Los bosques tropicales están actualmente desapareciendo a una tasa de 15.4 millones de hectáreas por año. Esta tasa, aunque obiamente alarmante, a incrementado poco desde 1960. As tasas de deforestación varían y difieren entre regiones, como también difieren las causas y las cantidades de bosque remanentes. Áreas grandes de bosques remanentes están siendo degradados devido a los procesos de fragmentación y a la extracción selectiva de madera. Sin embargo no existe evidencia de extinciones masivas de especies, predecidas por las curvas de especie-área. Esto puede cambiar si se considera que puede existir un tiempo de retraso antes de la extinción comenzar, especialmente para muchas de las especies de árboles que pueden vivir hasta mas de cien años, haciendolo probable que la mayoría de estas especies estén destinadas a extinguirse.
Fragmentos de bosques de algunas pocas decenas de hectareas pueden incluir una inesperada alta proporción de las especies de la flora regional. Muchás de las especies de plantas y animales pueden sobrevivir en áreas de aprovechámiento forestal. Algunos de los animales pueden utilizar los bosques secundarios o plantaciones que rodean a los fragmentos de bosque primario. Estos factores ayudan a la perpetuación de las especies. En un futuro cercano, es muy probable que el paisaje de la mayoria de los paises tropicales, estará constituido por manchás de áreas conservadas de bosques primarios, grandes áreas manejadas para uso de recursos, principalmente madera, y pequeños manchás o galerias de bosques primarios o disturbados que persistirán entre áreas destinadas a la agricultura.

Los análisis de las causas económicas de la deforestación hán enfocado principalmente los factores microeconómicos, como las conceciones forestales y los incentivos para la agricultura a través de las políticas del gobierno. Sin embargo, trabajos mas recientes hán comenzado a enfatizar los factores macroeconómicos, como por ejemplo el rol de la deuda externa de los paises en desarrollo. En este capítulo enfatizamos las causas macroeconómicas de la deforestación, desenvolviendo un modelo conceptual que sugiere que los factores macroeconómicos, pueden inducir a que los paises en desarrollo se involucren en una excessiva deforestación para cubrir sus necesidades a corto plazo. Nosotros enfocamos particularmente el caso de la deuda externa y testamos su importancia usando datos de varios paises en desarrollo. Nuestros resultados sugieren que la deuda está positivamente correlacionada con la tasa de deforestación, sugiriendo una mayor atención a los factores macroeconómicos cuando se diseñan los procesos políticos. El potencial de los canjes de la deuda externa por naturaleza son discutidos.

Estudiamos cambios durante los primeros cinco años después de la creación de los fragmentos, en la naturaleza y extención de los efectos del borde en una única y aislada reserva del proyecto de Dinámica de Fragmentos Forestales en las proximidades de Manaus, Brasil. Húmedad del aire y del suelo, que incrementaron en una gradiente con la distancia al borde, variaron en padrones complejos con la distancia para el mismo borde cinco años después.
Una planta del sub-bosque, Astrocaryum sociale (Palmae) fue significativamente menos abundante en las proximidades del borde, mientras que otra, Duguetia aff. flagellaris (Annonaceae), no mostró variación consistente en su frecuencia con relación a la distancia al borde. Ninguna de estas especies mostró algun signo de stress hídrico para cualquier localización en el bosque. Aunque a conducción foliar frecuentemente disminuyó después de alcanzar el punto máximo de 80-120 mmol m-2 s-1 al final de la mañana, estos padrones no variaron consistentemente con la distancia del borde. El potencial hídrico antes de amanecer nunca fue bajo y el potencial hídrico mínimo para las hojas nunca alcanzó el punto de turgor. Las hojas nuevas de D. flagellaris expandieron a tasas similares para cualquier punto. Análisis foliar 13C no presentó ninguna evidencia de cambios en la eficiencia de uso de agua para los árboles del dosel cerca al borde y el incremento de 13C foliar cerca al borde para especies del sub-bosque fue devido a la variación en la composición del aire relacionado a la mescla con el aire proveniente de fuera del bosque.
Claros en el bosque fueron mas frequentes en los 70 metros exteriores de la reserva que en las parcelas control sin el efecto del borde. La complexidad resultante de la estructura del bosque cerca a los bordes puede explicar la complexidad en la variación ambiental y las respuestas de las plantas en relación al borde mas antiguo. Entender la extención de los cambios devido al efecto del borde a largo plazo en la estructura de la vegetación es importante para desenvolver las apropiadas decisiones en el manejo de bosques tropicales.

Este estudio examina los gradientes de microclima dentro de un bosque remanente de 20 há en Atherton Tableland en el Nor-Este de Australia. Parámetros microclimáticos y las densidades de mudas de plantas dicotiledoneas fueron consideradas con relación a su distancia del borde y al aspecto del borde bajo condiciones húmedas y secas durante el verano. La abertura de dosel fue predominantemente bajo para todo el bosque remanente, formándose un borde muy definido alrededor del bosque. Los efectos microclimáticos debido al borde se extendieron hásta 30 metros dentro del bosque remanente para las dos condiciones climáticas, húmedo y seco. La magnitud del efecto del borde varió no solo con la distancia al borde, pero también con el aspecto de este; también se registró diferencias para ambas condiciones, húmedo y seco. Para la condición húmeda, las temperaturas del suelo fueron fuertemente afectadas para las dos variables, la distancia al borde (tuvo efecto a 0, 5, y 10 cm de profundidad) y el aspecto del borde (efecto a dos profundidades, 0 y 10 cm). En comparación, para ambas condiciones, húmedo y seco, la temperatura a la altura de las mudas (20 cm) y varas (150 cm), varió significativamente con el aspecto del borde, pero no varió debido a la distancia del borde. La densidad del vapor, a las alturas de mudas y varas, fue fuertemente afectada por el aspecto del borde pero no varió significativamente debido a la distancia com relación al borde bajo condiciones húmedas, mientras en condiciones secas, ni el aspecto ni la distancia tuvieron influencia en la densidad de vapor. La densidad de plantas dicotiledoneas incrementó progresivamente desde el borde hásta 30 m dentro del bosque remanente donde se niveló. La densidad de mudas también varió significativamente con el aspecto del borde. Las implicaciones de estos resultados para la conservación y manejo de bosques fragmentados en regiones altas con estaciones marcadas son discutidos.

Pocos estudios hán enfocado en el impacto de la fragmentación de hábitats para los invertebrados. En bosques experimentalmente aislados del Proyecto de Dinámica de Fragmentos Forestales, en las proximidades de Manaus, Brasil, se amostraron un total de 920 m² de hojarasca, a siete distancias del borde, en diferentes tamaños de fragmentos de bosque y en un bosque primario continuo. La abundancia de invertebrados mostró un incremento con la reducción del tamaño del fragmento. Este incremento puede ser explicado como un proceso ocasionado por la creación de un efecto del borde. La colecta de invertebrados a partir de un transecto desde el borde hácia el interior del bosque, no consiguió probar la hipótesis de un cambio monotípico en abundancia con la distancia del borde. En cambio, la abundancia de invertebrados fue elevada en la área de influencia del borde, pero también mostró un elevado pico a una distancia entre 50 y 100 metros del borde. Análisis preliminares de la estrucutura de la comunidad de coleopteros, sugiere que la composición de especies en pequeños fragmentos forestales fue influenciado mas fuertemente por el área del fragmento que por el efecto del borde. Muchás especies características de bosques primarios no disturbados estuvieron ausentes hásta en los fragmentos relativamente grandes (100 há). La composición de especies de coleopteros fue modificada por el efecto del borde hásta en distancias entre 105 - 210 m dentro del bosque continuo y hásta 420 m dentro de los fragmentos de 100 há. Estos resultados desafian, no solo la forma en que un conservacionista ve la extención de los efectos del borde devido a la fragmentación, sino también los conceptos que se refieren al tamaño mínimo requerido para el mantenimiento intacto del conjunto de comunidades de invertebrados terrestres.

La fragmentación de bosques causa un incremento considerable en la cantidad de borde dentro del hábitat. En relación al bosque continuo, los bordes de los fragmentos de bosque están expuestas a vientos de velocidad alta, vorticidad, y turbulencia, que usualmente resultan en un incremento en las tasas de mortalidad de árboles por viento y en daños estructurales del bosque. Se midieron factores fisionómicos, edáficos, y paisajísticos en dos fragmentos forestales grandes (500 há) en bosques tropicales de Queensland, Australia, para determinar si los fragmentos fueron mas fuertemente disturbados que el bosque continuo en áreas adyacentes.
Ambos fragmentos exibieron reducciones moderadas en su cobertura de dosel y elevadas abundancias de Calamus spp. y lianas, especies usualmente associadas a disturbios, y que se encuentran en menor abundancia en las áreas de bosque continuo. Sin embargo, no se encontró un incremento en la densidad o área basal de árboles caidos por la acción del viento, aunque se encontraron indicios de elevados daños en la estructura del bosque. Modelos de regresión multiple sugieren que la distancia de las parcelas al borde del bosque, y factores topográficos (elevación, pendiente y posición topográfica) fueron determinantes en el daño estructural del bosque.
Como demuestran estudios con mamíferos no voladores, elevados disturbios pueden ser una fuerza de estructuración importante, para comunidades de fauna en bosques remanentes, y puede agraviar los impactos de fragmentación para las especies que hábitan en el interior del bosque. Muchás áreas tropicales y sub-tropicales son sujetas a vientos predominantemente fuertes y a tormentas periódicas, por lo tanto los padrones que fueron observados aqui pueden llegar a ser típicos en otras regiones.

Entre 1980-1995, mariposas fueron censadas en 25 reservas de 1-1000 há del Proyecto de Dinámica de Fragmentos Forestales, al norte de Manaus, Brazil. De las 445 especies encontradas, 105 son típicas del sub-bosque con sombra, 205 de sub-bosque con aglomerados de sol, y 75 associados a bordas de reservas. Muchás especies fueron raras, 78 especies fueron identificadas a partir de un individuo, y solo 133 estuvieron presentes en la mitad de las reservas. Sin embargo, una especie de Ithomiine corresponde a 30% de las mariposas observadas.
Las listas acumulativas por reserva muestran que no existe efecto de área de la reserva. Muchá de la variación entre dias de muestreo y entre reservas, se debe a la heterogenidad de la área de estudio; áreas con claros internos grandes, variación topografica pronunciada, y bordes regenerados fueron mas diversos que los lugares mas planos, con áreas mas homogéneas dentro del bosque continuo, y/o rodeados por pastos.
La tasa de sobrevivencia entre muestras fue mayor en el bosque continuo que en el bosque fragmentado, y también aumentó cuando los intervalos entre muestreos se incremento. Muchos grupos de mariposas fueron fieles indicadores de sus recursos usuales, associaciones y hábitats preferidos. En resumen, estos resultados sugieren que el sistema de reservas debe ser grande y estratificado a través de una serie de diferentes hábitats. También, se debe prestar atención a la micro-heterogenidad, bosques secundarios, corredores, y bordes leves, para asegurar que la diversidad de especies, con unidades y procesos ecológicos se mantengan dentro de los bosques.

Análisis morfométricos fueron realizados a partir de las mediciones del exo-esqueleto de un ciempiés Rhysida nuda, colectados en 14 fragmentos forestales (2.5 - 430 há en área) y dos parcelas de bosque primario continuo localizadas en Atherton Tableland, en el Nor-Este de Australia. La relación de la variación fenotípica entre poblaciones y entre individuos con los atributos paisajísticos del área fueron explorados usando análisis de regresión multiple. La variación entre individuos fue determinada a partir de las fluctuaciones asimétricas de sus mediciones, por ejemplo, las pequeñas desviaciones al acaso que se presentan a lo largo de su simetria bilateral. La área del fragmento fue positivamente correlacionado con la variación fenotípica entre poblaciones, explicando hásta 52% de la variancia total. Aunque el tamaño de la población del ciempíes es lo suficientemente grande para evitar entre-cruzamiento, hásta en los fragmentos mas pequeños, se cree que la reducción de la variación fenotípica a nivel poblacional es una reflexión de la reducción del nicho, correspondiendo a una disminuición del bosque remanente. La variación entre indivíduos fue positivamente correlacionado con el indice fraccional, que es la relación entre al superficie del borde sobre el área total del fragmento, explicando hásta 37% de la variancia. Porque los hábitats mas pequeños, consisten principalmente en hábitats de borde, las variaciones sazonales en húmedad y temperatura son mas marcados, probablemente ocasionando una inestabilidad durante el desarrollo de especies sensitivas al desecamento, como los ciempíes.
Estos resultados sugieren que la fragmentación puede incrementar la probabilidad de extinciones locales, especialmente para invertebrados sedentarios, através de la disminución en la variación fenotípica entre poblaciones. Esta disminuición en la variación fenotípica puede reducir la capacidad de la población de captar cambios en el ambiente, que a la vez se puede manifestar como un incremento en las fluctuaciones asimétricas.

Los datos basicos para determinar la estructutura de una comunidad de sapos en bosques intactos fueron colectados por siete años en la Amazonia Central, y fue comparada com inventarios recientes sobre riqueza, abundancia y successo reproductivo en fragmentos forestales de diferentes tamaños. El objetivo principal de este estudio fue detectar cambios en la comunidad de sapos y en parametros poblacionales atribuibles a deforestación y fragmentación.
Se encontró una relación positiva entre tamaño del fragmento y riqueza de especies. Sin embargo, fragmentos inventariados antes y después del proceso de fragmentación mostraron un incremento en la riqueza de especies después de siete años de aislamiento. Fragmentos que varian entre 1 a 100 há en área exibieron en media un incremento de 10 especies después de ser aislado. Pocas especies se perdieron en los fragmentos. La mayor parte de este incremento en la riqueza de especies se debe a que hay un aumento de especies associadas al hábitat modificado que rodéa los fragmentos.
Algunas especies de sapos fueron estudiadas mas intensivamente, y estos mostraron variadas respuestas a la fragmentación del bosque. La abundancia de Eleutherodactylus fenestratus, un reproductor terrestre, incrementó significativamente para los fragmentos menores, y su abundancia fue significativamente superior en pequeños y grandes fragmentos que en el bosque continuo. Colostethus stepheni, un reproductor semi-terrestre, fue menos abundante en los fragmentos que en el bosque continuo. Finalmente, no se encontró diferencia significativa para Eleutherodactylus zimmermaneae y Osteocephálus sp. entre los diferentes tamaños de fragmentos, o entre fragmentos y bosque continuo. Análisis de regresión multiples indicaron que la variación en profundidad de hojarasca y la cobertura del dosel pueden explicar el incremento en las observaciones de F. fenestratus en los pequeños fragmentos. La respuesta de los sapos reproductores en pozas, a pozas artificiales, foi variable, pero no hubo evidencia de un reducido sucesso de reproducción debido a los fragmentos, en relación al bosque contínuo.
En resumen, la fragmentación del bosque parece afectar menos a las comunidades de sapos, que a otros grupos taxonómicos. La riqueza de especies tuvo una tendencia a incrementar como resultado de la fragmentación, y solo uno de cuatro especies estudiadas intensivamente, mostró una perdida de abundancia en los fragmentos.

Se utilizó una metodologia de marcar y recapturar aves de sub-bosque para monitorar el efecto del aislamiento de fragmentos forestales remanentes, resultado de la conversión de bosques a pastos para ganado. La mayoría de especies insectívoras y frutívoras desaparecieron de los bosques remanentes recientemente aislados. Bandadas de especies mixtas insectívoras se desintegraron en los primeros dos años. Sin embargo, picaflores de sub-bosque no fueron sensibles a los cambios en su hábitat.
Muchás aves frutívoras e insectívoras típicas de bosques primarios frequentaron un mosaico de manchás de bosque primario dispersas con otras de agricultura y bosques secundarios (>6 meses). En este proceso recolonizaron fragmentos de los cuales hábían desaparecido cuando estos fueron inicialmente creados. Aves que son seguidoras obligatorias de hormigas fueron rapidas en reconquistar los fragmentos, mientras que algunos de los insectívoros forradores de suelo fueron los menos probables en usar este mosaico de bosques y vegetación secundaria.
El tipo de vegetación secundaria que rodéa los fragmentos tuvo un efecto en la probabilidad de algunas especies para recolonizar los fragmentos. Con algunas pocas excepciones, la populación y los niveles de actividad de las especies características de bosques primarios declinaron en los fragmentos menores con poca o ninguna compensación de los especialistas de vegetación secundaria.

Datos de demografía, historia natural, genética, y medio ambiente de nueve especies de aves de sub-bosque fueron examinados para dar una luz en los mecanismos que determinan la extinción o permanencia de la especie en la isla de Barro Colorado, Panama. Disperción de poblaciones del continente a la isla y viceversa no es evidente para las especies estudiadas, por lo tanto asumimos que no existe el efecto de recolonización en la probabilidad de extinción de las especies en la isla. Para cada especie, los mecanismos de interacción entre factores intrinsicos (autoecológicos) y extrinsicos (ambientales) determinarán el destino de la población en la isla. Interacciones entre mortalidad inducida por el medio ambiente y sobrevivencia específica de la especie y tasas de fertilidad surgieron como los mecanismos llaves para definir extincción y persistencia entre estas especies.

Se estudió como los cambios en los padrones paisajísticos pueden influenciar los grupos de aves frutívoras en el Norte de los Andes Sur-Americanos. Especificamente, se busco aggregaciones, o "lumps" (sensu Holling 1992), en la distribuición de la masa corporal de aves frutívoras entre (1) zonas de altura (2) locales dentro de las zonas altitudinales con diferentes grados de disturbios ocasionados por actividades humanas. Estas comparaciones, representan dos diferentes escalas de investigación, sin embargo produjeron resultados similares.
Con la disminución de la complexidad paisajística, el número de "lumps" disminuyó, principalmente por la perdida de "lumps" representando las mayores y menores especies. Sin embargo, este padrón no fue claro dentro de cada zona, donde las agregaciones que contienen las especies mas grandes persistieron para los cuatro lugares estudiados. Cambios dramáticos en la estructura de las agregaciones entre locales dentro de una misma zona altitudinal fueron siempre asociados a cambios dramáticos en el paisaje.
Nuestros resultados sugieren que (1) la estructura de las agregaciones en masa corporal de aves frutívoras son influenciadas mas por padrones en el paisaje que por la composición de especies o condiciones de sitio, (2) asumiendo que los padrones en el paisaje no son criticamente alterados, asociaciones de aves frutívoras de los neotrópicos montanos parecen resistentes a disturbios humanos, y (3) los números de "lumps" y riqueza de especies son relacionadas.

Los bosques tropicales en Atherton Tableland, en el Nor-este de Australia hán sido reducido a manchás de bosque primario aislados por mosaicos de tierras agrícolas, áreas urbanas, y bosques secundarios. Por un periódo de casi 4.5 años, se censaron las manchás de bosque tropical (de 0.5 a 620 há) y dos parcelas de control de bosque continuo (>100000 há) para determinar las listas completas de aves tropicales que hábitan en estos diferentes lugares.
La distribuición de la avifauna en estos fragmentos probó ser altamente anillada cuando se utilizó el análisis de testes de anidación (Patterson 1987). Localmente, las especies nomádicas y migratorias mostraron un padrón anillado menos acentuado que las especies sedentarias. Los meritos relativos de preservar una o pocas áreas grandes de un hábitat en comparación con la de preservar una serie de pequeñas áreas es discutido a partir de los análisis de este estudio.
Funciones de incidencia son una forma de representar graficamente la relación entre la ocurrencia de una especie y el tamaño del hábitat. Funciones de incidencia fueron producidos para todas las especies, y se notó que las especies de aves pueden estar en uno de cinco catégorias dependiendo de su ocurrencia en diferentes clases de tamaño de hábitats aislados. Estas categorías reflejaron diferentes respuestas de las especies a la fragmentación del bosque.
Las características ecológicas asociadas a su respuesta a una fragmentación fueron analisados usando análisis de correlación y regresión. La presencia de especies que usan corredores de vegetación remanente a lo largo de rios y lineas plantadas como cortavientos, y su abundancia natural en bosques continuos, se mostraron como los mejores indicadores de la vulnerabilidad de la fragmentación.
También se estudió otros factores ambientales que podían ser buenos indicadores de la riqueza de especies de aves. La variable que mejor determina la riqueza de especies fue el logaritmo natural del tamaño de la área fragmentada. Un número significativo de otras variables también fueron significativamente correlacionadas con riqueza de aves, pero ninguno fue significativo cuando se retiró el efecto del logaritmo del área mediante un análisis parcial de correlación.
Se concluyó que aunque pequeñas manchás de bosques tropicales pueden mantener una proporción significativa de la avifauna local, hásta el fragmento mas grande que se estudio (620 há), no consiguió conservar algunas de las especies mas sensibles. La relativamente alta diversidad de especies de aves en los fragmentos mas pequeños se debe principalmente a la imigración de especies de otras áreas de bosque y a la alta proporción de especies generalistas de la avifauna Australiana.

Trampas-vivas en el suelo y en el dosel fueron usadas para censar pequeños mamíferos en fragmentos forestales de bosque primário de 1 há y 10 há, y en bosques continuos primarios en las áreas del Proyecto de Dinámica Biológica de Fragmentos Forestales en las proximidades de Manaus, Brasil. Fragmentos fueron aislados a partir de bosques primarios háce 1-8 años y la separación entre estas parcelas y el bosque contínuo es entre 100 a 800 metros de pastos o bosques secundarios.
Análisis para tres diferentes parámetros sobre la estructura de la comunidad (abundancia, biomasa, y número de especies) revelaron que la fragmentación afecta considerablemente la fauna de mamíferos pequeños terrestres pero no el de la fauna de mamíferos de dosel. Fragmentos, (especialmente los de 1 há), tienen una mayor abundancia y diversidad de mamíferos terrestres que los sitios estudiados en bosques continuos. Como resultado, la distribuición vertical de la biomasa de pequeños mamíferos fue alterada; la biomasa de las especies terrestres excede a la biomasa de las especies arbóreas en los fragmentos mientras que en el bosque continuo la proporción es casi la misma.
En los fragmentos, el incremento observado de la fauna terrestre, es resultado de un incremento a mayor escala, para todas las especies del bosque primario. Hubo algunas especies que fueron capturadas en los fragmentos y que no fueron encontradas en el bosque primario continuo. El efecto de la fragmentación es atribuido a un incremento en la productividad de los recursos a lo largo de los bordes y a los hábitats de bosque secundario que rodéan los fragmentos. Las respuestas de los diferentes mamíferos pequeños al proceso de fragmentación varía marcadamente con los de otros grupos faunísticos como aves, primates y escarabajos, y esto puede reflejar diferentes grados de utilización de los hábitats secundarios por estos grupos.

Determinar los cambios en la composición de especies como resultado de la fragmentación de hábitats es difícil porque información adecuada sobre las comunidades anteriores al proceso de fragmentación usualmente estan ausentes. En 1987, alrededor de 100 islas de bosques tropicales fueron creados cuando el Rio Saeng fue inundado para crear el reservorio de la hidroeléctrica de Chiew Larn, en el sur de Tailandia. Inventarios exháustivos para pequeños mamíferos fueron hechos en la tierra firme adyacente para crear el banco de datos necessario para comparaciónes.
Usando esta información, censos comparativos a través de 12 islas (entre 0.7 - 109 há em tamaño) sugieren que la perdida de especies a ocurrido rapidamente en las islas, especialmente en las mas pequeñas (<10 há), durante los siguientes siete años después del aislamiento. La conversión de bosques siempre verdes a bosques secos por la acción de incendios y el aprovechámiento de madera, hán acentuado la perdida natural de especies en las islas, especialmente de los especialistas de bosques primarios, muy comunes en la tierra firme. En contraste, las especies que son tolerantes a disturbios hán proliferado en los sistemas ecológicos alterados de las islas.
Muchás de las reservas forestales en el sur de Tailandia, son de tamaño comparable a los de este estudio. Si la composición y estructura original del bosque original no son mantenidos, los grupos de pequeños mamíferos en las reservas de Tailandia colapsaran, como aconteció en las islas de Chiew Larn.

"Fragmentación Interna" ocurre cuando poblaciones de animales son sub-divididas por aberturas de bosque en forma de lineas, como carreteras o lineas de electricidad. Se revisó literatura y aspectos de mis propias investigaciones con relación a los efectos de barreras en forma de lineas, con particular interes en bosques tropicales. Las estatísticas de mortalidad para especies de animales silvestres, y estudios con trampas demuestran que carreteras y aberturas para lineas de electricidad en los bosques tropicales causan fragmentación interna en las populaciones de vertebrados terrestres.
Durante censos semanales, se encontraron 1300 vertebrados muertos cada año a lo largo de dos kilometros de una carretera que cruza los bosques tropicales húmedos del Nor-Este de Australia. Tales niveles de mortalidad a lo largo de la carretera pueden causar reducciones significantes en las populaciones faunísticas, especialmente para las especies que son raras o frágiles durante algunas epocas al año. Menor mortalidad fue hállado en las partes mas anchás de la carretera, sugeriendo que debe existir una relación entre el ancho de la carretera y la tasa de cruzamietos a través de la carretera. A menos de que sean capaces de evitar el tráfico o de poder usar rutas alternas, los animales que están ausentes en las estatísticas de mortalidad estarían evitando completamente estas áreas resultando en poblaciones severamente fragmentadas.
Los movimientos de cruzamiento de la carretera por pequeños mamíferos y aves fue significativamente inhibido en tres estudios de trampas vivas a lo largo de carreteras en los bosques tropicales humedos. En otro estudio, aberturas de bosque para los cables de electricidad inhibió completamente el pase de mamíferos pequeños através de este camino. Pequeños mamíferos podían ser facilmente convencidos de cruzar los caminos que tienen entre 6-22 metros de anchura, pero ninguno quizo cruzar quando la abertura era de 60 metros, como es el caso de las lineas de electricidad, inclusive con el uso de carnadas en solo un lado del camino. La invasión de roedores asociados a la abundancia de pastos en estos claros puede ser un factor que contribuyó a la exclusión de las especies de bosques primarios en estas áreas.
Un alivio parcial de los efectos de barrera, causadas por las lineas de electricidad ocurrió cuando las rutas de cruzamiento debajo de la carretera era facilitada por la construcción de pasajes por abajo de la carretera. Áreas de regeneración en las aberturas de las lineas de tensión también facilitan el movimiento de animales de bosques primarios.

Se está investigando la fauna de 12 islas comunicadas con el continente por puentes naturales. Las islas fueron formadas por la inundación de 4,300 km² de bosques tropicales húmedos para la creación de una hidroeléctrica en la región este-central de Venezuela. Las islas ya tenían 4 años cuando comenzamos a trabajar en 1990, y ahora tienen 10 años de formación. La fauna de las pequeñas (1 há) y medianas (10 há) islas ya están empobrecidas drasticamente, faltando en ellas numerosas especies de aves, mamíferos, reptiles, amfíbios, e invertebrados, que todavía se encuentran en la isla mayor (350 há) y en el continente adyacente. Muchás de las especies que sobrevivieron en las islas pequeñas y medianas del Lago Guri hán incrementado su abundancia con relación a las tierras continentales y aveces el incremento há sido en mas de una orden de magnitud.
La perdida de especies y la hiperabundancia de otras a resultado en distorciones ecologicas. En términos relativos, existen muchos herbívoros y predadores de semillas, y pocos predadores, parasitos, y dispersores de semillas. El resultado es una perdida del balance ecológico que generará mas impactos, particularmente en el proceso de reclutamiento.
Especulamos que la fragmentación lleva, primero, a una pérdida de especies, particularmente de los predadores mayores, y que la correspondiente perdida de las funciones llaves resulta en futuros inbalances ecológicos que generan mas distorciones, que llevan a una continua perdida de especies. El sistema pasa por una serie de estados transitorios hásta que, en un futuro remoto, se llega a un estado en equilibrio mas simplificado que el original.

Padrones y tasas de deforestación influencian en la distribuición de especies que persisten en los bosques remanentes. En este capítulo se discute un modelo estocástico basado en los perfiles de distribuición de especies (la distribuición de la frequencia del número de sitios en la cual una especie se encuentra) para estudiar los efectos de la pérdida del hábitat en especies raras o endémicas. También se evaluó como la deforestación convierte a algunas de las especies con distribuiciones geográficas moderadas en raras o endémicas. El modelo asume un padrón espacial aleatorio de deforestación y una distribuición de perfil para el taxón en estudio.
Se usó un modelo de distribuición de perfil para mas de 5000 especies de plantas neotropicales. La forma del perfil de distribuición determina la tasa de extinción de las especies con extención geografica restricta, pero no afecta la tasa a la cual la extención geográfica de la especie se vuelve restricta como consecuencia de la deforestación. Concluimos que los políticos deben enfocar conservación in situ (por ejemplo reservas forestales) en regiones con niveles altos de endemismo. También se recomienda que los cientificos deben descubrir que características ecológicas y evolutivas determinan el perfil de distribuición del taxón.

La regeneración de las especies arboreas es fundamental para el mantenimiento y la dinámica del bosque. Semillas grandes (>2 cm en diámetro) son usualmente dispersadas por animales terrestres de medio y grande porte, y la densidad populacional y los movimientos de estos animales son fuertemente afectados por la fragmentación del bosque. En los bosques tropicales de Queensland, se comparó la densidad y la estructura de la población de especies arboreas de semillas grandes en fragmentos forestales y en el bosque continuo. También se estudiaron las tasas de predación y la densidad de los predadores y dispersores de semillas.
Se encontró que las semillas podían ser divididas en dos grupos, las que eran y las que no eran alimento del mayor roedor de estos bosques (Uromys caudimaculatus 600-1000 g ). Las semillas que eran mas agradables fueron sujetos a una intensa predación (100% de las 971 semillas tenian indicios de predación). Esta predación tan alta puede ser la causa probable del bajo número de plantas juveniles que estas especies presentan. La tasa entre las plantas juveniles y los adultos es <1 para las especies que producen semillas agradables y >50 para las que otras especies. Sin embargo, no se encontró un efecto de la fragmentación en la densidad de árboles juveniles para las especies de semillas no agradables, aunque la abundancia de Uromys fue significativamente menor en los fragmentos menores (>20 há). Esto aparentemente ocurrió porque hásta en densidades muy bajas Uromys predó todas las semillas agradables disponibles.
Las semillas no agradables fueron dispersadas por mamíferos y aves frutívoras como los cassowaries (Casuarius casuarius). Cassowaries son aves territoriales que perdieron la capacidad de volar. Ellos pueden medir hásta 2 metros en altura y son considerados dispersores de semillas críticos para muchás de las especies forestales de los trópicos australianos. Cassowaries no se encontraron en los fragmentos forestales menores, pero tampoco se pudo detectar algún efecto de la fragmentación en la distribuición y densidad de los árboles juveniles. Esto puede háber ocurrido por varias razones. Primero, la disperción de semillas por cassowaries es usualmente localizado, y otros vectores también dispersan las mismas semillas por distancias mas cortas. Segundo, cambios en la distribuición y demografía de especies arboreas pueden necesitar de siglos antes de manifestarse. Finalmente, factores confusos como heterogenidad ambiental, variaciones climáticas, y cambios en el uso de la tierra, pueden oscurecer los efectos de una falta de dispersores de semillas, convirtiendo esos cambios en no detectables por un periodo de un centenio o mas.
Concluimos que es probable que la fragmentación del bosque conduzca a efectos negativos en la regeneración natural de especies arboreas, mediante cambios en los grupos de dispersores de semillas y predadores. Sin embargo, cambios en las interaciones a altos niveles son afectados por tantos factores al mismo tiempo, que las mediciones y prediciones de estos efectos son imprácticos.

El destino del banco genético de los fragmentos de bosques tropicales húmedos depende de los procesos que operan antes y después del momento de fragmentación. Entre los mas importantes se encuentra la disperción de polén y semillas, que en especies de árboles tropicales son tipicamente transportados por animales. La distancia que el polén y las semillas son transportadas, influencian en la distribuición espacial de la variación genética de las especies arboreas tropicales. Consecuentemente, en el momento que se produce la fragmentación, niveles de variación genética entre y dentro de los boques remanentes, seran determinados no solo por el número de individuos dentro de cada manchá, pero también por la escala espacial y los padrones de fragmentación en relación a la estructura genética original.
A través del tiempo, cambios en la variación genética a niveles de especies en los fragmentos, serán determinados por los efectos de aislamiento del fragmento en la presencia de animales polinisadores y animales frutívoros, y por las tasas de migración de semillas y polén en comparación con las tasas de colonización o extinción. Aunque existe poca información sobre los efectos del aislamiento de los fragmentos en las respuestas genéticas de las especies, la presencia de áreas aledañas grandes de bosque continuo sugiere que las especies sobrevivientes puedan sobrevivir como megapopulaciones de fragmentos interactuandose y que valen la pena conservar.

Se cree que la habilidad de las plantas para colonizar habitats matrizados influye en la persistencia de las respectivas especies a largo plazo. En este estudio, se cuantificó los padrones y las tasas de colonización para 32 especies de plantas leñosas en una área recientemente fragmentada, y matrizada por lava, en la isla de La Reunion, Archipielago de Mascarene.
Para la mayoría de las 32 especies, las tasas de colonización fueron menores que 1 metro por año. Sin embargo, las especies variaron marcadamente en su habilidad para moverse a través de la matriz. Diferencias entre especies para las tasas de colonización, reflejaron principalmente cambios en el modo de dispersión. Baseandose en una unidad por tiempo, especies que se propagan por viento lograron llegar mas lejos de los bosques remanentes que los que son frutos carnosos, usualmente dispersados por vertebrados. En otros sistemas este padrón es usualmente al contrario. Entre las especies que producen un dulce carnoso, las tasas declinaran significativamente con el tamaño del fruto. Para especies con frutos mayores que 20 mm de diametro las tasas de colonización pueden ser muy bajas (<0.1 m/año)
El archipielago de Mascarene a sufrido una extinción de animales muy grande, en los últimos 300 años. Para las semillas de disperción de estas especies, todas menos una desaparecieron o fueron extintas de la isla. Nosotros sugerimos que las tasas bajas de colonización de las especies de frutos carnosos puede estar reflejando su incapacidad de adaptación de estas especies a la perdida de sus dispersores. Brevemente se discute las implicaciones de este padrón para la conservación.

Los efectos a largo plazo de la fragmentación de bosques solo puede accesado estudiando aquellos fragmentos existentes y con una larga historia de aislamiento. En Singapore, la mayoría de fragmentos fueron creados mas de 150 años atras aunque se mantienen unidos por bosques secundarios, mientras que en Hong Kong la fragmentación se llevó a cabo mas de 350 años atras. Por lo menos 50% de las especies de aves especialisadas en bosques se extinguieron en Singapore y ninguna sobrevivió en Hong Kong. Las extinciones de mamíferos muestra un padrón similar.
En contraste las extinciones de plantas vasculares fue mucho menor que lo anticipado. Una rica flora a persistido en Singapore y Hong Kong en fragmentos de menos de 50 há, aunque las extincciones de plantas y animales continúa. Invasiones de plantas exóticas no a sido problema en ninguna de las dos áreas. Bosques secundarios reclutan especies primarias lentamente; una intervención activa es necessaria para restaurar el bosque continuo y prevenir futuras extinciones.

Se estudiaron las consequencias ecológicas de una fragmentación del bosque y las tecnologias para la restauración de estos en los Bosques Tropicales Húmedos de la Costa Atlántica de Brasil. Nos encargamos de contestar parte de una pregunta mas amplia: son los fragmentos forestales de estos bosques sustentables a largo plazo? Nuestra hipótesis es que los fragmentos forestales no son auto-sustentables debido a los efectos del borde y a los constantes disturbios físicos y antropogénicos, y consequentemente van a requerir de practicas de restauración para mantener la viabilidad ecológica y el funcionamiento del bosque a largo plazo. Si los fragmentos forestales están degradándose, nuestras predicciones son: (1) el reclutamiento de árboles será menor que la mortalidad (2) los efectos del borde incrementarán con el tiempo (3) poblaciones de varias especies serán notablemente pequeñas (4) existirá una estructura pobre dominada por eco-unidades de muy baja diversidad. Si las prácticas de restablecimiento van a ser efectivas, deben facilitar los procesos de sucesión, disminuyendo la abundancia de lianas e incrementando la cobertura del dosel.
Nuestros resultados indican un proceso continuo de degradación en los bordes del bosque. Los bordes del bosque tienen densidades de árboles vivos mas bajos y mortalidades mas altas que en el interior. La área basal no varió en función a la distancia del borde, probablemente porque algunos árboles grandes sobreviven en las áreas de influencia de los bordes. Prácticas de recuperación que facilitan los procesos de succession en eco-unidades de bosques secundarios produjeron los cambios esperados en la estructura del bosque. Área basal y cobertura del dosel respondieron mejor al control de lianas y a ciertas combinaciones de plantios experimentales. Estos resultados sugieren que las prácticas de restauración pueden ayudar a revertir la progresiva degradación ecológica de los fragmentos de bosques remanentes.

Restablecer la vegetación natural en áreas que fueron degradadas es esencial para sobrepasar los impactos negativos de la fragmentación del habitat. Este capítulo identifica los lugares apropiados dentro de paisajes fragmentados para desarrollar las actividades de reposición, y examina las diferentes formas como se puede lograr esto examinando tres casos diferentes en los trópicos Australianos y en Puerto Rico. Dos de los ejemplos son programas del govierno de Queensland en un esfuerzo por sobrepasar los efectos de quemadas pasadas del bosque tropical para la agricultura. Uno de estos objetivos es restablecer la vegetación natural y el hábitat a través de un establecimiento de especies arboreas claves que fomentan el uso del área fragmentada por mamíferos y aves frutívoras. Esto a su ves facilita el establecimiento de otras especies. El otro programa usa plantaciones forestales con una variedad de especies nativas para re-crear una industria de madera en el área, los objetivos de este incluyen producir trabajo para las comunidades locales, recuperar la cualidad del agua en rios y quebradas y re-establecer el hábitat para la vida silvestre.
En el tercer caso, las plantaciones de especies-mixtas en Puerto Rico sugiere que tales plantaciones facilitan el estableciemiento de otras especies de arboles y arbustos, incluyendo muchás especies nativas. Bajo ciertas clases de manejo, las plantaciones pueden ser refugio de plantas nativas en paisajes altamente degradados. Algunos factores afectando el proceso y las implicaciones de las plantaciones para los planificadores son discutidas.

Con el avance de la deforestación, los planificadores de recursos en las regiones tropicales frequentemente requieren, cada vez mas, manejar paisajes compuesto por hábitats degradados o mosaicos de bosques fragmentados, que requieren ser restaurados para mantener la biodiversidad. En este capítulo, demostraré como las nuevas herramientas de los sistemas de información geograficas (GIS) y sensores remotos pueden ayudar en el manejo y recuperación de estos bosques. Sensores remotos son especialmente utiles y un medio, costo-eficiente, para ver los cambios en el paisaje sobre grandes escalas espaciales. Yo use estas herramientas para caracterizar y medir los cambios en la vegetación del parque de Santa Rosa, Costa Rica, desde 1979 a 1985. Landsat MSS e imagenes TM fueron procesados para producir los mapas de vegetación. Otras caracterizaciones sobre la estructura del paisaje fueron hechás usando un GIS y el software de análisis espacial, Fragstats. Los resultados de este estudio indican que los cambios en el manejo y en las practicas de uso de tierra están fuertemente influenciando el paisaje. La vegetación boscosa esta cambiando rapidamente dentro del parque.
GIS y sensores remotos permitieron a los ecólogos salir de los estudios limitados a bosques remanentes y comenzar a integrar el paisaje con todos sus elementos. Yo sugiero que los ecólogos dedicados a la conservación, redirijan sus esfuerzos de tratar de accesar los efectos de la fragmentación a identificar formas de como mantener los bosques remanentes y el paisaje para la biodiversidad. Estudios deben ser diseñados sobre la noción de que bosques remanentes aislados no están en completo aislamiento y que deben considerarse ambos, la vegetación alrededor del bosque remanentes y las condiciones biofisicas del paisaje. Adoptando está visión mas integral, los ecólogos pueden incrementar la relevancia de su trabajo en el área de manejo para la conservación de recursos.

El uso del paisaje por los humanos a causado la fragmentación y la perdida de bosques tropicales. En Rondonia, Brasil, hábitats de bosques son rapidamente convertidos a tierras agrícolas. Estos cambios en el uso de la tierra son registrados por sensores remotos. La dinámica de estos cambios pueden ser explorados construyendo modelos simuladores.
Nosotros usamos estas técnicas para analizar la fragmentación del bosque en Rondonia. El estudio demuestra que los modelos simuladores pueden calcular con presición las tasas y padrones de la deforestación a escalas espaciales grandes. Sin embargo, tales modelos no pueden predecir los cambios al nível de detalle disponible a partir de imagenes Landsat. En conclusión, los modelos permiten a los investigadores a evaluar los posibles mecanismos que causan los cambios en la superficie de la tierra observados a partir de imagenes de sensores remotos.

De 1950 a 1990, la cobertura de bosques primarios en el oeste de Madagascar declinó de 12.5% a 2.8%. La deforestación a sido mas severa en el lado oeste de Madagascar que en todo el resto del pais, que todavia retiene aproximadamente 11% de su cobertura boscosa. Deforestación en el lado oeste prosiguío a una tasa estimada de 106,000 há por año entre 1950 y 1974, y 63,000 há por año entre 1974 a 1990; en el lado este se mantuvo una tasa de 110,000 há por año entre 1950 y 1984.
Alrededor de 712,000 há de bosques primários permanecen en el lado oeste. La deforestación no es aleatoria sino se concentra en áreas con suelos mas fértiles y de substratos volcánicos. Los bosques remanentes son altamente fragmentados y dispersos. Solo dos áreas son mayores a 50,000 há y manchás de menos de 600 há comprometen el 19% de los bosques restantes. Las áreas mas grandes persisten en formaciones inaccesibles de karst y en suelos arenosos-calcareos de baja fertilidad. Solo 23% de los bosques restantes están dentro de algún tipo de reserva natural.
Cuatro nuevas reservas son urgentemente necesarias para mejorar la representación de los hábitats de lemurs, substratos geológicos y gradientes altudinales en el presente sistema de reservas. Áreas de prioridad son las de grande tamaño (>25,000 há) con altos niveles de biodiversidad y endemismo, y que tengan poco riesgo de ser disturbados. Los bosques remanentes que están en mayor riesgo de ser destruidos son aquellos que están a menos de 4 km de los poblados, o a 2 km de alguna carretera. El área mas grande de bosque seco en Madagascar (67,000 há) no está adecuadamente protejido como una reserva. Esta área tiene muchás de las características necesarias incluyendo tamaño, alta diversidad, una área central con bajo riesgo de disturbios, presencia de vertebrados endémicos, y potencial ecoturístico, todo lo que lo háce una área ideal para el estableciemiento de un proyecto integrado de conservación y desarrollo.

Análisis moleculares recientes hán revelado extensa diversidad genética en animales restrictos a los bosques tropicales húmedos. La distribuición congruente de la variación intraspecifica entre diversas especies es consistente con la hipótesis de los refugios. Sin embargo, diferencias genéticas entre populaciones disjuntas son generalmente mucho mayores que lo que es esperado para eventos del Pleistoceno tardío. En contraste, filogenía interespecífica, muestra poca congruencia geográfica, interdigitación de taxones del este Australiano y Papua Nueva Guinea, y divergencias mayores sugeriendo que las especies reconocidas hoy en dia son anteriores al Pleistoceno, cuando los bosques Australianos estaban distribuidos diferentemente que en el presente. La conservación de esta diversidad evolutiva y el mantenimiento de los procesos que le dieron forma son importantes para diseñar el sistema de reservas. En particular, nuestros analisis sobre phylogeografia intraspecifica confirma la importancia del clima atraves de sus efectos en la distribuición de los bosques tropicales húmedos y apoya las sugerencias de que el diseño del sistema de reservas debe considerar los procesos dinámicos associados a los futuros cambios de clima.

La riqueza de especies y la singularidad del área constituyen la información basica usada por conservancionistas para definir las áreas de protección que son necesarias para preservar la biodiversidad. Esto también provee la información que los biólogos evolucionistas buscan para entender la historia temporal de las especies, y las comunidades y áreas en que estas ocurren. Este capítulo analiza a los mamíferos pequeños no-voladores de los bosques tropicales húmedos de la cuenca Amazonica y de la costa Atlántica de Brasil. Nosotros examinamos una serie de factores, cada uno considerado importante para reconocer y sintetizar la biodiversidad de la región: (1) la cualidad de la base de datos e informaciones proporcionados por los inventarios (2) la taxonomia adecuada y actualizada para el reconocimiento de las especies (3) la importancia de las relaciones filogenéticas entre los componentes de los diferentes lineajes específicos (4) el grado de concordancia entre los padrones de diversificación de los diferentes taxones entre regiones geográficas (5) la estimación de la profundidad temporal en el origen de la diversificación.
Nosotros usamos ejemplos de nuestros estudios con varios grupos marsupiales y roedores para mostrar como la actual base de datos para bosques tropicales húmedos de Sur America es inadecuado para el recomocimiento del verdadero nivel de biodiversidad dentro y entre grupos. También demostramos que la combinación de acercamientos filogenéticos pueden identificar padrones comunes de diversificación que probablemente reflejen una historia común. Concluimos con las recomendaciones en el área de la investigación, que consideramos críticos para continuar con las iniciativas para preservar estas y otras regiones.

El bosque tropical húmedo de Amazonia es el mas rico y diverso biome del mundo, con la concentración mayor de especies en la zona sub-andina. Baseado en las medidas de la diversidad de los taxones, esta área debería recibir la mayor prioridad para conservación y ya a recibido una enorme atención. Sin embargo, porque la mayoría de especies amazónicas están ampliamente distribuidos, esta diversidad de aves está bien representada por el actual sistema de reservas. Un Gap Analisis usando el programa WORLDMAP demostró que el sistema de reservas es ineficiente para los bosques del Atlántico Brasilero y el oeste de Ecuador, áreas que están en serio peligro por sus altas tasas de deforestación. Otros gaps también ocurren para los Andes. Desafortunadamente, debido al tipo de acercamiento ad hoc usado para seleccionar las áreas de conservación en el pasado, las reservas existentes están usualmente en los lugares equivocados en relación a las áreas de alto endemismo.
Estudios recientes hán revisado lo que sugieren que la intensa diferenciación de nuevas especies en los Andes están asociados con los factores intrínsicos de áreas específicas pequeñas, y que estas características también afectan la viabilidad de humanos aqui y en las áreas aledañas. Nosotros sugerimos entonces que las iniciativas de manejo de recursos para la conservación se concentren aqui. Esto no implica que el resto de la Amazonia es menos importante desde una perspectiva biológica y ecoclimática. Sin embargo, porque la riqueza de especies en Amazonia baja parece ser mantenido por procesos dinámicos que operan sobre áreas muy grandes, encontramos muchá dificultad en identificar cuales son las áreas de alta prioridad aqui. Probablemente es mas eficiente preservar la biodiversidad en regiones de Amazonia a través de la creación de acuerdos internacionales y de politicas regionales de desarrollo sustentable.

Este capítulo examina el rango de asuntos conceptuales y metodológicos que los estudiosos de la biología de la conservación deben discutir y entender. Incluye algunas re-capacitaciones sobre la forma en que se viene háciendo ciencia y su utilidad. Hipótesis y deducción, dependencia en la teoría y la forma descarada de hácer uso de testes de significancia son actualmente escojidas para analizar los datos. La complexidad del proceso de fragmentación, las dificultades de las generalizaciones, el tener que incluir conectividad y balance, y el tener que encajar los diferentes puntos de vista sobre lo que es la realidad son todos discutidos.

Llegar a un consenso puede ser difícil en cualquier disciplina. En el estudio y manejo de bosques fragmentados esto se complica debido a varios factores: el reciente y explosivo cresimiento del área, la amplitud de enfoques de los diferentes investigadores, la diversidad de históricos de uso de la tierra, y la enorme variación natural inherente del biome de bosque tropical.
Con todos estos desafios, no es sorpredente que nuestra primera tentativa para diseñar una síntesis completa sea con un poco de miedo. Afortunadamente, mucho de los contribuyentes a este volumen pudieron asistir el simposio y workshop sobre la fragmentación de bosques tropicales en Snowbird, Utah. Durante el workshop discutimos sobre un amplio rango de temas, que eventualmente produjeron el borrador del siguiente síntesis. Nosotros descubrimos que hábía mucho en que concordábamos.
El objetivo de este penúltimo capítulo es recopilar las ideas que pertenecen a la ecología y al manejo de paisajes fragmentados. Nuestra pregunta principal es: Que es lo que sabemos--o que pensamos que sabemos--sobre bosques tropicales fragmentados? Obviamente, un capítulo como este puede ser muy exháustivo, pero hemos intentado resaltar los conceptos mas importantes y después dirigir al lector al capítulo respectivo del libro y a algunas referencias estrategicas fuera de este volumen.
Este capítulo se divide en tres secciones. El primero enfoca la vulnerabilidad de los biotas tropicales a la fragmentación, mientras que el segundo detalla los rasgos adicionales relevantes a ecosistemas tropicales. La sección final enfoca en el manejo y conservación de paisajes fragmentados. Cada sección esta dividido en una serie de temas y conceptos, y cada uno de estos es apoyado por un número especifico de puntos. Mientras que nuestro énfasis es claramente en bosques tropicales, nosotros creemos que muchos de los principios descritos pueden ser aplicados a cualquier tipo de ecosistema fragmentado.

El destino de los bosques tropicales y sus biotas dependen de un conplejo y confuso juego de factores. Historicamente, cambios en los padrones del clima global hán tenido probablemente el mayor efecto sobre la distribuición actual de los bosques tropicales. En el último mediado de siglo, un número cada vez mayor de factores antropogénicos a sobrepasado al clima como factor determinante en la extención y naturaleza de este ecosistema. En realidad, factores como el comercio internacional, tratados, politicas de desarrollo, leyes y su refuerzo, y la conciencia local y educación de los residentes y colonos, todos estos interactuan para acelerar o frenar la incursión de humanos dentro de los bosques tropicales. Esto se ve mas claramente en los ejemplos de programas de conservación de especies como los que auspician Conservation International o World Wide Fund For Nature y como estos hán ido cambiando durante las ultimas dos decadas. Promoviendo compuestos biomedicinales, etnobotanica, cambios de deuda por naturaleza, eco-turismo, y dar poder a las comunidades locales ahora resaltan en los reportes anuales de las fundaciones de conservación.
El primer paso esencial hácia una disminución de la erosión de los ecosistemas tropicales es crear las condiciones necesarias para que la conservación sea deseable. Solo alineando los diversos factores políticos, sociales y económicos de tal manera que la mayoría, o una minoría convincente vea que los bosques tropicales son algo provechoso que manejar y preservar, y que recursos sean dirigidos hácia estos fines, podrán los forestales y los biólogos comenzar un verdadero y efectivo trabajo en favor de los bosques tropicales.
En teoría, existen tres diferentes enfoques sobre como manejar los bosques para la conservación de sus recursos: preservar todo lo que todavia nos queda, ordenar la naturaleza del paisaje, y manejar lo que el desarrollo va dejar de sobra. Idealmente, deberiamos separar grandes áreas de bosque en parques nacionales no menores a dos millones de hectáreas cada (Thiollay 1989, Terborgh 1992). Sin embargo, hásta en los casos mas optimistas, las populaciones humanas van a seguir expandiendose cada ves mas hácia los bosques en busca de materia prima, beneficios económicos, o simplemente un lugar donde vivir. Costa Rica, el pais tropical con el gobierno mas progresivo y mas orientado hácia la conservación tiene tan solo 25% de su área bajo algún tipo de protección. Porque no háy razón para creer que otros paises protejan mas de un pequeño porcentaje de su territorio en reservas, podemos predecir que la mayoría de los bosques tropicales remanentes eventualmente sobrevivirán como mosaicos de bosques rodeados por hábitats modificados (ver Franklin 1993). Aceptando esta realidad, como manejadores de recursos nosotros gustariamos de poder diseñar el tamaño y la configuración de las áreas antes de que llegue el desarrollo, pero raramente esto es una opción. El escenario mas probable es que tengamos poca opción mas que manejar un paisaje fragmentado por la colonización y explotación económica, sin ningún criterio para la conservación de sus recursos. Cuando manejemos paisajes fragmentados, recursos, en su forma mas amplia, son siempre limitantes. Tales recursos, que no solo incluyen dinero, pero también información, personal entrenado, y los substratos genéticos requeridos para los programas de reintroducción, reforestación, entre otros. Prioridades deben ser establecidas y conpromisos deben ser hechos para determinar como los escasos recursos deben ser canalizados. Entonces debemos tener nuestros objetivos claros. Si preservar la riqueza de especies por área es el objetivo principal, un mosaico de pastos, bosques secundarios, fragmentos, y una grande área de bosque primario puede cumplir mucho mejor este objetivo que tener una sola área mayor de bosque primario continuo. Si la preservación de un biota es el objetivo principal, una única reserva mayor de bosque continuo no disturbado es la mejor opción.
Si estamos manejando un paisaje exsistente, o disfrutando el lujo de estar planeando el desarrollo antes de que ocurra, la conservación depende de nuestro entendimiento de los cambios físicos y biológicos que ocurren después de la fragmentación del hábitat y nuestra hábilidad para mitigar eso. Este libro representa solo un ejemplo del esfuerzo internacional para frenar el proceso de la fragmentacion de bosques al nivel de especies y ecosistemas. En el capítulo anterior, hemos intentado resumir todo nuestro conocimiento y reducirlo a un modesto número de generalizaciones. También hemos señalado donde y porque generalizaciones no fueron possibles. En este capítulo, hemos delineado las preguntas no respondidas y los caminos en la ciencia que son necesarios para llenar los vacios en nuestra base de datos. En el ensayo de Crome (capítulo 31) se discuten todos los desafios metodológicos y filosóficos que enfrentan los estudiantes de este tema. Es nuestra esperanza que si los cientificos responden con el mismo interes y entusiasmo con que Crome promulgaba, podremos maximizar mejor la conpatibilidad del desarrollo y la conservación del paisaje.