Introducción

De acuerdo con Gradstein et al. (2001a), el Neotrópico albergaría cerca de 4,000 especies de briófitas, frente a los 17,850 taxa hasta ahora descritos: 12,700 especies de musgos (Crosby et al. 2000), aproximadamente 5,000 especies de hepáticas (Crandall-Stotler et al. 2008), y entre 100–150 especies de antocerotas (Renzaglia et al. 2009). Esta desproporcionada diversidad, similar para embriófitas vasculares, es mayor que la encontrada en el África tropical o en la Australasia como consecuencia de la amplitud extrema de hábitats fovorecida por gradaciones climáticas y altitudinales que rigen desde las tierras bajas de la Amazonía y los picos glaciares de Huascaran (6768 m) hasta las vertientes secas del Pacífico en los Andes centrales. De los aproximadamente 595 generos registrados para la América tropical, 80 géneros de musgos y 50 de hepáticas se restringen a la región biogeográfica Norte de los Andes (      ), el mayor grado de endemismo a nivel de género dentro del Reino Vegetal, según Gradstein et al., 2001a.

Los Andes tropicales han sido nombrados como la “joya de la corona” de la biodiversidad neotropical (Gentry, 1992). La región alberga un estimado de 800-900 hepáticas y de 1200 a 1400 especies de musgos (Gradstein et al., 2001a).

Las familias más diversas de musgos son: Dicranaceae (34 gen. /190 spp.), Daltoniaceae (9/200), Pilotrichaceae (21/200), Grimmniaceae (8/50) y Pottiaceae (55/361), siendo las dos últimas mayoritarias en las áreas secas del sur andino.

Por su parte, las hepáticas presentes en lo ecosistemas tropandinos son ricas en grupos godwanalándicos que alcanzan su mayor distribución en las zonas templadas del hemisferio sur, reapareciendo ecositemas altos en las zonas ecuatoriales; la familia Lejeuneaceae es la que presenta mayor riqueza específica, con 70 géneros y aproximadamente 400 especies. Otras familias diversas son Lepidoziaceae (16/110), Plagiochilaceae (4/112) y Jubulaceae (2/80) (Gradstein et al., 2001a).

Las briófitas alcanzan picos de diversidad morfológica en los bosques montanos medios y altos a elevaciones entre los 2400-3000 m., donde temperaturas frescas, alta humedad y frecuente nubosidad son condiciones que dan soporte al crecimiento exhuberante de este grupo de plantas ectohídricas (Gentry, 1992b; Gradstein, 1995; Gradstein et al., 2001a). Los bosques de niebla montanos tropicales se extienden entre los 1500-3300 m. En el Neotrópico se reconoce su presencia desde los bosques montano bajos (1000/1400m. - 2000/2500m.) hasta los bosques montano altos (2000/2500m. - 3000/4000m.) (Bruijnzeel and Proctor, 1995b; Gradstein et al., 2001a).

Considerando el área ocupada por los bosques montanos, éstos han sido modificados a una escala mayor que los bosques bajos de la Amazonía, no tanto en términos de masas boscosas cuanto a la pérdida de conectividad entre estas. Situación aún más alarmante al contemplarse la mayor diversidad/área registrada en los bosques montanos frente a los  ecosistemas amazónicos. Henderson et al., (1991), estiman que la región biogeográfica Norte de los Andes sostiene unas 40,000 especies de plantas fanerógamas en un área 20 veces menor que la cuenca del río Amazonas, la cual se estima da soporte a unas treinta mil.

Los problemas sociopolíticos derivados de la distribución del suelo y las orientaciones agropecuarias, han definido procesos expansivos de la frontera agrícola sobre los bosques andinos. Actividades como la “entresaca” por maderas  de alto valor comercial, leña y carbón vegetal así como la conversión a sistemas agrícolas y pecuarios, en ése orden, son pasos recurrentes que conllevan a la depauperización del sistema suelo-planta y a la ampliación de las desigualdades socio-económicas de sus actores humanos (conf. Doumenge et al., 1995; Young, 1992).  

Los bosques tropicales comprenden cerca del la mitad de los bosques más intrincados del mundo; sin embargo, estan siendo rapidamente destruidos como resultado del aclareo para pastizales y usos agrícolas. Chaverri & Hernández, (1995), relacionan para Centro America  una merma de los recursos boscosos a una tasa de 416.000 hectáreas x año-1. Seguidamente, es concurrente el posterior abandono de estas tierras a causa de la pérdida en productividad y a cambios en los incentivos económicos o a desplazamientos forzados (migración campo-ciudad).

Los bosques secundarios son la respuesta del ecosistema a los disturbios antropogénicos, como aquellos regenerando luego de la tala y de la explotación agropecuaria. Los ecosistemas en regeneración, especialmente los bosques dentro de esa categoría, están siendo valorados como restablecedores de la biodiversidad en el Neotrópico (Brown & Lugo 1990, Chazdon 1994, Holl & Kappelle 1999). Lo anterior cae en concordancia con supuestos en la teoría ecológica que predice un incremento en biodiversidad luego de niveles moderados (en tiempo y espacio) de perturbaciones (veáse Sousa, 1984 y Petraitis et al., 1989).  

Delineamientos sobre la conversión de bosques tropicales han sido especialmente estudiados en áreas de tierras bajas. Contrario es el caso para los bosques de altura, donde poco se conoce sobre los procesos regeneratorios en campos de cultivos abandonados y pastizales. El manejo y aprovechamiento de bosques secundarios es una alternativa sólida en el uso sostenible del suelo, haciéndose cada vez más necesaria la investigación sobre los procesos y patrones característicos de la rehabilitación de los tales  y por lo tanto de sus funciones (“bienes y servicios”) a ellos intrínsecos.

Si bien ha habido una atención creciente en la taxonomía de las briófitas tropicales, muy poco se conoce acerca de su ecología y el impacto sobre ellas por la destrucción de los bosques en los trópicos.

Aspectos relacionados con la fragmentación de las masas selváticas son la disminución de la biomasa, pérdidas en la diversidad de especies y el cambio en los microclimas asociados, así como los problemas de caracter hidrológico y de movimientos masales del suelo.

Las pertubaciones de origen antrópico han demostrado afectar la riqueza específica de briófitas por 1) alterar el microclima, 2) reducir la disponibilidad y tamaño de sustratos apropiados y 3) al reducir la conectividad entre fragmentos boscosos y así dificultar la recolonización debido a la limitada habilidad de dispersión de muchas de estas especies. A la deforestación se le asocian generalmente efectos deletéreos sobre la flora de briófitas de bosques maduros o conservados y que puede conducir a una pérdida considerable de especies (Holz, 2003). Gradstein (1992a, b) revisó este tópico y concluye que especialmente las “epífitas de sombra” son las afectadas por la perturbación del equilibrio en los bosques maduros. Aquellas especies que sobreviven en claros del bosque y en regeneración secundaria son en su mayoría especies tolerantes a la disecación o “epífitos de sol” concurrentes al dosel, y las especies “generalistas” o cosmopolitas.

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