El soporte de la vida del hombre, está basado en la existencia de un flujo de energía, materia e información en todos los ecosistemas del planeta. De esta manera, la actividad humana depende de productos tales como fibra, antibióticos, leche, proteínas, lana, entre otros, que ofrece la Naturaleza (Sala y Paruelo, 1997). Es así como las regiones templadas, en donde los pastizales fueron convertidos en áreas de actividad agropecuaria, son fuente del 90% de la totalidad de alimentos que el hombre consume (Waggoner, 1984).

   Sin embargo, la existencia del hombre, también depende de procesos que permiten el mantenimiento de la composición gaseosa de la atmósfera, la circulación de nutrientes, la regulación del clima, la conservación de los suelos y el control del ciclo hidrológico, entre otros. Dichos servicios de la Naturaleza, así se ha denominado a estos procesos, operan en un amplio rango en las escalas de tiempo y espacio (Daily et al, 1997).

   Los mismos, al no poseer un valor de mercado son ignorados o subvaluados por el hombre. Si bien existen estudios (Constanza et al, 1997) que intentan valorizar monetariamente a dichos servicios, si consideramos que cada uno es irremplazable, su valoración debería ser infinita.

   Los servicios de la Naturaleza son la resultante del ciclado de materia y energía de los ecosistemas. La estabilidad y eficiencia de dichos procesos depende de los organismos vivos, o de otro modo, de la existencia de diversidad biológica. De este modo, queda clara la íntima relación que existe entre los servicios, el funcionamiento y la biodiversidad de los ecosistemas.

Problemática Actual

   En la actualidad la población humana presenta la alarmante tasa de crecimiento anual de 1,8 % (PCC, 1989) y las proyecciones demográficas futuras indican una duplicación de la población hacia el año 2025. Se reconoce en el incremento de la población mundial y a la tasa en el uso de los recursos, como las fuerzas principales que dirigen el cambio global que está afectando al sistema Tierra (Vitousek, 1994). La alta concentración de CO2 (dióxido de carbono) presente en la atmósfera, la alteración del ciclo global del N (nitrógeno) y los cambios en el uso de la tierra (deforestación, fragmentación de hábitats), constituyen los componentes principales de ese cambio global, todos los cuales tienen un fuerte impacto en la diversidad de especies y en el funcionamiento de los ecosistemas (Vitousek, 1994).

   Como especie integrante y dominante de la biosfera, el hombre representa el factor con mayor poder disturbador y modificador de ambientes. Ese poder ha llevado a la pérdida de diversidad biológica en los ecosistemas. Rayen (1988) estimó que la tasa actual de extinción de las plantas vasculares es de 5 especies por día, la cual excede la tasa de evolución de nuevas especies (Lawton y May, 1995). La diversidad biológica, no sólo es amenazada a través de la destrucción física del hábitat de las especies, sino también a través del cambio global que opera en nuestro planeta, quedando de manifiesto que todos los sistemas están siendo alterados por la actividad humana (Vitousek, 1994). En un futuro, el siglo XX será recordado como un período de extinciones masivas comparable con lo ocurrido hace 65 millones de años cuando la mayoría de las especies de la Tierra perecieron (Wolf, 1988).

   A pesar del carácter biofílico de la especie humana (Wilson, 1984), el hombre todavía no reconoce el valor de la diversidad de especies, debido a que los programas de conservación requieren abandonar beneficios individuales a corto plazo por beneficios sociales o globales a largo plazo, lo cual está en conflicto con la naturaleza humana (Low y Heinen, en prensa). Debido a que la extinción de especies, dentro de un modelo estocástico (Gould, 1989), es un proceso irreversible, la actividad del hombre amenaza su propio futuro y continuidad: amenaza la existencia de las mismas especies que lo mantienen en el sistema. Por lo tanto, el hombre debe resolver el dilema entre su desarrollo-progreso y la conservación de especies.

   Es importante reconocer que existe un nivel mínimo de "infraestructura" de los ecosistemas que permite que los servicios no se vean alterados. El objetivo de este trabajo es, a través de una revisión de la literatura reciente, determinar el nivel mínimo de diversidad, que garantice el mantenimiento en forma estable de las funciones del ecosistema y por lo tanto, de los servicios de la Naturaleza. O de otro modo, hasta qué nivel de disturbio antrópico, el funcionamiento de los sistemas naturales continúa sin modificaciones. La pregunta a responder toma importancia desde que se conoce que la restauración de ecosistemas empobrecidos en número de especies, no siempre permite alcanzar el valor original.

   Esto se debe a que las propiedades de los ecosistemas no sólo representan la suma de sus partes, sino que existen interacciones entre sus componentes, lo que lleva a pensar que no se trata solamente de conservar especies sino de preservar los sistemas (Pimm, 1993). Dentro de las posturas conservacionistas, encontramos a aquella con una clara visión antropocéntrica o utilitaria, la cual estaría de acuerdo, por ejemplo, en proteger solamente a las especies que otorgan un beneficio directo para la sociedad humana, como las 82 especies que constituyen el 90 % de la dieta de los hombres (Prescott-Allen y Prescott-Allen, 1990). Una visión totalmente opuesta, es aquella que podríamos denominar la conservación a ultranza, la cual propone que todas las especies del planeta son importantes y que poseen un valor per se.

   La respuesta a la pregunta planteada en este trabajo, se basará en la teoría ecológica, la cual intenta fundamentar la conservación de especies, por la función que desempeñan en el ecosistema y por su aporte vital a los servicios del mismo.

Modelos Conceptuales

   Durante los últimos 20 años se han postulado varias hipótesis que predicen las consecuencias de la desaparición de seres vivos sobre el funcionamiento de los ecosistemas.

   Ehrlich y Ehrlich (1981) relacionaron en forma análoga, los remaches de la estructura de un avión con las especies de un ecosistema. De igual manera que la pérdida de remaches van debilitando la integridad del aeroplano, la extinción de especies altera en forma lineal procesos del ecosistema. Contrariamente, Lawton y Brown (1993) (hipótesis de redundancia) propusieron que la existencia de grupos funcionales es lo que mantiene la integridad de los ecosistemas, independientemente del número de especies: lo que importa es la existencia de productores, consumidores y descomponedores.

   Debido a que existen especies que se superponen en sus propiedades funcionales, la extinción de algunas es irrelevante para el flujo de materia y energía del ecosistema, hasta que por lo menos los grupos funcionales no desaparezcan. La comunidad científica ha puesto de manifiesto que también, existen especies con funciones únicas en un sistema, cuyo rol no puede ser reemplazado por ninguna otra especie. Así, la eliminación de estas especies claves, tiene un efecto muy grande sobre la composición específica y el funcionamiento de los ecosistemas (Bond, 1993).

   Existen especies o grupos funcionales que, a diferencia de las especies claves que se caracterizan por tener múltiples interacciones con otras especies, concentran la mayor biomasa. La extinción de éstos, tendrá un mayor impacto sobre el funcionamiento del ecosistema, que si se ven afectadas especies raras o grupos funcionales con escasa biomasa (Sala et al, 1996).

Biodiversidad y Estabilidad

   Una de las propiedades endógenas de los ecosistemas terrestres es su capacidad para resistir al cambio y su capacidad de recuperación luego de éste (Aber y Melillo, 1991). La relación que existe entre la riqueza de especies y la estabilidad del sistema que las contiene ha sido de gran debate entre los ecólogos durante mucho tiempo. Elton (1958) fue el primero en sugerir que sistemas poco diversos presentan una baja estabilidad ecológica. Sin embargo, May (1973) sostuvo que las dinámicas poblacionales son menos estables a medida que la diversidad aumenta. Esta aparente controversia se presenta porque la estabilidad puede estudiarse a diferentes niveles de organización ecológica: estabilidad poblacional, estabilidad de la comunidad y estabilidad del ecosistema.

   En 1996, Tilman presentó resultados de un experimento a largo plazo sobre la hipótesis estabilidad-biodiversidad, que unifican las posturas de Elton y May. El autor encontró, a nivel comunidad, que la variabilidad en producción de biomasa en años normales y en años con perturbaciones (sequía extrema) es menor en sistemas con mayor biodiversidad. Más aún, la recuperación en biomasa a niveles pre-disturbio fue dependiente del número de especies que contenía cada sitio.

   A nivel poblacional, la variabilidad especÍfica año por año siempre fue mayor en ambientes muy diversos. Esta paradoja (alta estabilidad de la comunidad y baja estabilidad de las poblaciones) se explica porque las especies difieren en su susceptibilidad al disturbio y porque existe una compensación por parte de las especies más tolerantes, vía competencia por los recursos liberados. A través de la competencia interespecíflca, existe un recambio de especies cuando opera un estrés en el ambiente, de modo que las especies tolerantes compensan la pérdida de las susceptibles. Así, la respuesta promedio del sistema no se modifica. La probabilidad de encontrar especies tolerantes es mayor cuando la riqueza de especies en un sistema es alta. Los trabajos de Ellenberg (1954) y Mc Naughton (1977) apoyan estas ideas.

Grupos Funcionales Vs Especies por Grupo

   Las numerosas funciones que existen en los ecosistemas, tales como la productividad primaria, la mineralización de la materia orgánica y la retención de agua, son controladas por los organismos vivos. Ahora, conocer qué clase de biodiversidad controla la variabilidad de esas funciones, resulta de gran importancia para establecer cómo la disminución de la riqueza de especies afecta el funcionamiento de los ecosistemas. Naeem y Li (1997, 1998) observaron en un experimento de microcosmos la variabilidad en biomasa y densidad de la comunidad microbiana.

   Al aumentar la riqueza de especies dentro de cada grupo funcional, dichas variables de respuesta, que son el resultado de varias funciones del sistema, tuvieron una menor varianza. La mayor predictibilidad que observan con aumentos de redundancia, más que con niveles tróficos (en este experimento las distintas funciones estaban representadas por los distintos niveles tróficos), la atribuyen a la mayor probabilidad de crecimiento compensatorio entre las especies. Mc Grady-Steed et al (1997), observaron que las variaciones en la producción de CO2 en una comunidad microbiana son menores a medida que la riqueza aumenta.

   Anteriormente, en 1994, Naeem et al, manteniendo el número de niveles tróficos constante, encontraron que sistemas con mayor número de especies diferían en la fijación de CO2, en la retención de agua y en la productividad, con respecto a sistemas con baja riqueza de especies. Los autores señalaron, que como la cobertura y la arquitectura del canopeo también difería entre los tratamientos, posiblemente otros procesos eran afectados. En este último experimento y en el desarrollado por Tilman et al (1996), se observa que el incremento en el número de especies tiende a aumentar la productividad primaria neta y la retención de nutrientes. Esto es el resultado de la diferenciación de nichos, lo cual lleva a la complementaridad en el uso de recursos y a la complementaridad espacio-temporal que se observa en las distintas especies.

   Sin embargo, Vitousek y Hooper (1993) encontraron que ante modificaciones en el número de especies, el contenido de materia orgánica de los suelos no variaba. Más aún, un incremento en la biodiversidad puede significar menor productividad (Rusch y Oesterheld, 1997).

   Posteriormente, Tilman et al (1997) sostuvieron que el número de grupos funcionales presentes es más importante que el número de especies per se como determinante de ciertas funciones del ecosistema. Es así como, la productividad, el contenido de N en tejidos y el % de luz alcanzado a nivel del suelo, entre otros, era explicado en mayor proporción por la diversidad de grupos funcionales. En este mismo trabajo y en otro desarrollado por Hooper y Vitousek (1997), se destaca que la identidad de los grupos funcionales es también determinante de procesos del ecosistema.

   Así como las leguminosas y las especies que afectaban en mayor proporción la productividad y la penetración de luz, a igualdad de gremios o grupos funcionales, las pioneras anuales redujeron el contenido edáfico de N inorgánico a los niveles más bajos. El efecto de complementaridad que se da con numerosas especies sobre el funcionamiento del ecosistema, puede ser reemplazado por la presencia de una o pocas especies dominantes.

Efectos del Cambio Global sobre la Diversidad de Especies

   Anteriormente se comentó cuáles eran los factores que estaban generando el cambio global de nuestro planeta. El hombre está cambiando la disponibilidad del dióxido de carbono (CO2) atmosférico. Esto significa que existe una nueva presión de selección en el ambiente, que favorece a especies que responden con aumentos de productividad, como las C3* (Bazzaz, 1990). Las especies de este grupo funcional, producen tejidos con una alta relación CIN, lo cual modifica la tasa de consumo y la mortalidad de muchos herbívoros (Fajer et al, 1991).

   El uso de tierras para pastoreo, es otra fuerza selectiva que modifica la composición específica y estructura de los ecosistemas (León y Aguiar, 1985).

   Durante este siglo el hombre, a través de las fertilizaciones, el cultivo a gran escala de especies leguminosas y la combustión, ha aumentado la cantidad de nitrógeno (N) disponible para todos los seres vivos. Este cambio en el ciclo biogeoquímico del N tiene grandes efectos sobre los ecosistemas, sobre todo, si consideramos que bajo la limitación de este mineral, se produjo la adaptación de numerosas especies vegetales y animales.

   Aumentos en la disponibilidad de nitrógeno lleva a la reducción de la riqueza de especies, tanto en ambientes terrestres (Tilman, 1987), como acuáticos (Howarth et al, 1996). El primer autor señala que el máximo número de especies se da cuando el nivel de nitrógeno como oferta ambiental es intermedio lo cual permite la coexistencia. En los extremos del gradiente ambiental hay desplazamiento competitivo. En ambientes ricos en nitrógeno, serán favorecidas sólo aquellas especies con máximas tasas de crecimiento para esos niveles de recurso. Cabe aclarar, que la oferta de N, a causa del cambio global, también aumentará en los sistemas pobres en ese factor, lo cual llevará también a la reducción de la diversidad entre comunidades. Tilman (1996) encontró que a medida que el N disponible para las plantas aumenta, se produce un reemplazo de grupos funcionales: las C3 y especies leñosas desplazan a las C4 y leguminosas.

   Adiciones de N no sólo afectan la actividad de los fijadores simbióticos, sino que el número, por ejemplo de hongos ectomicorríticos, también disminuye (Arnolds, 1991); las poblaciones de consumidores y descomponedores, también son afectadas, como consecuencia de la mayor oferta ambiental de N (Mattson, 1980).

   La actividad del hombre produce la fragmentación de los hábitats naturales, con consecuencias sobre el número de especies existentes. En pequeños y aislados fragmentos de bosques la pérdida de especies se acentúa (Laurance y Bierregaard, 1997). La deforestación en la selva del río Amazonas, cuya tasa ha sido estimada en 21000 km2 por año (INPE), ha cambiado el paisaje del bioma, resultando en islas de selva tropical rodeadas por un mar de áreas descubiertas o pasturas. Si los fragmentos son menores a 36 ha la diversidad de termitas, pájaros, mariposas, primates, palmeras y escarabajos se reduce dramáticamente. Cabe aclarar que para algunos taxones (hormigas cortadoras de hojas y ranas), se produce un incremento en el número de especies (Pimm, 1998). El manejo de la biodiversidad deberá entender por qué algunas especies y otras no, son afectadas por la fragmentación del paisaje.

Composición Específica del Ecosistema

   A continuación se intentará ejemplificar cómo cambios (cuali y cuantitativos) en la composición de especies, a causa del nuevo escenario ambiental (altas concentraciones de N, CO2 atmosférico, tierras de pastoreo continuo), pueden afectar procesos o funciones del ecosistema.

   - Cambios en la biodiversidad, como consecuencia del aumento de este mineral, tiene implicancias en el uso de recursos y consecuentemente en la pérdida de los mismos. Tilman et al (1996) observaron que sistemas pobres en especies no hacen un completo uso del N inorgánico (NO3 y NH4) en la zona de raíces y que la pérdida por lixiviación es mayor, comparado con un sistema rico en especies. La pérdida de nitratos hacia capas más profundas del perfil edáfico a causa del proceso mencionado, generalmente es acompañada por otros minerales como, calcio, magnesio y potasio (Vitousek et al, 1997).

   - Aumentos en la concentración de N en los ecosistemas, disminuye la relación CIN de los tejidos de las especies, lo cual modifica la tasa de ciclado de los mismos (Vitousek, 1983). Diferentes grupos funcionales (anuales y perennes) poseen distinta capacidad potencial de mineralización del N (Bolton et al, 1990).

   - Ante aumentos en la concentración de este elemento, los descomponedores, vía vegetales con mayor contenido de carbono en sus tejidos, verán modificada su eficiencia en la mineralización de la materia orgánica (Norby et al, 1986).

   Smith y Buddemeier (1992) señalan que la alta presión de CO2 en la atmósfera, debilita la estructura de los corales, constituídos en una gran proporción por carbonato de calcio, con consecuencias todavía no conocidas sobre el funcionamiento del ecosistema.

   El reemplazo de algunos grupos funcionales por otros, producto de esta fuerza selectiva, nuevamente produce cambios en las funciones del sistema. Aguiar et al (1996) observaron una mayor evaporación, una menor transpiración y un mayor drenaje de agua hacia capas más profundas del perfil edáfico, como consecuencia del reemplazo de pastos por arbustos en la estepa patagónica. La dominancia de arbustos aumentó la reflectancia de la luz solar, y la rugosidad de la vegetación; mientras lo primero aumentó la temperatura máxima diurna, lo segundo modificó los intercambios en la interfase atmósfera-ecosistema.

   En pastizales naturales, cambios en la dominancia de ciertos gremios, pastos anuales de crecimiento estival por dicotiledóneas de crecimiento invernal, pueden afectar también la productividad de los sistemas, aún sin cambios, en la cantidad de grupos funcionales (Rusch y Oesterheld, 1997). Otros datos empíricos (Sala y KIélo, 1997), muestran que la reducción de diversidad favorece la erosión suelos y modifica la calidad y cantidad. de energía reflejada por la vegetación, lo cual puede afectar el clima a mesoescala.

   Podemos afirmar que las fuerzas que dirigen la selección de especies, están cambiando radicalmente, llevando a la desaparición de algunas especies y/o cambiando la importancia relativa de las mismas en los ecosistemas de nuestro planeta. El nuevo escenario está dominado por altas concentraciones de CO2, nitrógeno, alta incidencia de luz ultravioleta, aumentos de la temperatura y una alta frecuencia de disturbios (agricultura, pastoreo). De la combinación de todos esos factores, resulta un nuevo equilibrio en número e identidad de las especies vivientes, las cuales modifican cuali y cuantitativamente procesos del ecosistema, afectando finalmente los servicios que prestan.

Especies Claves

   Uno de los clásicos ejemplos es el que reporta Brown et al (1986), en el que la eliminación de una especie de roedor, no sólo afecta la riqueza de especies anuales de desierto, sino que significa cambios en poblaciones de hormigas y pájaros. La eliminación del árbol Casearia corymbosa, podría generar la extinción de especies de pájaros frugívoros y la de otras especies de árboles cuyas semillas son dispersadas por éstos (Gilbert, 1980). En una isla subantártica, la larva de una polilla (Pringleophoga marioni) favorece la mineralización de N y P. La introducción de un depredador de esa polilla, el ratón Mus musculus, produce la acumulación de turba, lo cual modifica la sucesión de especies a través de cambios en régimen hídrico. De esta manera, la diversidad específica y la estabilidad del sistema dependen da la existencia de claves.

Biodiversidad y Servicios de la Naturaleza

   El conocimiento de la relación entre el número de especies necesarias y los servicios de Naturaleza, es de vital importancia para diseñar estrategias de conservación de especies y así sustentar la vida del hombre en la biosfera. El nexo entre ambos es el funcionamiento de los ecosistemas: cambios en la biodiversidad, sólo producirán modificaciones en los servicios si el flujo de la energía y materia es alterado en cantidad y calidad.

   Pero el conocimiento de la precedente relación, sólo será posible si antes podemos responder algunos interrogantes, a saber por el siguiente ejemplo. Supongamos una comunidad dominada por pastos y árboles, con sus correspondientes comunidades de herbívoros y descomponedores. Ante un incremento brusco en las cantidades de N inorgánico disponibles para los vegetales, varias especies (de ambas formas de vida) son eliminadas del sistema.

   - Si los pastos eliminados fueran aquellos que producen metabolitos secundarios a través de la relación con hongos simbióticos endofíticos (Clay, 1996): ¿poseían dichos pastos, comunidades de descomponedores únicas en su habilidad para descomponer la materia orgánica?; la desaparición de la broza de esos pastos, ¿modifica la retención de agua del sistema ?

   - Si alguna especie de árbol desaparecida, regulaba la densidad poblacional de algún factor biótico adverso para las especies de árboles remanentes, ¿existe un efecto cascada sobre éstos? De ser así, ¿la comunidad de polinizadores se ve afectada?

   - Las pocas especies dominantes en ambientes ricos en N, ¿reciclan dicho mineral de la misma manera que la mezcla de especies? Con la desaparición de algunas especies, ¿la lixiviación de nitratos y la consiguiente contaminación de aguas subterráneas es la misma?

   - ¿Cómo se afectará el ciclado de nutrientes a escala paisaje con la nueva composición específica de los ecosistemas?

   - ¿Las especies tolerantes a la herbivoría, pueden compensar la disminución de la cobertura del suelo por la desaparición de especies por sobrepastoreo, y así reducir las pérdidas por erosión ? O en forma más general: ¿en todos los ecosistemas la cobertura espacial que deja la extinción de una especie, es llenada por las especies remanentes y así el porcentaje de suelo desnudo permanece constante?

   - Si cambios en la diversidad afectan la productividad de muchos ecosistemas, ¿la fijación de carbono como materia orgánica se modifica ? ¿Puede sinergisarse el aumento de la cantidad de CO2 en la atmósfera, a causa de alterarse en forma cuantitativa los intercambios gaseosos entre la vegetación y la atmósfera?

Conclusiones

   Toda la reseña arriba mencionada, nos muestra que todas la especies no son iguales, y que por lo tanto, hasta el presente, no es posible determinar el mínimo número de especies que hacen funcional un ecosistema y consecuentemente permiten seguir brindando los servicios al hombre. Si nos concentramos en especies vegetales, vemos que existen diferencias morfológicas y fisiológicas, que llevan a poseer diferentes requerimientos de recursos, estacionalidad en el crecimiento y fenologia. Por lo tanto, la pérdida de algunas especies tendrá un impacto mayor que otras, desde el punto de vista del funcionamiento del ecosistema, ya que diferentes procesos son afectados por diferentes especies o grupos funcionales.

   La pérdida de diversidad puede conducir a veces, a la pérdida de productividad y a la pérdida de estabilidad. Mientras algunos ensayos nos muestran que alguna de esas pérdidas pueden ser compensadas por las especies remanentes, otros nos dicen que las funciones de los ecosistemas responden distinto a la pérdida de especies.

   La hipótesis de redundancia de especies, de la teoría de los remaches, de grupos funcionales y de identidad de los grupos funcionales, como determinantes de la funcionalidad de los sistemas terrestres, han sido postuladas por diversos autores. Sólo conociendo cuál de estos mecanismos predichos opera en cada ecosistema, o complicando más, cuál opera en cada función, permitirá definir el mínimo de diversidad. Cada ecosistema es único en grado y tipo de interacciones entre sus componentes bióticos y entre éstos y su ambiente. Sólo conociendo todas las interacciones, con sus tiempos de respuesta y retrocontroles, y todas las funciones que representan las distintas especies, podremos saber cuáles son las más triviales y así poder determinar el nivel de biodiversidad adecuado para que los servicios no sean alterados.

   No cabe duda que ese conocimiento se desprenderá de estudios ecológicos de largo plazo, siendo esto la única forma de evitar respuestas transitorias (Tilman, 1989), y de descubrir alteraciones a nivel poblacional y comunidad con efectos a escala global o paisaje, lo que llevará finalmente, a descubrir especies irreemplazables, desde el punto de vista funcional del sistema. Concluído este paso, se hace necesario el desarrollo de modelos que puedan predecir tanto cambios en los servicios como en la probabilidad de extinción de esas poblaciones, teniendo en cuenta los efectos del ambiente sobre la demografía, para así determinar un umbral de mínima densidad (Lande, 1988).

   El criterio de prudencia es el más aconsejado en la conservación de especies, hasta que sepamos la función de las especies en cada sistema, debido a que todo el sistema que soporta la vida no da concesiones cuando se superan ciertos límites. Dentro de este criterio, la preservación de especies a través de la creación de reservas o el mantenimiento de ecosistemas pseudopristinos cada vez más grandes, no debería ser la única opción. Si bien se evita con esto, la destrucción física e inmediata de los ecosistemas, el cambio global actualmente presente, tiene efectos sobre cualquier punto de la Tierra.

   Los criterios de conservación también deberían basarse en el conocimiento de las fuerzas que gobiernan el funcionamiento de los ecosistemas. Para que ésto se cumpla, se hace necesario que los intereses económicos y políticos no dominen a las consideraciones científicas en el desarrollo e implementación de planes de conservación de la biodiversidad (Lande,1988). Considerando invaluable el valor genético y cultural de las especies, no tendría sentido conocer el número de especies que siguen permitiendo el funcionamiento estable de los ecosistemas, porque siempre la disminución de la riqueza de especie, lleva a la pérdida de recursos genéticos, estéticos y de recreación (Pitelka, 1993).

   El hombre además de la necesidad de alimento, requiere también que la relación CO2 / O2 de la atmófera se mantenga constante, que el clima sea estable, y de la existencia de reservas de agua pura. Pero para que esas condiciones se perpetúen en el tiempo, la sociedad deberá encontrar la forma de integrarse al paisaje natural y manejarlo como un todo (Odum, 1969).

   Seguramente como dice Pimm (1993) el flujo de energía y materia puede continuar aún con una especie por nivel trófico; lo que también es altamente probable, es que muchos servicios de la naturaleza dejarán de existir. @

   (*) El ingeniero Agrónomo Martín Vila Aiub es Ayudante de 1ª y becario de Investigación de la Universidad de Buenos Aires (UBA). Desempeña sus tareas en el Departamento de Ecología de la Facultad de Agronomía y en el Instituto de Investigaciones Fisiológicas y Ecológicas Vinculadas a la Agricultura (IFEVA).
Av San Martin 4453, Buenos Aires, Argentina. E-mail: vila@ifeva.edu.ar

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