La transición del nomadismo al sedentarismo producida durante el Neolítico en la especie humana provocó la aparición de la agricultura y la ganadería (Bellwood, 2005; Vigne, 2008) empleadas ambas como fuente de recursos estable, evitando así tener que basarse únicamente en la caza y recolección como medio para conseguir alimento. Este nuevo estilo de vida lo que provocó fue la aparición y transmisión de enfermedades por el aumento de la densidad de población y un empeoramiento nutritivo, al basarse la alimentación en las plantas domesticadas que tenían un menor poder calorífico con respecto a los alimentos recolectados y cazados (Boserup, 1965). Teniendo en cuenta estas modificaciones conductuales podemos afirmar que desde el Neolítico la especie humana comenzó una alteración sistemática tanto de la especie en sí misma como del ambiente que la rodeaba, encargándose de modelar el paisaje dependiendo de las necesidades de cada momento. Estas alteraciones en los hábitats provocaron, provocan y provocarán el fenómeno conocido como fragmentación de hábitat.
La fragmentación de hábitat es un proceso de origen dual, pudiendo ser tanto antrópico como natural. Surge cuando se produce un cambio en el uso del suelo que provoca la disrupción del hábitat que existía previamente, generando parches aislados y de menor tamaño rodeados por una matriz de composición variable (Wilcove et al., 1986; Haddad et al., 2015). Con relación al origen antrópico, esta matriz puede ser generada por cultivos agrícolas, urbanizaciones, redes viarias, reforestaciones y actividades mineras principalmente. Mientras que con el origen natural son los terremotos, incendios, tsunamis y otros fenómenos geoclimáticos como ciclones los que la generan (Cui et al., 2012; Haddad et al., 2015; Arief & Itaya, 2018).
Al tratarse este proceso de uno de los principales motores de cambio global que afectan a la biodiversidad (Saunders et al., 1991), lleva suscitando un gran interés en los científicos desde que se postulara la teoría biogeográfica de islas de MacArthur & Wilson (1967) considerada como el germen. Actualmente se están produciendo avances en materia de fragmentación, encaminándose a maximizar la escala a la que se estudia este proceso, existiendo algunos trabajos que evalúan el efecto a nivel global (Keinath, 2016; Taubert, 2018). Pese a estos avances y mejoras, se abrió recientemente un debate con relación a cuál es el efecto de la fragmentación sobre la biodiversidad.
Este debate enfrentó dos posturas claramente opuestas. La de aquellos científicos que apoyaban los efectos negativos como son entre otros el aumento del efecto borde, la disminución de la conectividad, los cambios estocásticos impredecibles, la reducción del espacio efectivo para el establecimiento y alimentación de las comunidades, los cambios en la biología y genética de las especies presentes y las modificaciones de sus interacciones (Fischer & Lindenmayer, 2007). Y los que consideraban que tiene efectos positivos sobre la biodiversidad. Estas respuestas positivas son principalmente, el incremento de la conectividad funcional, la generación de diversidad de hábitats, la existencia de efectos borde positivos y la reducción de la competencia (Fahrig, 2017). Este debate finalizó con la aceptación general de que la fragmentación ejerce efectos negativos sobre la biodiversidad. Aunque sí que es cierto que existen excepciones. Ejemplo de ello, es la generación de diversidad de hábitats en cuanto a composición, tamaño y forma por acción de la fragmentación, lo cual está relacionado con un aumento de biodiversidad (Hu et al., 2012). Además, otro caso más específico donde se demuestra que no hay efecto de la fragmentación sobre la biodiversidad, es el producido sobre la entomofauna edáfica (comunidad de insectos que habita en el suelo). La cual está claramente adaptada a las condiciones inmediatamente próximas, que favorecen el no percibir la alteración física a escala de paisaje (Braschler & Baur, 2016).
Como conclusión si se atiende al principio de precaución, se tienen en cuenta estas consideraciones y se acepta el efecto negativo de la fragmentación, se debería tratar de conservar el mayor área de hábitat natural que fuera posible. Haciendo hincapié en los hábitats vulnerables y con una distribución restringida que son los que presentan un mayor riesgo de desaparición. Como se verá en una publicación futura, tampoco se debe olvidar el empleo de microrreservas ya que en hábitats concretos como los afloramientos yesíferos pueden ser la mejor herramienta de conservación.
Bibliografía:
Arief, M.C.W. & Itaya, A. (2018). Influence of the 2004 Indian ocean tsunami recovery process on land use and land cover in Banda Aceh, Indonesia. Journal of Forest Planning 22(2): 55-61.
Bellwood P. 2005. First farmers: The origins of agricultural societies. Blackwell Publishing, Oxford. 360 pp.
Braschler, B. & Baur, B. (2016). Diverse effects of a seven-year experimental grassland fragmentation on major invertebrate groups. PLoS One 11(2): e0149567.
Boserup E. 1965. The conditions of agricultural growth: The economics of agrarian change under population pressure. Aldine Publishing, Chicago. 132 pp.
Cui, P.; Lin, Y.; Chen, C. (2012). Destruction of vegetation due to geo-hazards and its environmental impacts in the Wenchuan earthquake areas. Ecological Engineering 44: 61-69.
Fahrig, L. (2017). Ecological responses to habitat fragmentation per se. Annual Review of Ecology, Evolution and Systematics 48: 1-23.
Fischer, J. & Lindenmayer, D.B. (2007). Landscape modification and habitat fragmentation: a synthesis. Global Ecology and Biogeography 16(3): 265-280.
Haddad, N.M.; Brudvig, L.A.; Clobert, J.; Davies, K.F.; Gonzalez, A.; Holt, R.D.; Lovejoy, T.E.; Sexton, J.O.; Austin, M.P.; Collins, C.D.; Cook, W.M.; Damschen, E.I.; Ewers, R.M.; Foster, B.L.; Jenkins, C.N.; King, A.J.; Laurance, W.F.; Levey, D.J.; Margules, C.R.; Melbourne, B.A.; Nicholls, A.O.; Orrock, J.L.; Song, D.X.; Townshend, J.R. (2015). Habitat fragmentation and its lasting impact on Earth’s ecosystems. Science Advances 1 (2): e1500052.
Hu, G.; Wu, J.; Feeley, K.J.; Xu, G.; Yu, M. (2012). The effects of landscape variables on the species-area relationship during late-stage habitat fragmentation. PLoS One 7(8): e43894.
Keinath, D.A.; Doak, D.F.; Hodges, K.E.; Prugh, L.R.; Fagan, W.; Sekercioglu, C.H.; Buchart, S.H.M.; Kauffman, M. (2016). A global analysis of traits predicting species sensitivity to habitat fragmentation. Global Ecology and Biogeography 26(1): 115-127.
MacArthur, R.H. & Wilson, E.O. (1967). The theory of island biogeography. Princeton University Press, Princeton, New Jersey. 224 pp.
Saunders, D.A.; Hobbs, R.J.; Margules, C.R. (1991). Biological consequences of ecosystem fragmentation: A review. Conservation Biology 5(1): 18-32.
Taubert, F.; Fischer, R.; Groeneveld, J.; Lehmann, S.; Müller, M.S.; Rödig, E.; Wiegand, T.; Huth, A. (2018). Global patterns of tropical forest fragmentation. Nature 554 (7693): 519-522.
Vigne J.D. 2008. Zooarchaeological aspects of the Neolithic diet transition in the Near East and Europe, and their putative relationships with the Neolithic demographic transition. In Bocquet-Appel J.P. & Bar-Yosef O. The Neolithic demographic transition and its consequences: 179-205. Springer, New York.
Wilcove, D.S.; McLellan, C.H.; Dondson, A.P. (1986). Habitat fragmentation in the temperate zone. EnSoulé, M.E. (ed.) Conservation Biology, the science of scarcity and diversity: 237-256. School of Natural Resources of University of Michigan, Michigan.
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