contexto geográfico donde se encuentran. Fisiográfico: Relativo a las formas del relieve y otros elementos estructurales de un paisaje. Flujo genético: Movimiento de alelos de una población a otra debida a la migración de individuos. Genoma: Información genética que porta un individuo. Grid: Objeto (imagen) que almacena datos espaciales en una matriz de columnas y filas en donde el espacio esta divido en celdas y cada una almacena un valor numérico. Haplotipo: Secuencia de nucleótidos o aminoácidos que difiere de cualquier secuencia homóloga por al menos una sustitución nucleotídica o aminoacídica. 92 Heteroplasmia: Diferencias dentro y entre individuos en la longitud del ADN mitocondrial, producto de orígenes diferenciales de las copias de ADN. Heterocigosidad: Proporción de alelos diferentes de un gen que puede servir para caracterizar una población. Hibridación: Proceso de cruce entre dos organismos de especies diferentes. Homologia: Similaridad en apariencia o información. Homocigosidad: Proporción de alelos iguales de un gen que puede servir para caracterizar una población. Intrón: Segmento de ADN que no codifica aminoacidos en proteínas. Linaje: Ascendencia o descendencia de una familia. Marcador molecular: Moléculas orgánicas que se pueden relacionar con información genética particular. Matriz: Componente principal de un paisaje en términos de su dimensión, conectividad y funcionamiento del paisaje. Metapoblacion: Una población que se concibe como un conjunto de subpoblaciones unidas entre si por la migración limitada entre ellas y donde se desarrollan eventos locales de extinción y recolonización. 93 Oligonucleotido: Conjunto reducido de nucleótidos que es utilizado para iniciar o terminar la replicación del ADN. Parche: Elemento del paisaje que difiere de los alrededores en su naturaleza o apariencia. Pares de bases: En los ácidos nucleicos las bases nitrogenadas que se aparean mediante enlaces de hidrógeno. PCR: Reacción en cadena de la polimerasa. Proceso mediante el cual se utiliza una copia molde de ADN para producir copias exactas de este, aumentando su cantidad y permitiendo su análisis. Píxel: Elemento o unidad básica que componen una imagen categórica, posee componentes y valores espaciales. Población: Grupo de individuos de una misma especie que comparten un lugar y tiempo, los cuales están entrecruzándose. Polimorfismo de secuencias: Variación en las bases nitrogenadas que componen una cadena de ADN. Pool genético: Conjunto genes que se encuentran presentes en una población otorgándole variabilidad. Potencial evolutivo: Variabilidad genética que permite la capacidad de adaptarse a cambios en el ambiente 94 Anexo 12. Resumen ejecutivo Elementos de estructura genética de evaluó la información sobre el estado actual y poblaciones y de paisaje: una dinámica del paisaje en Porce (Antioquia, aproximación a la conservación y manejo Colombia). Se seleccionaron cinco parches de en el área de Porce bosque para obtener información genética. Empleando secuencias de ADN mitocondrial, Carlos Federico Álvarez Hincapié, I.A., Esp. de mariposas con diferente dispersión Gestión Ambiental (Hypoleria vanilia y Euptychia hermes). En Brian C. Bock. Biólogo, Ph.D. un paisaje dinámico, se encontró que la zona Sandra I. Uribe. I.A., M.Sc., Ph.D presento aumento en complejidad espacial debido a la disminución de la dominancia de Tesis de Maestría en Medio Ambiente y los pastos. Se determinó la existencia de Desarrollo, Facultad de Minas, Universidad corredores biológicos análizando el paisaje, Nacional de Colombia, Sede Medellín así como unidades de manejo, con la información molecular. Los resultados RESUMEN obtenidos muestran que la incorporación de El impacto de las actividades humanas sobre información genética en toma de decisiones los ecosistemas y la premura para reducir los relacionadas con la intervención de los efectos nocivos de las transformaciones hábitats, es indispensable para un desarrollo antrópicas requiere que la gestión ambiental sustentable en las estrategias de gestión. incorpore desarrollos recientes en diversas Especies áreas del conocimiento, como la Ecología y la dispersión presentaron diferencias en su Conservación molecular, que sugieren que la diversidad genética, relacionadas con el apropiación de la información genética y del paisaje. Esto complementan el estudio de los componente evolutivo del medio biótico, son efectos de la toma de decisiones sobre el elementos útiles en la gestión ambiental manejo en la zona y en los hábitats especialmente en ecosistemas fragmentados. fragmentados. con distintas capacidades de En la presente investigación se recopiló y 95 Palabras claves: Fragmentación, genética management del paisaje, mariposas, Hypoleria vanilia, information. The results suggest that genetic Euptychia information incorporation in decision making hermes, ADN mitocondrial, Gestión ambiental, Porce units using molecular related with habitat modifications is a necessary element to achieve sustainable development management strategies. Species ABSTRACT The impact of human activities on with different dispersal capabilities presented ecosystems and the need to reduce the genetic differences related to landscape. noxious effects of transformations, requires These elements complement the studies of the the incorporation of recent developments of effects of management in the particular area diverse areas of knowledge, those include and in the fragmented habitats in general. ecology and molecular conservation in the Key environmental genetics, butterflies, Hypoleria appropriation of genetic information and the Euptychia hermes, mitochondrial evolutionary Environmental management, Porce. management. component of The biotic words: Fragmentation, landscape vanilia, DNA, environment are useful elements for the Introducción environmental in La fragmentación del paisaje es un proceso fragmented ecosystems. We evaluate the que cada vez cobra más importancia a nivel status and the dynamics of a landscape in mundial, ya que afecta la cantidad, la Porce (Antioquia, Colombia). Five patch of distribución, la ubicación espacial y la forest where selected in order to obtain diversidad de las coberturas y usos del suelo. genetic Conjuntamente con la pérdida de hábitat, management, specially information using mitochondrial DNA. The subdivision of populations was pueden analyzed, in two butterfly species with variabilidad different dispersal capabilities (Hypoleria organismos (Sawchik et al, 2002). Áreas de vanilia and Euptychia hermes). In a dynamic desarrollo recientes como la Ecología y la landscape, the area presented an increasing Conservación molecular, sugieren que la spatial complexity, related to the reduction in apropiación de la información genética y del the grass dominance. The presence of componente evolutivo del medio biótico, son biological corridors was determinated by elementos útiles en la gestión ambiental y en landscape analysis, as well as population especial influir para negativamente poblacional ecosistemas de en la diversos fragmentados. 96 Aspectos como la las dinámica del paisaje de un área de 3021 poblaciones y la dispersión de los organismos hectáreas desde 1961 al 2001, haciendo una estimada como flujo de genes, proporcionan evaluación información valiosa y complementaria a los empleando diversos índices del paisaje inventarios de especies y análisis de paisaje. usando el programa Fragstats 3.3®. Se Si bien los desarrollos prácticos de las áreas emplearon fotografías aéreas de diferentes moleculares son relativamente recientes, es épocas, mapas topográficos e imágenes frecuente su incorporación en estudios de digitales conservación y su utilización para la toma de (proporcionadas por Agudelo y Restrepo, decisiones. 2004), Los subdivisión estudios de sobre las cualitativa de para y cuantitativa, coberturas un análisis vegetales cualitativo y consecuencias de la fragmentación del paisaje cuantitativo. Los fragmentos de bosque están en la viabilidad de las poblaciones son inmersos en una matriz de pastos y de prioritarios en conservación regeneraciones En la presente investigación se recopiló y estados sucesionales, que se han desarrollado evaluó la información sobre el estado actual y después de varias etapas de explotación dinámica del paisaje de un área de Porce y se (Agudelo y Restrepo, 2004). Se exploró el exploró el estado de subdivisión de las estado de subdivisión de poblaciones de 5 poblaciones un fragmentos de bosque primario, en dos análisis molecular. Esto se realizó en un especies de mariposas (34 ejemplares) con intento por analizar de forma conjunta, diferentes capacidades elementos (Hypoleria vanilia: de de mariposas paisaje y mediante genética de secundarias en de distintos dispersión dispersión alta y poblaciones y aportar información relevante Euptychia hermes: dispersión baja) mediante para el área de estudio el Materiales y Métodos mitocondrial con una longitud de 503 pares La investigación se desarrollo en el área de de bases (gen citocromo b). La selección del influencia del embalse Porce II (Amalfi, gen se basó en resultados de estudios previos Antioquia, Colombia), donde el bosque que permiten identificarlo como de utilidad húmedo tropical, ha sido intervenido para el para estimar la subdivisión entre poblaciones desarrollo hace y el flujo de genes (Simmons y Weller, 2001; aproximadamente 150 años. Se recopiló y Bejarano, 2001). Para la extracción se utilizó evaluó la información sobre el estado actual y el método del Grind Buffer, protocolos de ganadero desde análisis de secuencias de ADN 97 Porter y Collins (1991) modificados por paisaje que la literatura registra determinantes Uribe (1999). Además, se empleo un KIT para las mariposas. comercial Resultados y Discusión de extracción para algunos ejemplares (DNA-Easy, Promega, Inc.). El Análisis del patrón del paisaje ADN amplificó usando el procedimiento de En el paisaje actual (2001) existen 17 parches amplificación PCR (reacción en cadena de la de bosque primario (Bp), 65 de bosque Taq polimerasa), utilizando oligonucleótidos secundario (Bs), 69 de rastrojo bajo (Rb) y 81 diseñados con base en el alineamiento de de rastrojo alto (Ra). La zona de embalse para secuencias de la época fue una cobertura preponderante invertebrados y en especial de Lepidóptera. (121 ha), dado que apenas comenzaba a Los productos de PCR se secuenciaron en llenarse el embalse. Sin embargo, para ambos sentidos de la doble cadena de ADN y cuando el embalse completó su llenado, esta las secuencias fueron editadas utilizando el cobertura se convirtió en preponderante (822 programa Bioedit ® comparándolas en ambos ha). Según el índice del parche más grande sentidos de la doble cadena para cada (LPI), el paisaje está dominado por los espécimen y posteriormente construyendo la bosques primarios (Bp), debido a la presencia secuencia consenso a ser utilizada en el del bosque Normandia. A partir de la análisis, empleando el programa DNAsp valoración del área (CA) de cada clase, se versión 4. Se practico la prueba de Mantel observa la prevalencia de rastrojos (Ra: 732,7 (paquete APE versión.1.4. del programa R ha y Rb: 579,3 ha) y bosques (Bp: 461,4 ha y versión 2.01) para determinar si había un Bs: 560,9 ha) en el paisaje. La clase con relación entre distancia geográfica y genética tamaño medio de área mayor (AREA-MN) (Manel et al, 2003). Así mismo, se calcularon fue el Bp (60,83). Basado en esto, parece que diversos índices para estimar el flujo de genes el paisaje en general puede ser considerado y la subdivisión según los criterios de Hudson adecuado para especies de bosque. A partir et al (1992). Se analizó de forma conjunta la del índice de porcentaje de cobertura conectividad genética entre las mariposas y la (PLAND), el tipo de cobertura vegetal que conectividad física entre los fragmentos de proporcionalmente bosque. Así mismo, se interpretó el flujo de preponderancia fue Ra con un 24%, seguido genes en relación con las características del por Rb (19%), Bp (18%), Bs (15%), teniendo obtenidas del GenBank tiene una mayor las demás coberturas valores marginales. 98 Aunque la proporción de rastrojos (Ra +Rb) (revisión fotografías aéreas de 1999). Un fue mayor (43%), el área de bosques (Bp+Bs) cambio significativo fue la separación del fue igualmente significativa (33%). bosque San Ignacio del bosque Normandía, lo En síntesis el paisaje actual está compuesto que implico una pérdida considerable de por cobertura boscosa. Sin embargo, en la diversos estados sucesionales de regeneración, lo que podría favorecer el actualidad movimiento encuentran de mariposas de bosque, estas unidades conectadas boscosas por se bosques especialmente en área de Normandía-San secundarios, lo que puede favorecer la Ignacio13 (ver el mapa detallado en anexo 1). dispersión entre ellos. De un porcentaje de El índice de configuración mas simple, la cobertura de bosque primario (PLAND) en distancia euclidiana entre los parches, reveló 1961 del 16,5%, se conservó para el 2001 un que los pastos (ENN: 237,3) y los bosques 15,2%. Adicionalmente, el bosque Encanto primarios (ENN: 236,2) fueron los que pasó de ser un Bs a un Bp debido al proceso presentaron una mayor distancia entre ellos, de sucesión continuado. solo superados por los cultivos (por efecto de Se dio un aumento en el número de parches su distribución y número). El índice de de 141 a 371, contribuyendo a un aumento en conectancia muestra un nivel alto para bosque la complejidad paisajística. Partiendo de un primario (CONNECT: 6,6). escenario dominado por pasturas en 1961, Dinámica del paisaje durante el período todos 1961-2001 incrementaron Los cambios globales de las coberturas de aumento en el número de parches, así en la bosque en la zona muestran que en el período tendencia a una mayor equitatividad en las de estudio éstos han conservado su forma y áreas de los parches de las diferentes clases. distribución espacial. Sin embargo, algunos Los índices de equitatividad aumentaron fragmentos que pudieron tener un papel como paralelamente conectores en la vertiente norte de la dominancia del paisaje de las pasturas, quebrada la Cancana han desaparecido. El fenómeno relacionado con el avance del bosque Normandía ha fortalecido sus nexos proceso sucesional en el área. Este proceso con los conjuntos de bosques al sur, los que a general de avance de la sucesión puede su vez se conectan en una escala mayor con relacionarse masas boscosas de considerable extensión actividad ganadera en la zona, combinado los índices de diversidad consistentemente a a la una disminución disminución con en de se el la la 99 con el establecimiento del proyecto de estudio. Sin embargo, debe confirmarse hidroeléctrico Porce II, cuya zona de embalse esta representó un nuevo tipo de cobertura, junto demográficos, ya que ha sido reportado que con el de guadua (CA: 114 ha, PLAND: 3,7 fluctuaciones en el tamaño poblacional son %). Patrones similares han sido reportados comunes en poblaciones naturales de algunas tras el abandono de zonas de cultivo (Turner especies (Frankham, 1995). y Rusher, 1988). A la vez que se está En el período de estudio, la complejidad de la desarrollando forma en los parches de bosque aumentó la sucesión, se está asunción a partir de estudios incrementando la heterogeneidad espacial (PARA_MN: pasando de 141 parches en 1961 a 321 en el 1037,64), lo que podría considerarse crítico 2001. para los organismos de bosque, por la El índice del parche más grande ilustra el reducción potencial del área de interior debilitamiento de los pastos durante el efectiva de cada fragmento. Sin embargo, un período de estudio, ya que se pasó en 1961 de índice más robusto indicó que la forma de los un dominio de los pastos (LPI: 62,3%), bosques primarios se mantuvo relativamente seguido de lejos por los bosques primarios constante entre 1961 y 2001 (SHAPE_MN: (LPI: 8,1%), a una situación en el 2001 donde 1,97 a SHAPE_MN: 1,93), pero aumentó en el tamaño de los pastos se ha reducido los bosques secundarios (SHAPE_MN: 1,6 a significativamente (LPI: 2,1 %), mientras que SHAPE-MN: 2,1), así como en otros estados el índice se incrementó para los bosques sucesionales diferentes a pastos. Turner y primarios (LPI: 8,8%). Los efectos de la Rusher (1988) señalaron que los usos del fragmentación en el tamaño poblacional de suelo que están menos influenciados por especies de bosque pueden ser limitados actividades humanas tienden a tener una cuando no hay una remoción selectiva de complejidad mayor en su forma. Esto hábitat (Bender et al, 1998). En el área de concuerda con la tendencia a la disminución estudio este caso, la relativa constancia en el de la explotación ganadera en la zona. número y las dimensiones de los parches de Conectividad bosque, sugieren que para las poblaciones Barreras Potenciales residentes en estos no ha existido una Al superponer la red de drenajes con las reducción coberturas de bosque primario y bosque poblacional debida a las transformaciones del paisaje durante el lapso secundario, 307,57 a Estructural: se encuentra PARA_MN: Corredores una y unidad 100 relativamente continua en la vertiente sur de importante el bosque Normandía del conjunto la quebrada la Cancana, mientras que la Tenche-Encanto. vertiente norte aparece más fragmentada. Se embalse no afectó los corredores antes ha reconocido la importancia del agua existentes, ya que inundo las laderas (en permanente de mayor grado de la vertiente norte) y el cauce mariposas tropicales (Brown y Freytas, de la quebrada La Cancana donde las 2002). coberturas correspondían principalmente a Se identificó una conexión física entre los pastos parches de bosque primario Tenche y rastrojos bajos. La vertiente opuesta se afectó Encanto. Para el bosque Normandía se dio en menor grado debido a sus características una conexión con el parche San Ignacio, ya topografías (pendientes mayores). que gran parte de la vertiente sur de la Componente Genético quebrada La Cancana esta conformada por Al bosque secundario, estableciendo un área secuencias provenientes de las mariposas del continua y extensa de cobertura boscosa estudio con secuencias del banco de genes adyacente al bosque primario. En 1961 estos (GenBank), parches pertenecían a una misma unidad de correspondieron a la región del extremo 3´del bosque primario. El bosque San Ignacio45 gen Citocromo B. Para H. vanilia, especie aparentemente mayor con mayor capacidad de dispersión, la aislamiento relativo a los demás, ya que se divergencia entre las secuencias fue de encuentra 2.33%, encontrándose 78 cambios, de los para las comunidades evidencia inmerso en un una matriz de limpios, realizar construcción pastos enrastrojados alineamiento se comprobó las que pastos enrastrojados y rastrojo bajo, sin transiciones 13 (16,6%) a transversiones y 20 embargo su posición espacial potencialmente (25,6%) a inserciones. Para E. hermes, con podría servir como conector entre la unidad menor Normandía-San unidad divergencia entre las secuencias fue de Tenche-Encanto. El embalse lleno puede 7.81%, encontrándose 145 cambios, de los representar una barrera significativa (con una cuales longitud máxima aproximada de 2 Km. de transiciones, 35 (24,1%) a transverisones y 45 espejo de agua entre las dos vertientes de la (31,1%) a inserciones o delecciones. la capacidad 65 (44,8%) correspondieron y cuales y (57,7%) entre del coberturas hostiles, como pastos limpios, Ignacio13 45 el La de dispersión, correspondieron a la a quebrada La Cancana), aislando de manera 101 En H. vanilia se encontraron 6 haplotipos y fueron los haplotipos 1 y 5, ambos ubicados en E. hermes se encontraron 4 haplotipos. en Tenche, Encanto y Normandía. El Aunque el número de haplotipos fue mayor haplotipo 3 fue el que se encontró en el en la especie con mayor dispersión, el mayor número de individuos y el más número de cambios entre los haplotipos fue distante mayor en la otra especie. Al comparar los dispersión como el elemento responsable de haplotipos mayor la distribución de los haplotipos, este dispersión, se encontraron 12 sustituciones de haplotipo podría ser una variación de uno nucleótidos. ancestral que ha dispersado a la mayoría de de En la especie la otra con especie, se de los demás. Asumiendo la encontraron 19 cambios entre los haplotipos. los fragmentos. Al considerar las inserciones y /o deleciones Para estimar el flujo de genes y la subdivisión estas fueron mayores en la especie con menor poblacional, se consideraron los bosques capacidad de dispersión. En la distribución de Normandia y San Ignacio 13 como una sola algunos de los haplotipos en el paisaje unidad, ya que en 1961 constituían una algunos presentan localización geográfica, en unidad que se separó antes de 1979 y volvió a especial los de la especie con menor conectarse dispersión. En esta los haplotipos 1 y 4 secundarios entre 1989 y 2001 (ver análisis fueron los más ampliamente distribuidos, el del paisaje). Esta unidad representó para el haplotipo 2 sólo se encontró en Normandia y análisis el área de mayor tamaño con 293,3 Encanto y el haplotipo 3 sólo se encontró en ha. La segunda unidad fue Tenche-Encanto, San Ignacio. El haplotipo 3 fue el más representando fragmentos pequeños y muy distante y el menos frecuente. Los haplotipos cercanos (25,88 ha y 7,53 ha, separados por más comparables fueron el 1 y el 4, ambos 0,85 Km.). Esta unidad esta separada de los ubicados en San Ignacio 13 y Encanto. Para demás fragmentos por 1,95 Km. de Encanto a la especie con mayor dispersión, el haplotipo Normandia y 3,79 Km. a San Ignacio45. 6 sólo se encontró en el fragmento Tenche, el Además de la corta distancia entre estos, los haplotipo 4 sólo en el Encanto y los conecta un corredor relacionado con la haplotipos 2 y 5 sólo en Normandía. Los quebrada La Frijolera y el drenaje adyacente, haplotipos 4, 5 y 6 presentaron una baja así como diferentes estados sucesionales frecuencia, con los haplotipos 1 y 3 avanzados. El bosque San Ignacio45 se ampliamente distribuidos. Los más similares, consideró como otra unidad, ya que aunque por rastrojos y bosques 102 se encuentra separado de Normandia y San comparaciones en la especie con menor Ignacio13 por una distancia relativamente dispersión. El valor de cero para San Ignacio corta (0,260 Km.), se encuentra en un área 45 se debe a que los individuos muestreados diferente, pues está separado por la quebrada tenían el mismo haplotipo. Los valores de Fst La mayores Cancana, una carretera y pastos a 0.135 son indicativos de establecidos desde vieja data. Su tamaño se restricciones de flujo de genes y valores encuentra en un rango medio en relación a las mayores como el de 0.444 para E. hermes otras unidades. entre Tenche-Encanto y San Ignacio45 Las tablas 1 y 2 presentan los parámetros indican casi ningún flujo, de acuerdo a otros estimados para H. vanilia y para E. hermes: estudios realizados con insectos, incluyendo mariposas, a escalas geográficas amplias Tabla 1. Variabilidad genética de H. vanilia y comparadas con las del presente estudio de E. hermes. (Rogers et al, 1996). H. vanilia En general, se documentó mayor restricción E. hermes Población Pi K Pi K al flujo genético entre unidades en la especie Normandia-San Ignacio 13 0.0504 2.5 0.0271 13.53 con menor dispersión, con excepción de Tenche-Encanto 0.0053 2,64 0.0267 13.33 San Ignacio 45 0 0 0 0 Tabla 2. Diferenciación genética entre poblaciones de H. vanilia y de E. hermes H. vanilia Comparación Normandia-San Ignacio13 Encanto. recalcular Al 13 y Tenche- los índices comparando sólo dos grupos geográficos, norte y sur, se encontró evidencia de una Theta Fst Theta Fst contribución 0.0030 0.028 0.0191 0 diferenciación fue evaluada usando el modelo 0.0060 0.119 0.0151 0.444 de la distancia a la de aislamiento por distancia (Wright 1946). El test de Mantel no encontró influencia de la San Ignacio45 Normandia-San Ignacio13 0.0003 0.375 0.0018 0.248 San Ignacio45 distancia en la diferenciación entre unidades para ninguna de las especies. Para estimar de Los valores de Pi sugieren moderada variabilidad Ignacio restricción al flujo genético entre grupos. La E .hermes Tenche-Encanto Tenche-Encanto Normandía-San entre los individuos de Normandia-San Ignacio para la especie con mayor dispersión para la mayoría de las forma adicional la subdivisión entre las poblaciones siguiendo recomendaciones de Slatkin y Maddison (1989) se realizó un método de análisis cladístico (usando el 103 programa PAUP, versión 4.0B 10), aplicando considerarse un fragmento representativo de un algoritmo de parsimonia para hallar el las condiciones típicas para estas especies mejor árbol del gen. Los árboles indican que, antes de la alteración de su hábitat natural aunque existe evidencia de restricciones de original. flujo genético, no han sido lo suficientemente Conclusiones y Recomendaciones grandes como para originar clades con Desde el componente ambiental de la localización No dimensión biótica se trabaja con el desarrollo obstante, se evidencia una mayor restricción de inventarios de biodiversidad, evaluación de flujo en E. hermes. Para esta especie el de grupos registrados como amenazados o de haplotipo más basal correspondió al haplotipo importancia particular y análisis del paisaje 1. En la topología hay tres clados derivados para identificar corredores potenciales o de este haplotipo: los haplotipos 2, 3 y 4, barreras a la movilidad, incorporando esta siendo el último el más derivado y el más información a las áreas de mayor diversidad o distribuido en las poblaciones. Para H. vanilia endemismo se encontró, que el haplotipo 1 fue el más modelación ambiental para evaluar riesgos basal o ancestral, del cual se derivaron los potenciales haplotipos importancia estratégica. geográfica restantes. explícita. Dentro de estos y y aplicando estrategias determinar zonas de de haplotipos, el más derivado o reciente Empleando las mariposas como sistema correspondió al haplotipo 2; sin embargo, el modelo, a manera de estudio de caso haplotipo que se encuentra más disperso fue exploratorio para la inclusión la información el haplotipo 3. La distribución de los genética en la gestión ambiental, este trabajo haplotipos, indica que existe algún grado de se desarrolló bajo las hipótesis de que los diferenciación genética, pero que aún así elementos de paisaje, en especial el tamaño, existe cierto nivel de flujo de genes entre las la distribución de los parches y la distancia poblaciones asociadas a los bosques, y que es geográfica, afectan de manera diferencial las muy probable que los haplotipos más especies con diferentes capacidades de recientes deban su distribución a la capacidad dispersión, siendo posible identificar estos de dispersión de la especie. Para ambas elementos a partir del análisis del ADN especies, mitocondrial, el conjunto Normandia-San siendo posible identificar Ignacio13, que fue el de mayor tamaño, unidades de manejo. El modelo analítico y poseía mayor diversidad haplotípica y podría procedimental desarrollado que podría a corto 104 plazo incorporarse de Las redes de drenaje en la zona de estudio, en investigación es (1) Escogencia del marcador particular del bosque Normandia pueden molecular, así como del organismo modelo explicar de trabajo mas apropiado para el problema de haplotipos. investigación, (2) Estudio del paisaje actual y diversidad y estabilidad temporal, sugieren de la dinámica espacial de la zona por medio que de análisis cualitativo y cuantitativo de los representativa. Adicionalmente, los bosques patrones observados, (3) Integración de la Tenche y Encanto, aunque son de un tamaño información genética de las poblaciones con reducido, aparecen como una unidad de las características del paisaje, como área, manejo de importancia para la preservación forma de la diversidad genética. La barrera qué y distancia en entre trabajos los hábitats, es la representatividad Esto la unido unidad a de de su los tamaño, manejo más conectividad y contraste de hábitats. presenta la quebrada Cancana a la altura de En el presente estudio, al determinar la los bosques San Ignacio, puede representar conexión física por existencia de corredores un punto crítico para el manejo poblacional. ecológicos entre las unidades de bosques Es importante recalcar que la dinámica del primarios Tenche–Encanto en la vertiente paisaje, así como la variabilidad local, las norte de la quebrada La Cancana y el condiciones ambientales y la calidad del conjunto Normandia–San Ignacio13 en la hábitat, vertiente sur de la misma quebrada, se complejidad al estudio de la fragmentación y encontró de la conectividad funcional entre las que diferenciaron ambos en su corredores se estructura y imprime un alto grado de unidades. homogeneidad. Mientras el de la vertiente La información obtenida aparece como una norte fié más diverso e irregular, el inferior línea base para evaluaciones futuras para el fue más homogéneo y extenso (posiblemente seguimiento en el tiempo, tanto de la por distintas condiciones topográficas y grado evolución del paisaje como de la genética de histórico de presión antrópica). El bosque San las poblaciones que soporta, en aras de Ignacio45 fue el más aislado, aunque alcanzar un mayor conocimiento de las representa una conexión potencial entre las dinámicas espaciales y su influencia en los unidades Normandía-San Ignacio y Tenche- organismos. Esto es significativo en una zona Encanto. de importancia estratégica para la conservación de la biodiversidad, al tratarse 105 de relictos de bosque tropical en un valle decisiones sobre el manejo en la zona y en los interandino, hábitats fragmentados reconocidos como de alta prioridad a nivel nacional e internacional. Bibliografía De importancia sería explorar los efectos del AGUDELO R., E.A. y RESTREPO M., J.C. aumento en el tamaño muestral y la Análisis implementación de otras técnicas como los vegetales en un bosque húmedo tropical (Rio microsatélites. Se presentan diversas líneas de Porce, trabajo para el desarrollo de investigaciones (Ingeniería Forestal). Universidad Nacional futuras. Se debería la modelación del paisaje de Colombia sede Medellín. 41 p. 2004. para de terminar potenciales puntos críticos para la conectividad de unidades poblacionales, y la aplicación de técnicas moleculares. Igualmente estudios sobre la dispersión los organismos, permitiría fortalecer el nexo entre la información biológica, la genética y el paisaje. multitemporal Colombia). de Trabajo coberturas de grado BEJARANO M., E.E. Variabilidad genética y especiación en Lutzomyia (verrucarum) evansi (Nuñez Tovar, 1924), vector de leishmaniasis visceral americana. Trabajo de grado (M.Sc.) PECET / Universidad de Antioquia. 2001. Adicionalmente, debe explorarse a mayor BENDER, D.J.; CONTRERAS, T.A. y profundidad las FAHRIG, L. Habitat loss and population coberturas del paisaje para el movimiento de decline: a meta-analysis of the match size los organismos, así como la aplicación de effect. En: Ecology. Vol. 79, No 2. p. 517- técnicas de análisis espacial para involucrar 533. 1998. la permeabilidad de variables diferentes a la biótica que puedan influir en la conectividad poblacional. Consideramos que la incorporación de la información genética en la toma de decisiones relacionadas con la intervención de los hábitats naturales, es un elemento indispensable para lograr un desarrollo BROWN, K.S. y FREITAS, A.V.L. Butterfly communities of urban forest fragments in Campinas, Sao Paulo, Brazil: structure, instability, environmental correlates, and conservation. En: Journal of insect conservation. No 6. p. 217-231. 2002. sustentable a partir de las estrategias de FRANKHAM, R. Conservation genetics. En: gestión. Estos elementos complementan el Annual Review of Genetics. Vol. 29. p. 305- estudio actual de los efectos de la toma de 323. 1995. 106 HUDSON, R.R.; BOSS, D.D. y KAPLAN, N.L. A geographic statistical test subdivision. for En: detecting Molecular biology and evolution. Vol. 9, No 1. p. 138- fritillary butterfly: modeling the effect of habitat fragmentation. En: Acta oecologica. No 23. p. 287-296. 2002. SIMMONS, R. B. y WELLER, S. J..Utility 151. 1992. MANEL, M. Metapopulation dynamics of the bog S.; SCHWARTZ, M.K.; LUIKART, G. y TABERLET, P. Landscape genetics: combining landscape ecology and and evolution of cytochrome b in insects. En Molecular phylogenetics and evolution. Vol. 20. No 2. p. 193-210. 2001. population genetics. En: TRENDS in ecology SLATKIN, and evolution. Vol. 118, No 4. p. 189-197. comparison of three indirect methods for 2003. estimating average levels of gene flow. En: PORTER CH. y COLLINS F.H. Speciesdiagnostic differences in a ribosomal DNA M. y N.H. BARTON. A Evolution. Vol. 43, No 7. p. 1349-1368. 1989. internal transcribed spacer from the sibling TURNER, M.G. y RUSHER, C.L. Changes species Anopheles freeborni and Anopheles in landscape patterns in Georgia, USA. En: hermsi (Diptera: Culicidae). En: American Landscape ecology. Vol. 1, No 4. p. 241-251. journal of tropical medicine and hygiene. No 1988. 45. p. 271–279. 1991. ROGERS, D.L.; URIBE S., S.I. Population structure and MILLAR, C.I. y speciation in the morphospecies Lutzomyia WESTFALL, R.D. 1996. Genetic diversity longipalpis (Lutz & Neiva) as derived from within species. Cap 28. En: ERMAN, D.C. mitochondrial Sierra Nevada ecosystem project: final report Biología to congress, Vol. II, Assessments and Antioquia-Center scientific basis for management options. Medellín. 73 p. 1999. Davis: University of California, Centers for Water and Wild land Resources. p. 759-838. SAWCHIK, J.; DUFRENE, M.; LEBRUN, ND4 molecular). for gene. Tesis (Ph.D. Universidad Diseases de Control. WRIGHT, S. Isolation by distance under diverse systems of mating. En: Genetics. No 31. p. 39-59. 1946. P.; SCHTINCKZELLE, N. y BAGUETTE, 107