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Ecología Regional Trabajos Prácticos MODULO 2 2008

R. Cavia JTP - int. 219 - 1

Módulo 2

Índices y Métricas para el análisis de la heterogeneidad del paisaje.

P. Kandus Las propiedades que caracterizan al paisaje

La ecología del paisaje fue definida como el estudio del efecto del patrón de paisaje sobre los procesos ecológicos (Turner, 1989). Con esta definición uno puede ver claramente que deben ser desarrollados métodos para cuantificar los patrones como un nexo (medible) con los procesos ecológicos. En primer término esto es posible si se cuenta con una acabada conceptualización de términos como patrón, elemento del paisaje, escalas, ecosistemas etc. como la alcanzada particularmente por Forman y Godron (1986), que permita su expresión formal. A partir de esto, entonces, una forma muy común y sencilla para cuantificar un patrón es capturar información del mismo o aspecto particular del paisaje en una variable simple denominadas métricas o índices.

Los índices o métricas constituyen una medida cuantitativa de algún aspecto de interés del paisaje, sintetizando sus propiedades en un valor numérico único o un rango de valores. Cuando se habla de índices del paisaje, frecuentemente se refiere a valores que reflejan alguna componente estructural del paisaje (patrón) que por supuesto nos interesa dado que afecta funcionalmente al paisaje (por ejemplo en cuanto al flujo de materia energía o información a través de los elementos o porque permite identificar algún proceso de cambio).

Por lo tanto, una métrica describe la estructura espacial de un paisaje en un tiempo determinado y se utilizan como herramienta para caracterizar la geometría y las propiedades espaciales de un parche (una entidad espacialmente homogénea) o un mosaico de parches (Fortín 1999 en Ahern 2001).

Son utilizadas por dos razones fundamentales:

• Con propósitos comparativos para resumir las diferencias entre distintas áreas del paisaje o entre distintos paisajes en distintas escalas geográficas o temporales.

• Para inferir los patrones de formación del paisaje, como un análisis exploratorio precursor de la puesta a prueba de hipótesis más estratégicas.

Recordemos que la estructura de un paisaje (patrón) está conformada por el tipo de elementos presentes (tipos de ecosistemas o ambientes), la abundancia relativa de los elementos y su disposición espacial. De esta forma un paisaje puede estar conformado por un mosaico de parches (definiendo como parche un elemento internamente homogéneo); un conjunto de parches aislados inmerso en una matriz (la matriz definida como un elemento del paisaje que presenta la mayor extensión y conectividad y que incluye a los parches); una matriz surcada por corredores (corredores son parches longitudinales que atraviesan la matriz), etc. (Forman y Gordón, 1985).

Es posible definir, en este marco, diferentes términos que pueden brindar información sobre las propiedades estructurales del paisaje:

Diversidad. Número y abundancia relativa de elementos del paisaje. ¿Cuántos elementos distintos hay? Dominancia. Grado en el que unos pocos elementos abundan en el paisaje en cuanto a su proporción. ¿Existe un elemento mucho más abundante que el resto y que domine el paisaje? Contagio. Tendencia de un elemento/s a agruparse en pocos grandes parches. ¿Los elementos del paisaje se encuentran agrupados, favoreciendo la interacción entre los mismos? Fragmentación. Tendencia de un elemento a romperse en muchos parches dispersos, que suele ser la inversa del contagio.



Complejidad de las formas. Grado de sinuosidad del perímetro de un elemento con respecto a su superficie. Textura. Desde una aproximación estructural: Variaciones en la presencia, la abundancia y la disposición espacial de elementos del paisaje en un área.

Es posible calcular diferentes índices o métricas relacionados a los términos anteriores. Sin embargo conviene resaltar que el resultado que brinden esos índices dependerá del compromiso logrado entre la escala en que se expresan los patrones o fenómenos de interés y la escala de percepción utilizada para el cálculo de los índices.

Risser et al. (1984), plantean que cada especie ve al paisaje en forma diferente y, por consiguiente, un área que es homogénea para una y heterogénea para otra. Por otra parte, algunos organismos pueden responder al paisaje como si este fuera un continuo, mientras que otros lo hacen como si se tratara de un mosaico de entidades discretas. Algo similar ocurre con los procesos. Por lo tanto, es importante resaltar que el modelo debe estar basado en lo posible en el comportamiento o percepción tanto de los organismos como de los procesos que se estudian (ej.: disturbios).

Las causas y las consecuencias de la heterogeneidad del paisaje son preguntas mayores en la ecología del paisaje. En particular se ha concentrado fuertemente la atención en las relaciones entre heterogeneidad y disturbios (Forman y Godron, 1986, Turner, 1987): ¿El disturbio incrementa o disminuye la heterogeneidad del paisaje?, ¿La heterogeneidad del paisaje, aumenta o disminuye la probabilidad de propagación de un disturbio? Las respuestas hasta ahora en este sentido son sumamente inconsistentes. Esta inconsistencia radica fundamentalmente en la diversidad de naturaleza de los disturbios y propiedades de los paisajes pero también en la forma en que la heterogeneidad es considerada mediante aspectos espaciales o aspectos no espaciales. Aspectos no espaciales de la heterogeneidad involucran tanto la riqueza como la equitatividad de los elementos del paisaje. Entre los aspectos espaciales, en cambio, es posible considerar la interdispersión de elementos (mezcla) o la frecuencia de gradientes abruptos locales. La importancia de considerar aspectos espaciales o no espaciales para analizar la heterogeneidad del paisaje dependerá de la naturaleza del fenómeno u organismo estudiado (Musick y Grover, 1990).

Finalmente, es crítica la escala. Un paisaje puede ser homogéneo a una escala y heterogéneo a otra, por lo cual la escala es inherente a la definición de heterogeneidad de paisaje. Las medidas de heterogeneidad, calculadas a múltiples escalas, pueden ser usadas entonces para evaluar a que escala la heterogeneidad controla un proceso o influencia el comportamiento de un organismo (Milne, 1989). También es posible que el objetivo sea integrar y relacionar medidas de las propiedades del paisaje realizadas a diferentes escalas: las medidas pueden ser transformadas a una escala única común si se conoce que un fenómeno no cambia a través de las escalas o lo hace en forma predecible.

Según O’Neill et al. (1986) y Wiens (1989), la capacidad de identificar patrones es una función de la escala en términos de la extensión del área y del grano (el grano es la inversa de la resolución: tamaño de la unidad de observación) de un estudio (Figura 1). Esto define el límite superior e inferior de aplicabilidad del estudio. En este sentido, la capacidad de identificar patrones a gran escala lleva el costo de perder resolución a escala de detalle. Cuando la escala de medición de una variable cambia, cambia también la varianza dependiendo del tipo de paisaje de que se trate. En términos generales, si se mantiene la extensión del área constante y se aumenta el grano (baja la resolución) entonces disminuye la varianza. En un área perfectamente homogénea (sin autocorrelación espacial entre puntos de muestreo) el gráfico (log-log) de la varianza versus el grano tiene una pendiente de –1 (Figura 2a). En un área heterogénea generalmente irá entre –1 y 0 o puede ser curva. Cuando el grano aumenta, una mayor proporción de la heterogeneidad espacial es contenida dentro de una muestra o grano y se pierde resolución, y la heterogeneidad entre granos (varianza) disminuye (Figura 2b). Si en cambio se mantiene constante el grano y se aumenta el área de estudio (escala), aumenta la heterogeneidad espacial porque se incorporan nuevos elementos del paisaje (Figura 1). La varianza entre granos aumenta en la medida que aumenta la extensión del estudio (Figura 2b). Ojo con el uso



del término escala aquí... Wiens es un biólogo y usa escala en términos ecológicos (mayor escala = mayor área)

Debido a que el efecto de la heterogeneidad local es suavizado cuando se consideran grandes superficies los patrones ecológicos parecieran ser más predecibles. La habilidad de predecir un fenómeno ecológico depende de la relación entre escalas de variación tanto espaciales como temporales.

Figura 2.

Algunas Medidas de Heterogeneidad

Existen diferentes formas de calcular índices de acuerdo al objetivo propuesto y al tipo de datos disponibles. Es posible calcular índices a partir de puntos o a partir de los valores contenidos en un formato de grilla. A su vez dentro de este esquema los índices pueden ser calculados como un único valor que caracteriza un paisaje o como un mapa de valores que caracteriza a cada sitio (o celda) en el paisaje. Aquí nos vamos a focalizar ahora en los índices calculados a partir de grillas.

Varianzaespacial

(log)

Varianzaespacial

(log)

Grano (log) Grano (log)

Homogéneo

Heterogéneo

Dentro del grano

Entre granos Cambio en la extensión del área

Figura 1. Efecto del cambio de area y grano de un estudio en un paisaje. Cuando el área se incrementa se incorporan nuevos elementos del paisaje que antes no estaban considerados (cuadrados grandes). Si el grano se incrementa (cuadrados pequeños) , los parches pequeños que antes se diferenciaban ahora quedan incluidos dentro de una única unidad de muestreo y se diluyen las diferencias.



Los índices o métricas se pueden agrupar en dos grandes grupos. El primero reúne a las que reflejan la estructura del paisaje (composición de los parches que lo componen) y miden características tales como proporción, riqueza, dominancia y diversidad. Ejemplos de éstas son el área o (área núcleo), el número y la proporción de clases (Mc. Garigal y Marks 1995) e índices de diversidad (como el de índice de Shannon- Weaver y el de Simpson (Mc. Garigal y Marks 1995, Gustafson 1998). Estos últimos no son espacialmente explícitos y no miden ni reflejan la geometría o la ubicación geográfica de los parches.

Por otro lado, el segundo grupo de métricas considera la configuración o distribución física de los parches en la matriz de paisaje y están relacionadas con la distribución espacial, el tamaño y la forma de los parches, la cantidad y el tipo de borde y el contraste de borde. Otras métricas incluidas en este grupo miden la posición relativa de distintos tipos de parches con respecto a otros, como por ejemplo, las métricas de vecindad, contagio e interdispersión.

Para Rutledge (2003) su uso tiene un valor descriptivo y sirven para comparar patrones entre paisajes. Además, algunas de ellas son adecuadas para relacionar el patrón de paisaje con procesos ecológicos. Este mismo autor señala que las métricas sufrieron una evolución a lo largo de los últimos treinta años en tres etapas:

1.- Una primera etapa de proliferación, a comienzos de los años ochenta, que se expresa en una gran cantidad de métricas cuyo objetivo era intentar evaluar distintos procesos ecológicos.

2.- En la segunda etapa, de reevaluación, donde se lleva a cabo un análisis más profundo, encontrándose que muchas de ellas presentaban una alta correlación (Ritters et. al.1995). En este sentido, Hargis (1998) señala con respecto al intenso proceso de críticas que sufre el uso indiscriminado de métricas que “no existe una métrica en particular que pueda cuantificar el diseño espacial de los parches de hábitat; por otro lado, mientras que muchas métricas son sensibles para detectar ciertos procesos otras no, por lo que los ecólogos podrán aumentar su comprensión de los procesos del paisaje aplicando varias métricas y evaluando en cada caso cuales son las más adecuadas para responder a sus preguntas”.

3.- En la tercera etapa, de redirección, a partir del año 2000, se busca desarrollar métricas que estén relacionadas con procesos ecológicos y considerar al patrón como parte del proceso mismo.

A pesar de los múltiples cuestionamientos de muchos autores para el uso de métricas (Wu 2002, Gardner 2004, Li y Wu 2004), también es cierto que no existe una forma de descartarlas que sea objetiva y tenga en cuenta su capacidad discriminadora (Mateucci y Silva 2005).

Existe una amplia variedad de índices de paisaje y muchos programas que los calculan (ArcView, FracStat). A su vez, se ha demostrado que muchas de estas métricas tienen una alta correlación entre ellas. Ritters (1995) analizó 55 índices mediante un Análisis Factorial para demostrar su independencia estadística y llegó a que con sólo 6 se podía sintetizar a las 55 en términos de la descripción de los atributos que caracterizan el paisaje antes mencionados. Para Ritters (1995) esos 6 índices eran:

1- Dominancia, 2- Contagio, 3- Dimensión Fractal (Perímetro /Área), 4- Promedio del perímetro de parches / Área, 5- Promedio del perímetro de parches / Área ortogonalmente ajustada, y 6- Número de clases.

Probablemente otros autores pueden encontrar otros índices, con otros criterios que para ellos representen mejor los aspectos del paisaje antes mencionados. La EPA (USA) (Environmental Protection Agency, 1994), por ejemplo, ordena y pondera los índices de paisaje de acuerdo a tres categorías:



1- Indicadores de integridad del paisaje, 2- Indicadores de la estabilidad y resiliencia del paisaje, y 3- Indicadores de la integridad biótica y de la biodiversidad del paisaje.

A su vez, para la EPA, el ranking se sintetiza en A) métricas que requieren un mayor desarrollo conceptual en el futuro; B) Requieren un mayor test de aplicabilidad y sensibilidad y C) las que están listas y robustas para ser usadas para testeo de datos o implementación directa. Finalmente esta organización sostiene que si se quiere evaluar el cambio que ocurre en el patrón de paisaje, este puede ser identificado y caracterizado por tres métricas: Contagio, Dimensión Fractal y Dominancia. El cambio entonces puede ser calculado como la distancia euclidiana en tres dimensiones como:

Cambio en el patrón del paisaje = )()()( 212121222

zzyyxx −+−+− , donde x es

dominancia, y es contagio y z la dimensión fractal.

Figura 2.1. Concepto de las tres dimensiones de las características del paisaje según la EPA (1994).

Clasificación de los índices Los índices o medidas de la configuración de los parches y del mosaico pueden clasificarse con diversos criterios en función de los tres niveles jerárquicos del paisaje: elemento, clase y mosaico. Hay índices que se calculan a partir del conteo de pixeles o de las superficies y perímetros de los elementos en los mapas vectoriales y aquellos que se computan a partir de conteos de contactos entre pixeles. Los primeros describen la composición del mosaico mientras que los segundos miden el grado de entremezclado de las clases en el mapa.

No todos los índices se expresan en los tres niveles jerárquicos. Algunos representan propiedades emergentes de un nivel dado, como ocurre con la diversidad y equidad, que sólo tienen sentido a nivel de mosaico. Además, continuamente surgen nuevos índices para objetivos específicos.

Ejemplos de índices:

a.- A nivel de mosaico



Riqueza / Diversidad

Indice de Shannon-Wiver

s

H = - Σ pi ln pi j=1

Riqueza Número total de tipos de parches Dominancia Indica la magnitud de abundancia de uno a unos pocos elementos en el paisaje.

Indice de Dominancia m

D = ln n + Σ Pj ln Pi i=1

Donde Pi es la proporción de celdas en el paisaje con elemento i es el número total de categorías de paisaje en una escena. Contagio.

Contagio. (propuesto primero por O´Neill, 1988).

t t Contagio = 2 ln(t) + Σ Σ ((nij/N)ln(nij/N)) / 2ln(t), i=1 j=1

donde nij es el número de bordes de pixeles compartidos entre clases i y j y N es dos veces el número total de bordes de pixeles (dado que un borde se cuenta dos veces) y t es el número total de clases. 2ln(t) alcanza su máximo cuando todos los bordes de las clases i y j tienen la misma proporción. En ese caso un pixel de una clase tiene la misma probabilidad de tener un pixel semejante o de la otra clase a su lado. 2ln(t) normaliza los valores del contagio entre 0 y 1. Teóricamente, pequeños valores de contagio implican parches pequeños y la proporción de pixeles de diferentes tipos al lado de un pixel es casi igual. La medida de contagio esta afectado por la resolución, por la orientación de la grilla por la variación en el número de clases involucrada.

PPU. Otro índice indicador de contagio se calcula como

PPU = m/(n * λ), donde m es el número total de parches, n es el número total de pixeles y λ es un escalar igual a área de un pixel.



b.- A nivel de elemento y clase

Índices de forma: miden la geometría de los parches. Esto es, si tienden a ser simples y compactos o irregulares y entreverados. Complejidad de las formas

Dimensión Fractal. Fue usado para caracterizar la complejidad del paisaje (Krummel et al. 1987; O´Neill et al 1988; De Cola 1989). El termino fractal fue acuñado por Mandelbrot (1977) y su rango de aplicación abarca muchas disciplinas (Goodchild y Mark 1987).

La dimensión fractal como fue planteada inicialmente por Mandelbrot describe una escala como una potencia invariante entre el perímetro y el área de forma tal que

P = kA D/2 , donde P es el perímetro, A es el área, k es una constante de proporcionalidad, y D es la dimensión fractal.

La dimensión fractal se puede calcular entonces como:

D = 2*(ln(P) -ln(k))/ln(A), el valor de D va entre 1 (con una forma simple) y 2 (con una forma compleja) (O´Neill et al. 1988).

Usualmente se estimada a través de una regresión:

ln P = ln k + (D/2) * (ln A), donde el ln del perímetro se calcula como una regresión del ln del área para todos los parches del paisaje. K es la ordenada al origen (que es otra incógnita salvo que sea 0 y es 4 para un cuadrado). La dimensión fractal es calculada como dos veces la pendiente.

A pesar de que el resultado hace referencia a la dimensión fractal, la terminología es inapropiada tanto conceptual como técnicamente. La premisa en el uso de la dimensión fractal es que el patrón no cambia en diferentes tamaños de parches que además son mucho más grandes que la resolución de la medición. Además es una medida de comparación entre escalas. Esto implica que la relación perímetro área medida en una única escala no es una Dimensión fractal. Usualmente se usan los parches de diferentes tamaños en una misma escala como un sustituto del cambio de escalas.

SqP Una medición alternativa a la dimensión fractal es SqP dado por:

SqP = 1 - (4 * A1/2/P), donde A es el área total de todos los pixels y P es el perímetro total en el área de estudio.

El Radio de giro evalúa la distancia promedio entre todos los pixeles y el centroide del parche. Puede considerarse un índice de forma o de superficie ya que es una medida de cuánto se extiende un parche en el mosaico independientemente de que lo llene o no.

Fuente: Matteucci 2004



En un parche de 1 píxel el índice es igual a cero. El índice se incrementa si: a) se incrementa el área pero la forma se mantiene; b) manteniendo el área, a medida que la forma del parche se aleja de una forma euclidiana. A nivel de clase o mosaico, el radio de giro constituye una medida de la conectividad, que representa la posibilidad que tiene un objeto confinado a un parche dado de atravesar el mosaico. Este índice puede ser importante al evaluar la posibilidad de construir corredores de conexión entre grandes parches de ecosistemas naturales.

El índice de linealidad describe las características lineales del parche, aún cuando no se trate de parches globalmente lineales. Este índice se computa a partir del esqueleto del parche, el cual se obtiene por transformación en el eje medio y se basa en el hecho de que los parches alargados tiene su eje medio más cercano al borde que los parches rectangulares de la misma superficie.

El índice del círculo circundante se basa en la razón entre el área del parche y el área mínima circunscripta alrededor del mismo; se calcula como 1 menos esta razón. El diámetro del círculo se computa como la distancia máxima entre pixeles del borde del parche. El valor del índice es 0 para parches circulares y se aproxima a 1 para parches delgados. A diferencia del índice de linealidad, detecta los parches que son delgados y alargados

Bibliografía

Matteucci, S.D. (1998). Análisis regional desde la ecología. En Matteucci, S. D., Buzai, G. D. (Eds.), Sistemas ambientales complejos: herramientas de análisis espacial. Buenos Aires: EUDEBA, pp. 117-150. Matteucci, S. D. (1998). La cuantificación de la estructura del paisaje. En Matteucci, S. D., Buzai, G. D. (Eds.), Sistemas ambientales complejos: herramientas de análisis espacial. Buenos Aires: EUDEBA, pp. 271-292. Matteucci, S. D. (2004). Los índices del mosaico como herramienta para el estudio de las relaciones patrón –proces. Primer seminario Argentino de geografía cuantitativa (G. D. Buzai, ed.). GEPAMA, Buenos Aires. Turner, M. y R. H. Gardner (1992). Quantitative Methods in Landscape Ecology Springer Verlag 538pp. Musick y H. GroverH.B. (1992). Image textural Measures as Indices of Landscape Pattern. En Quantitative Methods in Landscape Ecology. Turner, M. y R. H. Gardner Eds. Cap. 4. Turner, S.R. O´Neill, W. Conley, M. Conley y H. Humphries (1992). Pattern and Scale: Statistics for Landscape Ecology. En Quantitative Methods in Landscape Ecology. Turner, M. y R. H. Gardner Eds. Cap. 2. Frohn R. (1998). Remote Sensing for Landscape Ecology. New Metrics Indicators for Monitoring, Modellling and Assessment of Ecosystems. Lewis Pub. 99pp. O´Meill, R.V., J.R. Krummel, R. Gardner, G. Sugihara (1988). Indices of Landscape Pattern. Landscape Ecology. 1(3): 153-162. Baldi, G. (2002). Fragmentación del Paisaje en la región de los pastizales del Río de la Plata: una cuantificación espacial mediante el uso de imágenes Landsat TM.

Un ejemplo de usos de índices de paisaje. Estudios de la fragmentación del paisaje.

Germán Baldi La fragmentación del paisaje es uno de los procesos más notables de la modificación del paisaje

original. Según Kouki y Lofman (1998) el concepto de fragmentación ha sido aplicado ampliamente en años recientes para denotar la transformación del paisaje desde la uniformidad hacia tipos más heterogéneos y en forma de parches. La pérdida de hábitat natural y la disminución de su potencial como hábitat para la biota nativa (producto de la intervención antrópica), se produce no sólo al reducirse el tamaño absoluto de las áreas naturales, sino también por la división subsiguiente de la cobertura original en una serie de fragmentos de tamaño y forma variables, pero de carácter aislado.



De este modo, el paisaje original conformado por una matriz de bosque, pastizal u otro sistema, se transforma en uno caracterizado por presentar pequeños parches de vegetación original rodeadas por una matriz de ambientes con mayor grado de modificación (superficie convertida a usos económicos) y por líneas (carreteras, cercos, etc.) que modifican la interrelación entre segmentos (Jaeger, 2000). Este proceso es en general no aleatorio (Sharpe et al., 1987; Usher, 1987; Pressey et al., 1996; Kemper et al., 2000), ya que el clareado de la vegetación nativa ocurre usualmente con una base selectiva, en donde las áreas con suelos aptos para la agricultura, áreas de bosque con maderas de mayor calidad, etc., son las que inicialmente pierden la cobertura original. Si la fragmentación continúa, los remanentes de hábitat o islas disminuyen su tamaño medio y se incrementa la distancia entre ellos, así como la proporción de hábitat borde en cada uno de los fragmentos, con las consecuentes alteraciones en la dinámica natural de estos sistemas (Saunders et al., 1991). En el proceso pueden ser individualizadas diferentes etapas (Forman, 1995; modificado y extendido por Jaeger, 2000), que ocurren en forma simultánea o gradual. Ellas son: Perforación, Incisión, Disección, Disipación, Encogimiento y Agotamiento (Figura 1.1). El efecto que este proceso produce es un importante aislamiento de organismos, energía y nutrientes que afectan al componente dinámico del ecosistema. Roy y Tomar (2000) argumentan que la degradación de un ecosistema se encuentra asociada con el grado de fragmentación espacial. De la misma forma, el conocimiento sobre la fragmentación permite, según O’Neill et al. (1997), realizar inferencias sobre probables impactos, aún desconociendo los detalles de todos los procesos ecológicos que puedan ser afectados. Es importante destacar que existe una fragmentación intrínseca de los sistemas, llamada geogénica, producto de la existencia de barreras naturales, como ríos, cañadas u otros tipos de coberturas. Rara vez esta fragmentación ha sido cuantificada. Índices de paisaje utilizados para cuantificar fragmentación del paisaje. Todos los índices de paisaje fueron calculados a nivel paisaje, o sea sobre una unidad de paisaje determinada (Ej: hexágono). Las abreviaturas necesarias para la comprensión de las métricas se encuentran a continuación. Ai = área de cada parche, At = área total de la unidad de paisaje, Pi = perímetro de cada parche, n = número de parches. 1- Índices de Área Porcentaje del Paisaje - PPAI (%).

At

AiPPAI

n

i∑

== 1*000,10

Porcentaje de la cobertura de una clase sobre el área total de la unidad de paisaje. El valor por el que se multiplica la relación depende de la superficie de la unidad de paisaje. Número de Parches - NUMP (parches)

Número total de parches en una unidad de paisaje, de una clase determinada.

nNUMP = Figura 1.1. Representación esquemática del proceso de fragmentación del paisaje y distintas etapas identificables (Forman, 1995, modificado y extendido por Jaeger, 2000).

Perforación

Incisión

Disección

Disipación

Encogimiento

Agotamiento

Frag

men

taci

ón d

el p

aisa

je



Tamaño Medio del Parche - MATP (hectárea) Tamaño medio de los parches en una unidad de paisaje. El valor por el que se multiplica la relación permite pasar de metros2 a hectáreas.

n

AiMATP

n

i∑

=

= 1*

000,101

Mediana del Tamaño del Parche - METP (hectárea) La mediana del tamaño de los parches, o el percentil 50º. El valor por el que se multiplica la relación permite pasar de metros2 a hectáreas.

%50*000,101 AiMETP

=

2- Índices de Borde Densidad de Borde - DBOR (1/metro) Cantidad de borde relativo a una unidad de paisaje.

∑=

=n

i

PiAt

DBOR1

*1

Borde Medio de Parche - BOPA (metros/parche) Cantidad media de borde por parche.

∑=

=n

i

PiNumP

BOPA1

*1

3- Índices de Forma Índice de Forma Media Ponderada por Área - IFOR (adimensional) Complejidad del parche. IFOR = 1 cuando el parche es circular e incrementa su valor a medida que la forma es más irregular, esto se debe a que el índice se encuentra ajustado para que formas circulares sean iguales a 1.

AiPiIFOR

**2 π=

Media de la Relación Perímetro-Área - MRPA (metros/hectárea) Complejidad del parche. Se calcula la relación perímetro/área sobre los parches intersectados. Posteriormente, se calcula la media de todos los valores de la relación para cada unidad de paisaje.

nAiPi

MRPA

n

j∑

== 1

Tamaño Efectivo de Malla (Effective Mesh Size) - TEMA (km2) Denota el tamaño de las áreas cuando una región es dividida en S áreas (cada una de igual tamaño At/S) con el mismo grado de división. Este índice es una transformación del segundo orden de la función de distribución de una variable estocástica correspondiente a la función de distribución de las áreas de los parches (Jaeger, 2000).

At

AiTEMA

n

i∑

= =1

2)(



Trabajo Práctico 5

Análisis de la heterogeneidad del paisaje mediante el uso de índices

Regino Cavia, Germán Baldi, Patricia Kandus

Introducción En el presente trabajo práctico se propone familiarizar a los alumnos con el uso de índices de paisaje a fin de extraer información acerca de las propiedades del mismo. Se trabajará en áreas correspondientes al Bajo Delta del Río Paraná. Esta zona constituye un mosaico de humedales, que se expresan en un mosaico de patrones de paisaje sobre el que superponen una variedad de regímenes de inundación.

Objetivo El primer objetivo del trabajo será identificar áreas de mayor diversidad de ambientes. Por otra parte, dada la importancia que revisten los bosques desde el punto de vista biogeográfico y escénico, y como áreas de refugio de especies de fauna, sumada la intensa degradación que han sufrido, se propone como segundo objetivo analizar el grado de fragmentación de los mismos. Finalmente se propone analizar el tipo de información que aportan diferentes índices de paisaje sobre la situación del paisaje en general y sobre los bosques. Analizar la influencia que tiene la resolución espacial elegida para el análisis a la hora de extraer información.

Desarrollo Para esto se cuenta con un mapa de ambientes de la zona obtenido a partir de la clasificación digital de 3 imágenes Landsat 5 TM. Se dispone del programa ArcView GIS con los modulos Spatial Analist y Patch Analisys. Van a disponer de las siguientes capas temáticas:

Capa Nombre del archivo Mapa de ambientes Mapa.shp Mapa de bosques Bosques.shp Grillas de hexágonos 100ha. Hexa100.shp Grillas de hexágonos 500ha. Hexa500.shp

El primer paso para empezar a trabajar es:

Abrir el programa mediante el ícono . Luego, deberán cargar los distintos mapas mediante el botón Add Theme . Allí podrán cargar los mapas de formato vectorial de la siguiente forma: en Data Source Types poner Feature Data Source, para los vector. Así tendrán en una Vista (“View”) los mapas iniciales para empezar a trabajar. Para poder ver los mapas de ambientes elegir en los hexagonos el relleno transparente. PARA LO QUE HAGAN A CONTINUACIÓN RECUERDEN QUE: LA CLAVE PARA TRABAJAR CON ESTE TIPO DE INFORMACIÓN ES EL ORDEN. CREEN TODAS LAS CARPETAS QUE CONSIDEREN NECESARIAS Y MANTENGAN UNA NOMENCLATURA



CLARA. HAGAN TODOS LOS PASOS PARA UNO DE LOS MAPAS Y DESPUÉS REPÍTANLOS PARA LOS OTROS. 1. Cálculo de la heterogeneidad ambiental del área de estudio Una forma de apreciar el cambio de los patrones de paisaje en el espacio, es mediante el empleo de grillas de forma y tamaño diverso. En este trabajo práctico elegimos trabajar con grillas de hexágonos debido a que el hexágono es una forma geométrica que permite formar una grilla de unidades adyacentes en todos sus sentidos o ejes, y que además disminuye el efecto de las esquinas en comparación a una grilla de cuadrados. Es por esto que en primer término se deben intersectar las grillas con los mapas temáticos que se vayan a emplear (imagínense un “cortador de galletitas” con el que cortan la masa, actividad que seguramente realizan todos los días). Para ello deben ir a View, GeoProcessing Wizard, y allí ir a Intersect (lean a la derecha el About Intersect). Los mapas Imput son las grillas hexagonales, mientras que los Themes a los que hay que hacerles el Overlay (superposición) son los de mapas de bosques y ambientes. Las grillas de celdas hexagonales se elaboraron para cuantificar los valores de diferentes índices de paisaje a dos resoluciones diferentes, 100ha. y 500ha. Así van a obtener: 1- Un mapa de bosques intersectado con la grilla de 500 ha. 2- Un mapa de bosques intersectado con la grilla de 100 ha. 3- Un mapa de todos los ambientes intersectado con la grilla de 500 ha. 4- Un mapa de todos los ambientes intersectado con la grilla de 100 ha. Sobre estos mapas entonces se calculará el siguiente índice que figura dentro del módulo Patch, Spatial statistics. Comenzaremos con el archivo de la intersección de los bosques y la grilla de 500. La forma para calcular éste y los índices de la segunda parte del práctico es la siguiente: Activan el mapa intersectado. Vayan al menú y seleccionan Patch, Spatial statistics. Pongan en Analize by (misma ventana) que van a trabajar sobre las clases (Class), estas “clases” son cada uno de los hexágonos.

En Class, pongan Hexid. Esto se debe a que queremos que el cálculo de los índices lo haga relativo al hexágono (en inglés hexid). Allí marcan el índice que se quiera calcular: ● Área total que ocupan los parches en cada hexágono (Class Area), ● Número de parches por hexágono (Number of patches), ● Media del tamaño de parche por hexágono (Mean patch size),



● Media del perímetro de los parches por hexágono (Mean patch edge), ● Densidad media de borde (Edge density), ● Relación perímetro-área media (Perimeter-Area ratio) y ● Forma media ponderada por área (Area weighted mean shape index); pulse OK y esperar. La salida va a ser una tabla a la que uds le pueden poner el nombre que deseen y es allí donde los resultados de los índices se almacenan. Vayan a Tables y van a poder encontrar la tabla con el valor del índice para cada uno de los hexágonos. Para poder visualizar los resultados deben: a- Editar la tabla asociada a cada archivo de grillas hexagonales mediante Table, Start editing. b- Agregar tantos campos como índices calcula mediante Edit, Add field, con las siguientes características c- Exporten la tabla de resultados a *.dbf (File, export) d- Abrir con el Excel tanto la tabla con la salida de los índices y la tabla de la grilla. e- Peguen los valores de los índices en los espacios que tiene la tabla de la grilla correspondiente. Tengan en cuenta que lo único que hay que pegar son los valores, y que deben coincidir cada hexágono con el valor que se está pegando. No modifiquen nada más del archivo. f- Se deben poner los valores en el mismo formato que se cargó en el ArcView, los del punto b) mediante botón derecho, formato de los datos... g- Guarden los cambios manteniendo la extensión *.dbf y el nombre original del archivo. h- De vuelta en el ArcView, ativen la capa de la/s grilla/s y hagan doble clic, pongan Graduated Color, y como Value File, el índice que quieran visualizar. Luego pongan Apply. 2. Repita el procedimiento para: 2- El mapa de todos los ambientes intersectado con la grilla de 500 ha. 3- El mapa de bosques intersectado con la grilla de 100 ha. 4- El mapa de todos los ambientes intersectado con la grilla de 100 ha. 3. Comparación y discusión de los resultados obtenidos Con los mapas de los índices analizar los resultados en términos de:



1) El aporte que cada índice o grupo de índices puede realizar relacionado al estudio de un determinado fenómeno ecológico y las restricciones que se deben tener en cuanto a su uso. 2) El contexto en el cual tiene sentido el uso de este tipo de metodología (tipos de paisaje, escala temporal o espacial, etc.). 3) El efecto del cambio de resolución en términos de la extracción de información. 4) Puede utilizar estos mapas para generar una regionalización del área estudiada. ¿Cómo encararía esta regionalización? ¿Cuáles de los métodos de regionalización se podría utilizar?



Trabajo Práctico Nro. 6

Ecología del paisaje. Cambio en el uso de la tierra y su efectos sobre la fauna.

Regino Cavia

La ecología del paisaje enfatiza los efectos ecológicos del patrón espacial del ecosistema. Para Risser et al (1984, citado en Tuerner y Garden (1992)) la ecología del paisaje se focaliza en 1) el desarrollo y la dinámica de la heterogeneidad espacial, 2) las interacciones e intercambios dentro del paisaje internamente heterogéneo, 3) la influencia de la heterogeneidad espacial en los procesos bióticos y abióticos, y 4) en el manejo o manipulación de esa heterogeneidad espacial; mientras que para Forman y Gordón (1985) el foco está en 1) la estructura, 2) la función y 3) los cambios de estructura y en las funciones. La ecología del paisaje se distingue por considerar la heterogeneidad espacial mientras que otras líneas tradicionales de la ecología frecuentemente asumen que el sistema es espacialmente homogéneo (Turner y Garden, 1992). Muchos procesos ecológicos como la sucesión vegetal, los patrones de forrajeo, las interacciones predador presa, la dispersión, la dinámica de nutrientes, y la intensidad de disturbios, tienen todos, importantes componentes espaciales. Sin embargo, en general cuando se estudian estos procesos son ignoradas las dinámicas espaciales debido a las dificultades analíticas que surgen si son tenidos en cuenta (Turner y Garden, 1992). Desde el punto de vista ecológico un paisaje es un espacio heterogéneo espacialmente. El problema es que la heterogeneidad y la homogeneidad espacial dependen de la escala de análisis, es decir que carece de sentido por lo ambiguo si no fijamos la escala de análisis (Gallopin, 1982; Matteucci, 1998). Esta escala es fijada por el investigador en función de los objetivos del trabajo, pero generalmente un paisaje suele ocupar desde algunas hectáreas hasta varios kilómetros cuadrados (Turner y Garden, 1992). La definición de Forman y Gordón (1985) es tal vez un poco más formal y consideran que es una porción heterogénea de la superficie compuesta por un conjunto de ecosistemas o elementos de paisaje (que serán considerados internamente homogéneos) que interactúan entre sí y se repiten de una misma manera en el espacio. Es decir que este conjunto de elementos se encontrarán distribuidos en forma similar dentro de un mismo paisaje y que al detectar la presencia de elementos distintos o dispuestos de otro manera nos encontraremos en presencia de un paisaje distinto (Forman y Godron, 1985). Otras tres características son destacadas por estos autores que pueden ser descubiertas al visitar distintos puntos del paisaje: 1) todos los puntos de un paisaje están sometidos a un mismo clima, 2) la mayoría de los puntos tienen una geomorfología similar y 3) se observaran en el paisaje un mismo conjunto de regímenes de disturbios. Estos podrán ser tanto de origen natural como antrópico.

Los procesos asociados a la urbanización es una de las causas más importantes en el cambio del paisaje y representa un importante impacto sobre la biodiversidad (Wilcox y Murphy 1985). La transformación de los sistemas naturales y seminaturales hacia sistemas urbanos es un proceso gradual pero irreversible a corto plazo (Matteucci et al., 1999; Morello et al., 2000). Este proceso produce la disminución o desaparición de la capacidad de producir recursos naturales y brindar servicios ecológicos (absorver CO2, convertir energía solar en alimento o energía química, reciclar nutrientes, regular poblaciones animales y vegetales, regular el ciclo del agua, el CO2 y el O2, formar suelo, etc.). Por otro lado, produce la pérdida de los hábitats originarios donde habitaba la fauna autóctona y son reemplazados por hábitats artificiales que será ocupados por comunidades diferentes a las originarias. Los planificadores urbanos necesitan mejor información sobre los factores que afectan la distribución de especies y la estructura de la comunidad de manera de mantener la biodiversidad en áreas urbanas (Clergeau et al., 2001). Los esfuerzos de restauración y conservación relacionadas a la biota silvestre debe focalizarse en limitar los hábitats artificiales, promover la participación de la ciudadanía en la conservación de la vida silvestre, mejorando la calidad de vida de los habitantes y educarlos sobre



conceptos ecológicos (Niemelä, 1999). Esto puede hacerse aprovechando que se ha incrementado el interés de los ciudadanos por el ambiente en su entorno inmediato. La ciudad de Buenos Aires (todo el área metropolitana) comparte con otras ciudades de países en desarrollo la característica de ser un gran aglomerado, siendo la decimoquinta aglomeración más poblada del mundo (Dadon et al., 2005). Está implantada en la subregión Pampa Ondulada, donde dominaba una comunidad herbácea típica, “el pastizal pampeano” (Cabrera, 1994; Naven, 2000). El pastizal fue originariamente utilizado para la cría de ganado y posteriormente fue reemplazado en gran parte por agroecosistemas con predominio de agricultura. La ciudad de Buenos Aires creció afectando tanto los agroecosistemas como a los bosques ribereños que se encontraban en las costas del Río de la Plata (Matteucci et al., 1999).

Objetivo General:

- Introducir a los alumnos in la ecología del paisaje a partir del reconocimiento de distintos paisajes presentes en la subregión Pampa Ondulada.

- Que el alumno analice el efecto que tienen las distintas estructuras del paisaje sobre la fauna silvestre del lugar.

Objetivos Particulares:

- Que el alumno reconozca y clasifique distintos elementos que constituyen distintos paisajes con distinto grado de urbanización en la subregión Pampa Ondulada.

- Que el alumno analice el efecto de la urbanización sobre los atributos de las comunidades de aves diurnas.

Materiales necesarios

- Guía de trabajos prácticos, cuaderno y lápiz. - Tres Cartas Imágenes en escala 1:50000 del IGM por grupo: una de la ciudad de Buenos Aires, una de la localidad de Ingeniero Mazchwitz y una de la localidad de Ingeniero Otamendi. - Un par de binoculares y láminas para la identificación de aves por grupo. En forma opcional los que dispongan de guías de aves para su identificación podrá llevarla a la salida de campo. - Calculadora, hojas de calcar, hojas cuadriculadas, hilo y regla. Clase 1 (Salida de Campo). Objetivo de la salida de campo. - Describir la comunidad de aves diurnas de 3 plazas ubicadas en localidades con distinto grado de urbanización. - Identificar y clasificar a campo los elementos del paisaje que se observan en las cartas imágenes de esas localidades. Descripción de las actividades y métodos de muestreo. Los docentes y alumnos de un turno de trabajos prácticos de 25-30 alumnos se encontrarán a las 9:30hs del día de la salida de campo en la plaza Echeverría en la localidad de Villa Urquiza ubicada a 2 cuadras de la estación Urquiza del ferrocarril Mitre/José León Suárez. Los alumnos formaran grupos de 4-5 personas. Muestreo de aves.



Cada grupo se ubicará en una de las esquinas de la plaza para realizar el muestreo de aves. Los

muestreos se realizaran registrando a todas las aves que el grupo observe en un intervalo de 5 minutos observando en todas las direcciones. Cada individuo será asignado a una especie a partir de su morfología externa y con ayuda de las láminas de la Lista Sistemática de las Aves de la Ciudad de Montevideo de las posibles aves presentes en el área de estudio (Anexo). En el caso de tener especies que no puedan ser identificadas en el momento, asígneles nombres de fantasía y realice una descripción completa de su aspecto para luego identificarlos en una guía. Estos registros se repetirán en tres oportunidades dejando un tiempo de descanso de 5 minutos entre registros sucesivos. Para los registros se completará las Planillas de Campo que se encuentran al final de esta Guía de Trabajos Prácticos. Reconocimiento de los elementos presentes en el paisaje. Una vez finalizados los muestreos de aves se dispondrá de 30 minutos para recorrer el área alrededor de la plaza (hasta los 1000 metros de ella) y comparando como se observan los elementos del paisaje en la Carta Imagen del IGM del lugar (Instituto Geográfico Militar) en la escala 1:50000. Se deberá tomar nota (no sobre la carta imagen) de distintos elementos de referencia y las variables retinianas usadas para su identificación (color, forma, rugosidad, etc.). Al terminar las actividades se viajará en tren hasta la localidad de Ingeniero Mazchwitz y repetir los muestreos de aves y el reconocimiento del área de los alrededores de la plaza de la estación. Por último, nuevamente se viajará en tren hasta la localidad de Ingeniero Otamendi para repetir los muestreos en la plaza del pueblo ubicada a 10 cuadras de la estación. De esta manera los censos de aves se habrán realizado por la mañana (entre las 10-10:30hs), luego del mediodía (entre las 12:30-13:00hs) y por la tarde (entre las 15-15:30hs). Debido a que la actividad de las aves está afectada por la hora del día y esto puede afectar la comparación de los datos de las distintas localidades, los otros turnos (por lo menos otros dos turnos) realizarán los itinerarios en otro orden de manera de tener para cada localidad por lo menos tres muestreos de aves: uno por la mañana, uno luego del mediodía y uno por la tarde. Clase 2 (Trabajo en laboratorio). Atributos de la comunidad de aves

Para este práctico los docentes repartirán a cada grupo como base de datos de los muestreos de aves obtenidos por los distintos turnos y distintos grupos de cada turno sobre los cuales se trabajará en el laboratorio. Con los datos de los muestreos de aves se caracterizará las comunidades de aves de las tres localidades usando atributos comunitarios que fueron aprendidos en prácticos anteriores (diversidad, riqueza, equitatividad, abundancia, etc.). Para esto se deberá analizar en que banda horaria cada especie fue más abundante y se calculará para ese momento del día el promedio de individuos registrados por cada grupo. Para cada especie se obtendrá la abundancia promedio para cada localidad sólo de la banda horaria donde la especie fue más abundante. Se compararán luego las comunidades de aves utilizando los índices de similitud utilizados en prácticos anteriores (en particular en el práctico de comunidad e índices de similitud). Para discutir: 1) ¿Porqué se descartan para cada especie los datos de los momentos del día donde se registró un número menor de individuos de esa especie? 2) ¿Porqué no se usa la máxima abundancia registrada envés del promedio para cada especie en cada localidad?



Caracterización del paisaje

Para la caracterización del paisaje en los alrededores de las plazas de las tres localidades se clasificará la superficie dentro de una ventana cuadrada de 900 hectáreas (de 3 km x 3 km) en cuyo centro se ubicará la plaza donde se realizaron los muestreos de aves. Para esto el total de la superficie será clasificada en: áreas construidas en contraposición con espacios verdes (o áreas no construidas). Se calcaran dentro de cada ventana los fragmentos de la superficie que pertenecen a cada una de estas dos clases de cobertura. Para cada fragmento se estimará su superficie y perímetro. Para el cálculo de superficie se ubicará una hoja cuadriculada debajo de la hoja de calcar que tiene los fragmentos identificados y se contaran el número de celdas que tengan más de la mitad o estén totalmente incluidas totalmente en cada fragmento. Para la estimación del perímetro de cada fragmento se utilizará un hilo que recorrerá el borde de cada fragmento y luego será medido el hilo extendiéndolo sobre una regla. Se caracterizará el paisaje de las tres localidades analizadas usando los índices de paisaje de la tabla 1. Analice los valores de estos índices. 3)¿En qué localidad se observó la máxima riqueza de especies y en cuál la mínima? 4) ¿En cuál localidad se observó la máxima diversidad y en cuál la mínima? 5) ¿Qué puede decir sobre la composición en términos de su origen? 6) Respecto a los índices de paisaje ¿Qué información sobre el paisaje me resume cada uno de ellos? Analice gráficamente como varía los atributos comunitarios de las aves cuando varía la proporción de la superficie construida (=1-proporción de la superficie no construida), es decir en las distintas localidades. Analice nuevamente la composición de la comunidad de aves en las tres localidades pero agrupando a las especies en autóctonas e introducidas y grafíquela en función de la proporción de la superficie construida.

Proponga un análisis estadísticos para analizar la asociación entre los atributos comunitarios y las características del paisaje en este gradiente urbano rural. Discuta según los datos como afecta la urbanización a la comunidad de aves de los agroecosistemas. 7) ¿Podemos analizar como afecta la agriculturización a la comunidad de aves de los pastizales de la subregión Pampa Ondulada? Tabla 1. Índices de paisajes para caracterizar una porción del paisaje. St = Superficie total de la porción del paisaje, Si = Superficie de cada parche, Sj = Superficie de cada parche correspondiente al tipo de elemento j, Pi = Perímetro del cada parche correspondiente al tipo de elemento i y n = número de parches. Índices

Ecuación

Proporción del Paisaje ocupado por tipo de elemento o ecosistema (sensus Forman y Gordón 1986) =

St

Sjj

∑

Tamaño Medio de Parches en una porción del paisaje =

n

Sin

i∑

=1

Densidad de Borde relativo a una porción del paisaje =



∑=

n

iPi

St 1*1

Bibliografía

Cabrera, A. L. (1994). Enciclopedia Argentina de Agricultura y Jardinería. (Vol. Tomo II, Fasiculo 1.). Buenos Aires: Editorial Acme S.A.C.I. págs.

Clergeau, P., Jokimäki, J., y Savard, J.-P. L. (2001). Are urban bird communities influenced by the bird diversity of adjacent landscapes? Journal of Animal Ecology, 38(5): 1122-1134.

Dadon, J. R., Rodríguez, M. C., Ambas, A., y Busch, M. (2005). Ecología y ciudad. El entorno modelado por el hombre. Buenos Aires: Aula taller. 69 págs.

Forman, R., y Godron, M. (1985). Landscape Ecology: Wiley Sons. 618 págs. Gallopin, G. C. (1982). Una metodología multivariada para la regionalización ambiental - I. Bases

metodológicas. Ecología Argentina, 7: 161-176. Matteucci, S. D. (1998). Análisis regional desde la ecología. En S. D. Matteucci y G. D. Buzai (Eds.),

Sistemas ambientales complejos: herramientas de análisis espacial (Vol. 21, págs. 117-150). Buenos Aires: EUDEBA.

Matteucci, S. D., Morello, J., Rodriguez, A., Buzai, G. D., y Baxendale, C. A. (1999). El crecimiento de la metrópoli y los cambios de biodiversidad: el caso de Buenos Aires. En Biodiversidad y uso de la tierra. Conceptos y ejemplos de Latinoamérica (Vol. 24, págs. 549-580). Buenos Aires: EUDEBA.

Morello, J., Buzai, G. D., Baxendale, C. A., Rodriguez, A. F., Matteucci, S. D., Godagnone, R. E., y Casas, R. R. (2000). Urbanization and the consumption of fertile land and other ecological changes: the case of Buenos Aires. Environment and Urbanization, 12: 119-131.

Naven, Z. (2000). What is holistic landscape ecology? Aconceptual introduction. Landscape and Urban Planning, 50: 7-26.

Niemelä, J. (1999). Ecology and urban planing. Biodiversity and Conservation, 8: 111-131. Turner, M. G., y Garden, R. H. (1992). Quantitative methods in Landscape Ecology: an

introduction. En M. G. Turner y R. H. Garden (Eds.), Quantitative methods in Landscape Ecology. The analysis and interpretation of landscape heterogeneity. (págs. 3-16). New York: Springer.



Planillas para completar los conteos de individuos de cada especie en intervalos de 5 minutos, algunas especies muy comunes ya aparecen escritas. Recuerde anotar la hora de comienzo de cada registro, en que localidad se encuentra y el nombre de los integrantes del grupo. También es útil anotar cualquier observación que crea conveniente. Consejo: Utilice rayitas como en el truco para anotar el conteo de los individuos de las distintas especies. Grupo: Localidad: Fecha:

Nombre común /científico hora: hora: hora:

Paloma doméstica /Columba livia

Paloma picazuró /Columba picazuro

Torcaza /Zenaida auriculata

Torcacita /Columbina picui

Gorrión /Passer domesticus

Chingolo /Zonotrichia capensis

Hornero /Furnarius rufus

Zorzal colorado /Turdus rufiventris

Picabuey /Machetornis rixosus

Tijereta /Tyrannus savana

Benteveo /Pitangus sulphuratus

Calandria grande /Mimus saturninus

Tordo /Molothrus bonariensis



Grupo: Localidad: Fecha:

















ANEXO. Láminas de la LISTA SISTEMATICA DE LAS AVES DE LA CIUDAD DE MONTEVIDEO http://www.mec.gub.uy/natura/lista.htm

Halcón peregrino /Falcon peregrinus Halconcito común /Falco sparverius

Tero /Vanellus chilensis Paloma doméstica /Columba livia

Paloma picazuró /Columba picazuro Torcaza /Zenaida auriculata Torcacita /Columbina picui

Pirincho /Guira guira Hornero /Furnarius rufus Picabuey /Machetornis rixosus

http://www.mec.gub.uy/natura/aves_terocomun.htm



Benteveo /Pitangus sulphuratus Ratona común /Trogoldytes aedon Tijereta /Tyrannus savanna

Calandria grande /Mimus saturninus Zorzal colorado /Turdus rufiventris Sabaí común /Turdus amaurochalinus

Chingolo /Zonotrichia capensis Gorrión /Passer domesticus Tordo /Molothrus bonariensis

Cotorra Picaflor bronceado Picaflor verde /Myiopsitta monachus /Hylocharis chrysura Chlorostilbon lucidus



Carpintero común Carpintero campestre

Colaptes melanochloros Colaptes campestris

módulo 2server.ege.fcen.uba.ar/ecoregional/docs/moduloii/modulo 2...ecología regional trabajos...

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