Efecto del impacto ambiental en carreteras sobre la avifauna

En la actualidad, uno de los hechos que genera desconcierto en la preservación del hábitat, es el crecimiento de las vías de transporte, tales como las vías férreas, los canales y las carreteras, además de ampliaciones de tramo y crecimiento aledaño a dichas vías, actuando como barreras que impiden o reducen el flujo de la fauna, como mamíferos, aves, reptiles, invertebrados y aves (McGregor et al. 2008). Debido a lo anterior, el desarrollo de las vías es uno de los elementos más notables en el proceso de fragmentación de hábitats (Noss 1993). Adicionalmente, el atropellamiento de fauna también es un factor que genera preocupación a la conservación de la biodiversidad (Forman et al. 2002), incluyendo la reducción de la cobertura vegetal, disminuyendo el área de parches y calidad del hábitat (Fahrig 2003). La fragmentación del hábitat genera diferentes amenazas, como la permanencia de las especies (Reed 2004), la reducción de la conectividad entre los parches de hábitat, el índice de muertes por atropellamientos (Pons 2000) y el incremento en los niveles de ruido por tráfico vehicular (Reijnen et al. 1995, Hoskin & Goosem 2010). Aunque numerosos estudios con enfoque socioeconómico señalan los multiles beneficos de la construcción de vías (Invias 1997, Moreno 2002, USAID/Colombia 2003), Stoner (1925) señala los impactos ambientales que dichas obras producen sobre el ambiente y la biodiversidad en el ámbito mundial. Efectos como la erosión, la degradación de la calidad del agua, la deforestación, el daño a ecosistemas y hábitat valiosos, el declive y la degradación en la calidad escénica o pintoresca, la propagación de enfermedades como consecuencia de la comunicación y los peligros asociados con el tráfico (Fahrig 2003).

Algunos autores desarrollaron estudios de avifauna de humedales del alto valle del Magdalena (Ideam 1998, Sanabria et al. 2007, Losada & Molina 2011). No obstante muy pocos de ellos hablan acerca del impacto de la construcción de carreteras en ecosistemas de humedales artificiales o sistemas que fueran sistemas de cultivos o espacios con una alta intervención antrópica.

La avifauna ha sido identificada como una población adecuada para ser utilizada como indicador biológico o sistema de monitoreo de los cambios ambientales en los diferentes tipos de hábitat existentes (Eiseiman 2006, Holamby et al. 2006), esto fundamentado en la concentración de aves alrededor de las lagunas y los relictos boscosos ubicados alrededor de ellas, haciendo que la alteración del paisaje por una obra de infraestructura vial, generara efectos como pérdida del hábitat, cambios en el uso del suelo, aumento en los niveles de ruido y polución, los cuales afectarían directamente la abundancia y diversidad de algunas especies de aves susceptibles a este tipo de cambios. La evaluación del impacto ambiental de una carretera busca principalmente identificar los efectos que estas obras civiles ocasionan al ambiente, (Dourojeanni 1995) y se desarrolla con el fin de diseñar estrategias que prevengan, mitiguen, corrijan o compensen tales impactos, de la misma manera las evaluaciones de impacto ambiental permiten una retroalimentación en cuanto a las lecciones aprendidas de los impactos que generan, permitiendo de esta manera la generación de procesos de mitigación o prevención de los mismo en obras futuras. Son escasos los estudios para Colombia y son limitadas las investigaciones orientadas a evaluar el impacto de la construcción de carreteras (Arroyave et al. 2006), más aun, en ecosistemas modificados, cultivos o espacios con una alta intervención antrópica, dado que dichos estudios se han enfocado en carreteras que intervienen bosque de tipo primario o selvas con un impacto antrópico bajo en países por fuera del Neotropico (Wather 1992), razón por la cual esta trabajo trazaría una ruta para la EIA en ecosistemas intervenidos, además de proponer metodologías de análisis multitemporal, con una tendencia a desarrollar acciones eficaces para la mitigación, corrección y compensación a los daños cambios en el ambiente, ocasionados por las obras de infraestructura. El objetivo de este trabajo es informar el impacto ambiental de las carreteras en la avifauna.

Impactos de las carreteras

Entre los efectos ecológicos más significativos de las carreteras pueden citarse los siguientes: fragmentación de ecosistemas, dispersión de especies exóticas y disminución de las poblaciones de especies de flora y fauna nativa, alteración del ciclo hidrológico, cambios en el microclima, producción de material particulado y de ruido, y contaminación de las aguas y del suelo. La apertura de frentes de colonización es un impacto indirecto que puede generar en el mediano y largo plazo la reconversión en el uso del suelo, la destrucción de hábitats naturales y la reducción de la biodiversidad.

Fragmentación de hábitats

La abundancia de las aves determina en gran medida su probabilidad de ocupar relictos de bosque producidos por procesos de fragmentación (Soulé et al. 1988, Haila et al. 1993, Tellería & Santos 1997). Por ende, la probabilidad de ocupación por las especies en fragmentos forestales de tamaños similares, va a variar dentro de su área de distribución según sus cambios de densidad entre las regiones (Lawton 1993). Según Lomolino & Weiser (2001) el tamaño crítico de los fragmentos a partir del cual la riqueza varía con la superficie es genéricamente mayor en mamíferos no voladores, intermedio en aves, reptiles y coleópteros, y menor en plantas.

Por otro lado, en algunos estudios se ha comprobado un descenso en el éxito reproductor en los bordes de fragmentos forestales, al ser mayor la depredación de huevos y el parasitismo de nidos (Wilcove 1985, Andrén & Angelstam 1988, Willson et al. 2001), si bien en otros estudios no se han detectado diferencias entre bordes e interior (Andrén 1995, Chalfoun et al. 2002). Las características estructurales del borde afectan en gran medida a la tasa de predación de nidos, de forma que los de vegetación más densa presentan mejores tasas de éxito reproductor (Hartley & Hunter, 1998). Como consecuencia de estas interacciones biológicas pueden producirse diversos efectos secundarios en cadena. Por ejemplo, la reducción poblacional de organismos polinizadores y dispersadores de semillas puede afectar a la subsistencia de los fragmentos a largo plazo. Asimismo, la menor abundancia de aves insectívoras puede conllevar un aumento de insectos fitófagos y el incremento de los índices de defoliación de las plantas.

Efecto barrera

se produce cuando se impide la movilidad de los organismos o de sus estructuras reproductivas, lo que trae como consecuencia limitar el potencial de los organismos para su dispersión y colonización. Muchas especies de insectos, aves y mamíferos no cruzan estas barreras; por lo tanto, las plantas que tienen frutos carnosos o semillas que se dispersan por animales se afectarán también. Debido a este efecto muchos animales que consumen recursos que se encuentran dispersos no pueden moverse libremente a través del terreno y las especies que dependen de éstos se ven limitadas en su alimentación, ya que no pueden pasar a los hábitats vecinos. Según Primack (1998), las vías rompen la continuidad del dosel (estrato superior de los bosques) e interrumpen las posibilidades de movilidad de los animales. Esto es especialmente válido para algunas especies de primates que no acostumbran descender a los estratos inferiores. Las barreras también pueden restringir la habilidad de los organismos de encontrar sus parejas, lo que puede llevar a la pérdida de su potencial reproductivo.

Efecto de borde

El efecto de borde se presenta cuando un ecosistema es fragmentado y se cambian las condiciones bióticas y abióticas de los fragmentos y de la matriz circundante (Kattan, 2002). En el caso de carreteras este efecto se presentará en las inmediaciones o borde de la vía, donde se crearán condiciones con mayor temperatura, menor humedad, mayor radiación y mayor susceptibilidad al viento. Según lo reportado por Goosem (1997), este efecto de borde puede penetrar 50 m para aves, 100 m para los efectos microclimáticos y 300 m para insectos. Un ejemplo de ello fue el estudio de Castaño & Arias (1999) en donde los relictos boscosos de las áreas periféricas urbanas y rurales de la cuenca de la Quebrada Santa Elena en el municipio de Medellín que cumplen una importante función en la conservación de la diversidad de aves presentes en este valle interandino, aunque gran parte de esta región ha sido incluida dentro de un área de manejo especial denominada Parque Regional Arvi (Toro 2000), muchos de sus bosques no cuentan con alguna figura o acto administrativo que asegure su preservación. De esta forma, su diversidad se encuentra disgregada a través de un mosaico de bosques naturales, inmersos en una matriz de agroecosistemas y áreas urbanizadas.

Atropellamiento

Diversas investigaciones se han realizado en el mundo, sobre todo en los Estados Unidos, algunos países europeos y Australia, las cuales revelan cifras preocupantes del número de animales atropellados y la amenaza que esto representa para algunas especies en el futuro. En los Estados Unidos, el Centro de Investigación para la Vida Silvestre ha estimado que diariamente es atropellado un millón de animales en todas las autopistas del país (Noss, 2002). Según Cupul (2002), en España mueren al menos 10 millones de animales cada año; en Finlandia ha habido una disminución en la densidad de la población de aves terrestres y en Canadá se ha observado una reducción significativa de la tortuga mordedora provocada por la alta mortalidad.

Las aves carroñeras como Buteo magnirostris (Falconidae) y Cathartes aura (Cathartidae), son las de mayor representación en vías del caribe colombiano, estas especies sufren atropellamientos en virtud de sus hábitos alimenticos, forrajean sobre la vía buscando cadáveres de animales (Noss 2002, Arroyave et al. 2006); como también se ven atraídas por residuos orgánicos arrojados a la carretera, que son fuentes valiosa de alimento para ellos (Cupul, 2002). Otro ejemplo de estudios de atropellamiento fue el realizado por Castillo et al. (2015) en la via Panamericana del tramo entre Popayán y Patía en donde la mayor parte de los registros se concentraron en las familias Phasianidae, Thraupidae y Cathartidae con un porcentaje de atropellos de 17,2%, 10,7% y 10,2% respectivamente; se identificaron 19 especies, de las cuales Gallus gallus, Coragyps atratus y Thraupis episcopus fueron las más afectadas. Desde una perpectiva climática, los mamíferos, las aves y los reptiles son menos atropellados en tiempo lluvioso y nublado, probablemente debido a que, según Gumier & Sperber (2009), la mayoría de los animales cuando se presentan lluvias se refugian bajo la vegetación y por tanto no salen a la carretera. Las causas de la mortalidad de aves por atropello vehicular en la vía Panamericana, se pueden relacionar con la concentración de vegetación arbórea y arbustiva en los márgenes de la carretera y ambientes contiguos que han sido transformados en áreas de cultivos y pastizales, reduciendo así la disponibilidad de sitios de paso para estas especies. Asimismo, por observación directa se pudo establecer que por lo general las aves cruzan o se mantienen en el borde de la vía en busca de alimento. Además, sobre la carretera y drenajes de agua lluvia (tramo Piedra Sentada-El Bordo) se podían encontrar guayabas (Psidium guajava) y mangos (Mangifera indica), los cuales eran consumidos por las aves (Turdus ignobilis, Ramphocelus flammigerus, Thraupis episcopus y Tangara gyrola) haciéndolas más susceptibles a ser atropelladas o golpeadas, debido a su bajo vuelo y a su larga permanencia sobre la carretera. De igual manera, se pudo inferir que las aves mueren al chocar con los vehículos y no directamente atropelladas, debido a que varias de las especies se encontraron a orillas de la carretera, coincidiendo con lo planteado por Trejo & Seijas (2003), quienes afirman que las aves pueden colisionar contra las ventanas de los vehículos quedando heridas y pudiéndose desplazar unos cuantos metros y ocultarse entre la vegetación. Las zonas de vida también brindan información acerca de la distribución de las aves y el impacto del atropellamiento, las aves son el grupo más afectado zonas de transición de bh-PM/T//bs-B/T, probablemente este sector les brinda la cantidad de alimento y las condiciones climáticas como temperatura y humedad que favorecen su desarrollo, además se tiene que varias de las especies encontradas en la zona de transición también se hallan en el bh-PM/T y en el bs-B/T, tales como C. atratus, T. episcopus y Troglodytes aedon, especies de hábitos generalistas y que se adaptan bien a ambientes transformados.

Cambios en patrones reproductivos

Forman y Alexander (1998) aseguran que los efectos causados por el ruido, la contaminación ambiental y visual producidos por el tráfico vehicular generan pérdidas más representativas para la fauna que el atropellamiento mismo en las vías. Otros factores ocasionados por el funcionamiento de las carreteras que tienen un efecto sobre la fauna son el movimiento mismo de los carros, las vibraciones, las luces artificiales y la presencia humana (Goosem, 2002); aunque varios autores coinciden en que el ruido es el factor que influye más negativamente en estas poblaciones (Forman y Alexander, 1998; Spellerberg, 1998; Goosem, 2002).

Volumen de tráfico vehicular

Se han llevado a cabo estudios que intentan probar si el volumen de tráfico de una carretera puede afectar las densidades y la actividad reproductiva de la fauna. Forman et al. (2002) analizaron cómo diferentes volúmenes de circulación vehicular pueden afectar la presencia y la actividad reproductiva de especies de aves de pastizal. Encontraron que un bajo volumen (3.000-8.000 vehículos/día) no tuvo un efecto significativo en la distribución de la comunidad de aves del pastizal. Para tráfico moderado (8.000-15.000 vehículos/día) no hubo efecto en la presencia de estas especies, pero la actividad reproductiva se llevó a cabo a más de 400 m de la carretera. Para tráfico pesado (15.000-30.000) hubo efecto tanto para la presencia de aves como para la reproducción hasta distancias de 700 m en adelante. Para tráfico muy pesado los efectos se extienden hasta más de 1 km. ciertos patrones estacionales de conducta, como cortejo, migraciones, reproducción, apareamiento, abundancia de especies y búsqueda de alimentos, entre otros, hacen posible que haya una mayor cantidad de animales muertos en la vía en determinados períodos del año.

Ruido

El canto de un ave es una señal utilizada en la comunicación con individuos de la misma especie, o de especies distintas, buscando modificar el comportamiento del animal que la recibe. Entre las funciones del canto se han propuesto el reconocimiento, la defensa del territorio y la selección sexual (Catchpole & Slater 1995). De otro lado, desde que se planteó la hipótesis de adaptación acústica (Hansen 1979), se han venido estudiando los aspectos que influyen en la variación del canto en las aves y se ha encontrado que la estructura del hábitat y, más recientemente, la intervención antrópica (Wiley 1991, Badyaev & Leaf 1997, Slabbekoorn 2015, Brumm 2004) son factores que influyen en la variación de las vocalizaciones. De esta manera, el ruido que provocan diferentes actividades humanas interfiere en la comunicación acústica de las aves, causando error en la comunicación (Dooling & Blumenrath 2013). Como respuesta, algunas especies aumentan la frecuencia del canto, y se ha encontrado que este incremento ocurre en mayor proporción en las zonas urbanas, en comparación con las zonas periurbanas y rurales (Slabbekoorn 2015, Brumm 2004, Losad-Prado & Molina-Martinez 2011). Esto ha sido documentado en las siguientes especies: Trichoglossus haematodus (loro arcoiris) (Hu & Cardoso 2011), Platycercus eximius (perico multicolor) (Hu & Cardoso 2011), Anthochaera carunculata (mielero alirrufo) (Hu & Cardoso 2011), Manorina melanophrys (Hu & Cardoso 2011), Cracticus torquatus (verdugo acollarado) (Hu & Cardoso 2011), Troglodytes musculus (Mendes et al. 2011), T. troglodytes (Mendes et al. 2010), Turdus merula (mirlo común) (Hu & Cardoso 2011, Mendes et al. 2011) , Parus major (Carbonero común) (Slabbekoorn, 2013), Melospiza melodía (gorrión melódico) (Wood & Yezerinac, 2006).

Las aves cantoras parecen ser sensibles incluso a niveles muy bajos de ruido (Reijnen et al. 1995). El nivel de ruido al que las poblaciones de aves de ecosistemas boscosos empiezan a declinar es a un promedio de 42 dB, comparado con un promedio de 48 dB para especies de aves de pastizal. La especie de bosque más sensible pertenece a la familia Cuculidae, que mostró una reducción en sus densidades a los 35 dB. La especie de pastizal más sensible fue la aguja colinegra (Limosa limosa) que respondió a niveles de ruido de 43 dB. Reijnen y Foppen (1994) reportaron que los machos del ave Phylloscopus trochilus cerca de vías rápidas experimentaban dificultades en atraer y mantener pareja y sugirieron que la distorsión del canto atribuido al tráfico pudo haber sido la causa.

Asentamientos humanos

Entender el efecto de la presencia humana en las poblaciones de fauna es crítico para emprender medidas de manejo adecuadas para su conservación. Los seres humanos pueden afectar la fauna en la medida en que ésta, para evitar el contacto con el hombre, gasta energía potencialmente utilizable en actividades reproductivas o de forrajeo (Primm, 1996). En forma similar, Stolen (2003) encontró para dos especies de aves acuáticas, Egretta thula y Ardea alba, que la perturbación por parte de vehículos que se detienen a observarlos afecta el tiempo de forrajeo (disminuyendo la cantidad de alimento consumido) y el gasto de energía durante la fuga. En África también se han encontrado bajas densidades poblacionales para elefantes y primates cerca de asentamientos humanos y carreteras (Blom et al., 2004). Mientras que algunas especies de aves son capaces de invadir y sobrevivir en entornos urbanos, estas áreas tienden a comprender las comunidades de aves más pobres en comparación con los hábitats naturales. Además, estas comunidades están comúnmente dominadas por unas pocas especies muy abundantes, generalistas y oportunistas (McKinney 2002, Faeth et al. 2005, Chace & Walsh 2006). Los estudios de ecología de aves urbanas se han concentrado en parte en la medición de las diferencias entre los tipos de áreas urbanizadas (Yaukey, 1996; Danielson et al., 1997; Clergeau et al., 1998; Simon et al., 2007).

Conclusión

La fragmentación del hábitat y el consecuente aislamiento de poblaciones es el impacto más significativo, ya que el efecto barrera y el efecto de borde afectan la disponibilidad de alimento y el potencial reproductivo de las especies. El número de animales muertos por atropellamiento reportados en algunos estudios es significativamente alto y puede representar un riesgo para las especies en estado de amenaza. Se recomienda que los planes de manejo ambiental tengan en cuenta estos factores, además de reconocer los modelos biológicos como bioindicadores y sistemas de monitoreo, con el fin de que tengan más peso y no aumenten el impacto de la construcción de vías en la avifauna, sabiendo que la Colombia ocupa el primer puesto en diversidad de aves en el mundo.

Bibliografía

Andrén, H. (1995): «Effects of habitat fragmentation on birds and mammals in landscapes with differentes proportions of suitable habitat: a review». Oikos 71: 355- 366.

Andrén, H. & Angelstam, P. (1988): «Elevated predation rates as an edge effect in habitat islands: experimental evidence». Ecology 69: 544-547.

Arroyave, M. P.; Gómez, C.; Gutiérrez, M. E.; Múnera, D.P; Zapata P. A.; Vergara, I. C; Andrade, L. M. y Ramos, K. C. (2006). Impactos De Las Carreteras Sobre La Fauna Silvestre Y Sus Principales Medidas De Manejo Revista Eia, Issn 1794-1237 Número 5 P. 45-57. Junio 2006 Escuela De Ingeniería De Antioquia, Medellín (Colombia).

Brasil. Acta Amazonica 2009; 39(2):459-466.

Castaño, G.J. & Arias, A., 1999. – Evaluación de la avifauna de la microcuenca de la quebrada Santa Helena, zona centro oriental de Medellín. Instituto para el Manejo Integral de la Cuenca del Río Medellín (Mi Río) – Sociedad Antioqueña de Ornitología. Medellín, 139 p.

Chalfoun, A.D., Thompson, F.R. Y Ratnaswamy, M.F. (2002): «Nest predators and fragmentation: a review and meta-analysis». Conservation Biology 16: 306-318.

Dourojeanni Marc J. (1995). Evaluación ambiental de proyectos de carretera en la Amazonía: Conferencia presentada al Seminario Regional de Evaluación Ambiental de 100 Proyectos de Desarrollo en la Amazonía, organizado por el Tratado de Cooperación Amazónica con el patrocinio del Banco Mundial, en Tarapoto, Perú.

Eiseimann K. (2006). Evaluation of waterbirds populations a their conservation in Guatemala. Waterbirds Conservation for the Americas. 25 – 30.

Fahrig, L., Pedla, J. H., Pope, S. E., Taylor, P. D. & Wegner, J. F. (1995). Effect of road traffic on amphibian density. Biological Conservation, 73(3), 177-182.

Forman, R. T. and Alexander. L. E.. 1998. Roads and their major ecological effects. En: Annual Review of Ecology and Systematics 29: 207-231.

Forman, R.T.T. & Alexander, L.E., 1998.- Roads and their major ecological effects. Annu. Rev. Ecol. Sys., 29: 207-23.

Goosem, M. (2002). Effects of tropical rainforest roads on small mammals: fragmentation, edge effects and traffic disturbance. Wildlife Research, 29(3), 277-289.

Gumier F, Sperber C. Atropelamentos de vertebrados na Floresta Nacional de Carajás, Pará,

H. Slabbekoorn, "Songs of the city: noisedependent spectral plasticity in the acoustic phenotype of urban birds", Animal Behaviour, pp. 1-11, 2013. H. Brumm, "The impact of environmental noise on song amplitude in a territorial bird", Journal of Animal Ecology, vol. 73, no. 3, pp. 434- 440, May, 2004.

Haila. Y., Hanski. L. K. & Raivio, S. 1993. Turnover o f breeding birds in small forest frd-rments: the asamplingn coloniration Iiypothesis corroborated. Ecologv. 74: 714-725.

Hartley, M.J. & Hunter, M.J. (1998): «A meta-analysis of forest cover, edge effects and artificial nest predation». Conservation Biology 12: 465-469.

Hollamby S., Afema-Azihumi J., Waigo S., Cameron K., Gandolf A., Norris A. & Sikarsie J. 2006. Suggested Guidelines for Use of Avian Species as Biomonitors. Environmental Monitoring and Assessment .118(1-3).

Hoskin, C. J. and M. W. Goosem 2010. Road impacts on abundance, call traits, and body size of rainforest frogs in northeast Australia. Ecology and Society 15(3): 15.

Instituto de Hidrologia, Meteorologia y Estudios Ambientales – IDEAM (1998). El medio ambiente en Colombia. D. Ojeda Ecosistemaspp 278 -340

Instituto Nacional de Concesiones – INCO (2007). Contrato 007. Doble Calzada GirardotIbagué-Cajamarca. Estudio y Diseños Definitivos, Gestión Predial, Gestión Social, Gestión Ambiental, Financiación, Construcción, Rehabilitación, Mejoramiento, Operación y Mantenimiento.

K. Catchpole, and P. J. B. Slater, Bird song: Biological themes and variations, Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom, 1995.

Kattan, G. 2002. Fragmentación : patrones y mecanismos de extinción de especies. En: Guariguata M. y G. Kattan (eds). Ecología y conservación de bosques neotropicales. Ediciones LUR, Cartago.

Lawton. .H . 1993. Range. population abundance and conservation. Trend~ bt Eeu1og.v and Ewlutioit, 8: 409-41 3.

Lomolino, M.V. & Weiser, M.D. (2001) Towards a more general species–area relationship: diversity on all islands, great and small. Journal of Biogeography, 28, 431–445.

Losada-Prado S, y Y.G. Molina-Martínez. (2011). Avifauna del bosque seco tropical en el departamento del Tolima (Colombia): Análisis De La Comunidad. Caldasia 33(1):271-294

McGregor, R. L., Bender, D. J. & Fahrig, L. (2008). Do small mammals avoid roads because of the traffic? Journal of Applied Ecology, 45(1), 117-123.

NOSS, R. 2002 The ecological effects of roads. http://www.eco-action.org/dt/roads.html 2002 Consultada el 10 de julio de 2005.

Patagonia Argentina. Hornero, 18 (2): 97-101.

Pons, P., 2000. Height of the road embankment affects probability of traffic collision by birds. BirdStudy 47, 122–125.

Primack, R. (2002): Essentials of Conservation Biology. Sinauer Associates, Sunderland.

R. H. Wiley, "Associations of song properties with habitats for territorial oscine birds of Eastern North America", American Naturalist, vol. 138, pp. 973-993, October, 1991.

Reed, D. H. (2004), Extinction risk in fragmented habitats. Animal Conservation, 7: 181–191. 

Reijnen, R. and Foppen , R. 1994. The effects of car traffic on breeding bird populations in woodland. Evidence of reduce habitat quality for willow warblers (Phylloscopus throchilus) breeding close to a highway. En: Journal of Applied Ecology 31: 85-94.

Reijnen, R.; Foppen , R. and Meeu wsen , H. 1996. The effects of traffic on the density of breeding birds in Dutch agricultural grasslands. En: Biological Conservation 75: 255-260.

S. Mendes, V. J. Colino-Rabanal, y S. Peris, "Diferencias en el canto de la ratona común (Troglodytes musculus) en ambientes con distintos niveles de influencia humana", Hornero, vol. 26, no. 2, pp. 85-93, diciembre 2011.

Sanabria-Mejía, J.; Moreno-Palacios, M.; Lugo-Camacho, A.; Florido- Cuellar, B. DíazJaramillo, C. y Certuche-Cubillos, K. 2007. Arroceras como hábitat potencial para aves acuáticas: Una evaluación rápida a través del censo Neotropical de aves acuáticas en el municipio de Ibagué, Colombia. Documento técnico grupo de observadores de Aves del Tolima GOAT.

Soul~, M. E., Bolger, D. T.. Aluerts. A. C., Wright, J.. Sorice. M. & Hill. S. 1988. Reconstructed dynamics of npid cxtinctions of chaparral-requiring birds in urban habitat islands. Conservarion Biolom~. 2: 75-91.

Spellerberg, I. F. 1998. Ecological effects of roads and traffic : a literature review. En: Global Ecology and Biogeography Letters 7(5): 317-333.

Stoner, D. (1925). The Roll of the automobile. Science 61:56-57.

Teller~Aj. . L. & Santos.T . 1993. Distribulional pattern of inscctivorous passerines in the lberian forcsts: docs abundance decrease near Ihe bordcr? Journnl o/ 8iog~ography. 20: 235-240.

Toro, J.L., 2000.- Árboles y arbustos del Parque Regional Arvi. CORANTIOQUIA. Medellín.

Trejo, A. & Seijas, S., 2003.- Una estimacion de aves muertas en ruta en el Parque Nacional Nahuel Huapi, Noroeste de La

USAID. (2003) Environmental Guidelines for Development Activities in Latin America and the Caribbean.

V. Badyaev, and E. S. Leaf, "Habitat associations of song characteristics in Phylloscopus and Hippolais warblers", The Auk, vol. 114, No. 1, pp. 40-46, January 1997.

W. E. Wood, and S. M. Yezerinac, "Song sparrow (Melospiza melodia) song varies with urban noise", The Auk, vol. 123, no. 3, pp. 650- 659, July 2006.

Wathern P. (ed.) (1992). Environmental impact assessment. Routledge, London.

Wilcove, D.S. (1985): «Nest predation in forest tracts and the decline of migratory songbirds». Ecology 66: 1211-1214.

Willson, M.F. et al. (2001): «Patterns of predation risk and survival of bird nests in a chilean agricultural landscape». Conservation Biology 15, 447-456.

Y. Hu, and G. C. Cardoso, "Which birds adjust the frequency of vocalizations in urban noise?", Animal Behaviour, vol. 79, pp. 863-867, April, 2010.

Autor:

Aura María Rodriguez Guzmán

Jonathan Christian Nuñez Valenzuela

Juan Camilo Vaquiro García

Tatiana Carolina Perdomo Barragán

Programa de biología

Facultad de ciencias

Universidad del Tolima

Ibagué-Tolima

7 de Octubre de 2017