Control Biológico de la especie exótica invasora Raoiella Índica Hirst

Introducción

La biodiversidad es una característica compleja
de los sistemas biológicos que se manifiesta a distintas
escalas espaciales y temporales (Halffter et al, 2001) y
cuyas bases para la conservación recaen en la capacidad
para dar un enfoque integrador en torno a los conocimientos de
biología evolutiva, sistemática, genética,
biogeografía y ecología, entre otras materias a
fines.

El manejo de la biodiversidad requiere de esfuerzos
encaminados a analizar qué especies se seleccionan y
cuáles se priorizan según las
características e importancias de las mismas, para luego
aplicar estrategias que permitan su conservación a
distintos niveles.

Las estrategias de control biológico para el
manejo de plagas forman parte de la gran estructura de manejo de
la biodiversidad y tienen gran importancia en el logro de una
agricultura más biológica y sostenible. En la
actualidad se ha generalizado el uso de agentes de control
biológico por los importantes beneficios que
brinda.

Diferentes especies de artrópodos pueden ser
utilizadas como agentes de control biológico con una alta
eficacia en la reducción de los niveles poblacionales de
las plagas. Bajo esta categoría se agrupan los insectos
depredadores y parasitoides y los ácaros depredadores
(Driesche y Bellows, 1996). En los últimos años han
cobrado una gran relevancia los ácaros depredadores,
especialmente los pertenecientes a la familia Phytoseiidae, los
cuales han demostrado ser eficientes biorreguladores de
ácaros fitófagos y pequeños insectos, como
los trips y las moscas blancas (Chant y Mc Murtry,
2007).

Para desarrollar estrategias de control biológico
cubriendo un amplio espectro de plagas en la agricultura, es
necesario evaluar e incorporar nuevos agentes de control
biológico a la cartera de productos ya existente. Esto
trae aparejado un proceso de investigación que parte de
conocer las opciones que brindan los enemigos naturales
autóctonos de cada región o país.

En este tipo de investigaciones es que entra a jugar un
papel importante la evaluación de la diversidad y la
manera más directa para ello es a través del
inventario de los organismos pertenecientes a un lugar
determinado en un espacio de tiempo dado. Como resultado, se debe
obtener más que simples listas (Halffter et al.,
2001) sino una información sintetizada de las materias a
fines (biología, ecología, biogeografía,
entre otras) y establecer así un conocimiento
básico al que se le pueda evaluar sus cambios mediante
monitoreos.

En los inventarios para la evaluación de la
diversidad generalmente resulta imposible registrar la totalidad
de las especies presentes en un área determinada
(Jiménez-Valverde y Hortal, 2003). Esta
problemática se considera como grave puesto que la riqueza
de especies es una de las principales variables descriptivas de
la biodiversidad. Una de las metodologías que potencializa
la estandarización de la estimación de la riqueza
obtenida en trabajos de inventariado de inventario de especies lo
constituyen las curvas de acumulación de especies, en las
cuales queda representado el número de especies acumulado
en el inventario frente al esfuerzo de muestreo empleado. Su uso
se recomienda en los estudios de invertebrados y especialmente en
aquellos grupos que son más ricos en especies pero de los
que se posee un desconocimiento mayor (Colwell y Coddington,
1994).

Los ácaros depredadores fitoseidos, por su
pequeño tamaño y los escasos estudios realizados en
el país, se encuentran dentro de este grupo. Hasta el
presente sólo se han identificado 54 especies
pertenecientes a 22 géneros, principalmente asociados a
cultivos de interés económico como los
cítricos, plátano, arroz, papa y algunas
hortalizas, siendo muy escasos en estudios de arvenses y especies
no económicas (Ramos y Rodríguez, 2006;
Chávez, 2010).

Los estudios encaminados a determinar la diversidad de
enemigos naturales autóctonos son muy importantes cuando
se está ante la amenaza de una plaga exótica
invasora, debido a que posibilita conocer las alternativas
existentes para mitigar los posibles daños, así
como para poder evaluar con mayor exactitud el verdadero impacto
ecológico que las mismas pueden provocar (Drake et
al., 1989; Vitousek et al., 1996, 1997).

Biodiversidad

En esta actualidad problemática, de cambios
globales y víctima de su fundamental depredador, el
hombre, sale a relucir como un problema ambiental a escala
mundial, la pérdida de la biodiversidad como resultado de
la actividad humana directamente con la sobreexplotación
de los recursos o de manera indirecta alterando el hábitat
de muchas especies (Moreno 2001).

Una definición de Biodiversidad no es tarea
fácil debido al gran número de autores que la citan
y definen, además por las dimensiones que engloba y su
dependencia del entorno donde se analice (Vázquez, 2008).
Este es un tema crucial de los estudios ecológicos y por
la necesidad de definirla consensuadamente y de medirla con
parámetros y herramientas adecuados ha sido objeto de
amplio debate, llegando al borde incluso de declarar la falta de
validez del concepto (Hurlbert 1971), aunque sin dudas el
significado y la importancia de la biodiversidad logra una amplia
funcionabilidad con fines de conservación, manejo y
monitoreo ambiental (Spellerberg, 1991)

Toda estrategia de protección del medio ambiente
debe asegurar la salvaguardia de la biodiversidad (Lobo, 2001),
cada especie, cada población, alberga la
información de millones de años de adaptaciones
evolutivas en su genoma y los beneficios que estas especies
brindan son relativamente desconocidos en la actualidad, como
también son desconocidas las potencialidades futuras de
esta colosal fuente de información.

Evaluación
de la Diversidad

Ante el riesgo más que evidente que produce la
actividad humana frente a la biodiversidad, provocando
pérdidas masivas de esta, se deben dar pasos gigantescos
en aras de la protección de la vida en nuestro planeta.
Para ello se requiere fundamentalmente de cambios en las maneras
de actuar y pensar de los hombres a la hora de explotar los
recursos del medio ambiente para su beneficio, logrando
así poner un sello de sostenible o ecológico a
todas sus actividades y dando un vuelco a nuestra actualidad
eminentemente consumista (Halffter et al.,
2001)

Para conocer la biodiversidad, tanto en estudios para la
conservación de hábitat como para vigilar su estado
de salud, es necesario poseer herramientas fiables capaces de
medir su variación en el espacio y en el tiempo (Lobo,
2001)

Han sido muchos los intentos por encontrar un
patrón de medida de validez de índole universal,
capaz de ofrecer estimados de biodiversidad comparables; y es que
la complejidad de lo que se pretende medir, no abriga una medida
universal, ni se encasilla en un único atributo (Lobo,
2001). De ahí que del estudio de la diversidad hayan
surgido una serie de herramientas de medidas útiles en el
análisis de la biodiversidad, aunque la medición de
esta última requiere de nuevas herramientas capaces de
medir la variación de atributos biológicos a una
escala espacial y posiblemente una aproximación a otras
disciplinas como la Sistemática, la Biogeografía y
la Ecología (Halffter et al, 2001).

El término diversidad difiere del de
biodiversidad en la complejidad de este último. La
biodiversidad no tiene en cuanta solo la variedad de especies
sino también la variabilidad de tipo genética, de
los fenómenos fisiológicos, de las funciones
ecológicas y de la gama de ecosistemas y paisajes donde
habitan. Por tanto, la diversidad responde a la variedad y las
interacciones entre las especies, dependiendo de estas en gran
medida la estabilidad de los ecosistemas y los flujos de materia
y energía que transitan dentro de estos por lo que se
relaciona con sus importancias ecológicas (Alcolado,
1998). La diversidad, como una de las propiedades más
complejas de las comunidades es fundamental para la
caracterización de estas, a pesar de haber recibido
numerosos ataque teóricos fundamentalmente por la
dilucidación de cuáles son los factores que la
determinan. La diversidad entonces se presenta como una de las
características medibles de un ecosistema y refleja de
este: complejidad y estructura.

La medición de la diversidad es un campo
fértil de polémicas (Magurran, 1988), y es que a
diferencia de otras medidas del ecosistema como puede ser la
productividad, la interpretación de los valores de la
diversidad están relacionados con el concepto asumido por
el investigador, además, el sistema de medida adecuado
está insuficientemente elaborado (Pecenko, 1982), lo que
hace la tarea aún más difícil.

Independientemente de esta problemática es
indiscutible la existencia en los sistemas ecológicos de
características estructurales relacionadas con la riqueza
de especies y con el patrón de abundancias relativas de
estas, asociados a los fenómenos ambientales (Alcolado,
1998). Entonces para la caracterización de las comunidades
se emplean los índices ecológicos como
estadísticos adaptados a la ecología y dentro de
estos los más utilizados, los índices de
diversidad.

Si se revisa la literatura sobre el tema se encuentran
un gran número de índices descritos, esto se debe
fundamentalmente a que hasta el momento no existe ninguno que
refleje exactamente la diversidad sin sesgos. Peet (1974) agrupa
a los índices de diversidad especificando los que
corresponden a los índices de riqueza, los índices
de heterogeneidad y los índices de equitatividad. Esta no
ha sido la única clasificación, Magurran (1988)
agrupa a los índices de diversidad en índices de
riqueza, índices basados en la abundancia relativa de las
especies y los modelos de abundancia de las especies.

Otra cuestión a tener en cuenta para el
análisis de los métodos de medición de la
diversidad está relacionada con la estructura del paisaje,
por lo que es conveniente en estos estudios, para medir y
monitorear los efectos de la actividad humana (Moreno 2001),
segregar los paisajes según los diferentes niveles de
escala espacial. Fundamentalmente se reconocen tres componentes
identificados por Whittaker (1972), las diversidades alfa, beta y
gamma. Estos son reconocidos también como tipos de
diversidad.

La diversidad alfa responde a la riqueza de especies de
una comunidad particular considerada como homogénea. La
diversidad beta es el grado de cambio o reemplazo en la
composición de especies entre diferentes comunidades de un
paisaje (Whittaker 1977). Y por último la diversidad gamma
es la riqueza de especies del conjunto de comunidades que
integran un paisaje o región y la misma es resultante de
las diversidades alfa y beta (Whittaker, 1972, 1977).

Riqueza de
Especies

La riqueza de especies es considerada por muchos autores
como el estimador más sencillo de la diversidad (Moreno,
2001). Esto se debe fundamentalmente a que esta se basa en el
número de especies presentes y no toma en cuenta otros
valores que pudieran estar influyendo en las mismas.

Es realmente difícil aseverar un valor
determinado de riqueza de especies con certeza (Alacolado, 1998),
ya que este estimador es muy sesgado y difícilmente se
pueda conocer a ciencia cierta cuántas especies hay en un
lugar; esto responde a la forma más clásica de
estimarla: la Riqueza Observada o Riqueza Específica (S),
que se obtiene con el número total de especies
después de realizado el censo en la comunidad. Como
índice de diversidad, se debería considerar esta
información como registros de presencia-ausencia, para
favorecer la interpretabilidad de los datos.

Para ejemplificar algunos de los índices de
riqueza, se puede citar al índice de Riqueza de Margalef,
el índice de Menhinick, y el alfa de Williams (Moreno,
2001). Algunos índices de riqueza, sin embargo, establecen
una relación funcional entre el número de especies
encontradas y el esfuerzo de muestreo (Peet, 1974), ofreciendo la
tasa de incremento del número de especies con el aumento
del tamaño de la muestra.

En cuanto a los índices que se expresan de manera
gráfica, a través de curvas o modelos y que en
sentido general reflejan el incremento esperado o real del
número de especies con el tamaño de la muestra
(Jiménez-Valverde y Hortal, 2003), encontramos las curvas
de dominancia de Whittaker donde se trabaja con el número
total de especies encontradas y las especies de mayor
importancia, tanto las raras como las más comunes. En un
refinamiento de la curva se trabaja además con porcentajes
y medias geométricas, lo que hace la fórmula
más acertada (Peet, 1974). Otro índice que se
expresa gráficamente lo constituye el índice de
Rarefacción con el cual se pueden realizar comparaciones
en el número de especies de comunidades diferentes cuando
el tamaño de las muestras no es igual y trabaja calculando
el número de especies esperado de cada muestra si todas
las muestras tuvieran un tamaño estándar. Su
desventaja fundamental es que desaprovecha información al
tomar como medida para todas las muestras la de menor
tamaño (Moreno, 2001)

Los índices de acumulación de especies
conforman una herramienta para el análisis de la riqueza
específica de muestras de diferentes tamaños
(Moreno 2001) con su uso queda representado el número de
especies acumulado en el inventario frente al esfuerzo de
muestreo empleado. Su uso se recomienda en los estudios de
invertebrados y especialmente en aquellos grupos que son
más ricos en especies pero de los que se posee un
desconocimiento mayor (Colwell y Coddington, 1994). El uso de
esta metodología permite obtener resultados más
fiables en análisis posteriores y comparar inventarios en
los que se han empleado distintas metodologías
(Jiménez-Valverde y Hortal, 2003) y/o diferentes niveles
de esfuerzo. Además constituyen una herramienta
útil para la planificación del esfuerzo de muestreo
que se debe invertir en el trabajo de inventariado.

Los métodos no paramétricos son un
conjunto de estimadores en el sentido estadístico, que no
asumen el tipo de distribución del conjunto de datos y no
los ajustan a un modelo determinado (Smith y van Belle, 1984;
Colwell y Coddington, 1994; Palmer, 1990) y se enfocan en las
especies raras o poco abundantes. Entre las ventajas del uso de
los métodos no paramétricos está que estos
estimadores tienen un sesgo menor que la extrapolación
basada en una curva de acumulación de especies (Colwell y
Coddington, 1994; López y Williams, 2006) y además
requieren de menor cantidad de datos que los métodos
paramétricos (López y Williams, 2006).

Los denominados estimadores no paramétricos,
algoritmos que emplean proporciones de especies raras
(singletons/doubletons, especies que
sólo cuentan con uno o dos individuos respectivamente en
todo el inventario, y uniques/duplicates,
especies que aparecen en una o dos muestras respectivamente,
independientemente del número de individuos que presenten
en cada una de ellas) para estimar el número total, bajo
el supuesto de que cuantas más especies raras haya, mayor
será el número de especies que quedan por aparecer
en el inventario. Estos estimadores tienen su base
estadística en la matemática de las técnicas
de estimación del número de clases a partir de
muestras y de las técnicas de captura-recaptura (Bunge y
Fitzpatrick, 1993; Chao, 1984; 1987; Chao y Lee, 1992; Heltsche y
Forrester, 1983; Smith y van Belle, 1984).

Una asunción de estos estimadores no
paramétricos es que la probabilidad de captura de las
especies, aunque puede diferir entre ellas, debe mantenerse
constante a lo largo de todo el estudio (Burnham y Overton,
1979). En trabajos de inventariado de larga duración y/o
de un área extensa y heterogénea, y por la propia
dinámica temporal y espacial de las especies, esta
asunción es raramente aplicable. Además, los
estimadores no paramétricos presentan un funcionamiento
poco fiable en diversas situaciones: elevado número de
especies raras, distribución agregada de los organismos,
baja proporción de especies observadas frente al
número real (Petersen y Meier, 2003). Las estimaciones de
riqueza obtenidas con los estimadores no paramétricos no
son ni precisas ni tampoco fáciles de interpretar por lo
que su uso es, de momento, cuestionable (Petersen et
al., 2003; Chiarucci et al., 2003).

Algunos de los estimadores no paramétricos que se
han desarrollado son Bootstrap, Jackknife, Chao, ACE (Estimador
de cobertura basado en abundancia), ICE (Estimador de cobertura
basado en incidencia), estos han sido revisados por Colwell y
Coddington (1994) y Chazdon et al. (1998)

Distribución de Abundancia.
Equitatividad y Dominancia

Otro componente que influye positivamente sobre la
diversidad, además de la riqueza de especies lo constituye
la equitatividad. Peet (1974) no recomienda el uso de
índices de heterogenidad para medir la equitatividad a
menos que el número total de especies en el universo de
muestreo sea conocido. Alcolado (1984) de manera paliativa
recomienda tomar como número de especie, el acumulado en
el justo punto donde comienza la estabilización de la
curva acumulativa del índice de heterogeneidad.

La equitatividad representa el grado de homogeneidad
existente en las abundancias relativas de las especies
(Alacolado, 1998) y se refiere a la absoluta igualdad de las
abundancias relativas de cada población; considerando que
aunque dos comunidades tengan las mismas especies, las
abundancias de estas no tienen porque ser necesariamente iguales
y esto trae implicaciones en la dinámica y
organización de la comunidad. Frontier y Pichod-Viale
(1991) prefieren el término regularidad en lugar de
equitatividad para evitar confusión. La equitatividad se
refiere al grado de distribución de la dominancia entre
las especies de la comunidad y tiene gran importancia en el
conocimiento de la contribución o influencia de las
especies en los procesos de la misma

La dominancia puede ser ecológica, cuando
cuantificamos la biomasa o el valor de importancia de la especie
en la comunidad, en este caso se expresa en unidades de
energía o masa o también puede ser numérica,
refiriéndose al número de individuos que tiene una
especie expresándose en la densidad o abundancia relativa
de la misma con relación a la cantidad total de individuos
de todas las especies. En cuanto a la dominancia numérica,
otros parámetros también permiten caracterizarla
cualitativamente: la frecuencia y la fidelidad. La frecuencia
como la relación entre el número de unidades de
muestreo en las que aparece una especie con relación al
número total de unidades muestréales estudiadas y
la fidelidad como la constancia con que la especie aparece
asociada únicamente a un tipo de hábitat

Especies
Exóticas Invasoras

Durante milenios las llamadas barreras
geográficas han jugado un importante papel limitando el
movimiento de las especies y con ello impidiendo la
pérdida de la biodiversidad de un lugar por la
invasión de especies exóticas, sin embargo, estas
barreras comenzaron a disolverse con los primeros movimientos
migratorios de las poblaciones humanas, las que traían
entre sus enseres especies domesticadas de animales y de
vegetales cultivables y con estas, otras de formas involuntarias.
Con el crecimiento de la población humana, la
formación de grandes imperios, las grandes exploraciones
alrededor del mundo y la apertura de nuevas vías
comerciales, los movimientos de especies se han incrementado
progresivamente hasta alcanzar, en el último siglo,
niveles sin precedentes. Grandes renglones como la agricultura,
la pesca, la industria hortícola, el comercio de mascotas,
entre otros, depende en gran medida de la introducción de
especies exóticas desde todas partes del mundo. Este
movimiento de especies intencionalmente desplazadas de un sitio a
otro por razones de distinta naturaleza, favorece también
el transporte involuntario de otras como subproducto del comercio
intercontinental (PHORON, 2002).

De ahí la acentuada vulnerabilidad que tienen
actualmente los países ante los problemas fitosanitarios
exóticos. Las especies exóticas invasoras se han
constituido en un problema a nivel mundial, tanto desde el punto
de vista económico como ambiental. Estas especies son
consideradas como una de las principales causas actuales de la
pérdida de la biodiversidad, después del cambio en
el uso de la tierra a través de la pérdida de
hábitats y fragmentación del paisaje. Por otro
lado, provocan grandes pérdidas económicas en el
sector agropecuario y afectan también el sector de la
salud humana (UTEI-OTECBIO, 2004).

Muchas de estas especies invasoras nocivas sin duda
menoscaban la diversidad biológica de los ecosistemas,
haciendo que las poblaciones de otras especies desciendan o
lleguen a desaparecer por completo, causó un desequilibrio
entre depredador y presa, desplazó especies de sus nichos
ecológicos habituales, cambió los hábitats
establecidos y reduciendo paulatinamente la complejidad del
ecosistema. El mero hecho del establecimiento de una especie
extraña y nociva altera la diversidad pues en la medida en
que algunas de estas se dispersen a nuevos territorios, el
área de introducción original y las sucesivamente
invadidas se tornan más parecidas biológicamente
(Morgan, 2000).

El interés de los científicos por las
introducciones de especies, ya sean voluntarias o involuntarias,
no tiene simplemente un carácter académico. Parte
de dichas introducciones afectan a especies que adquieren un
carácter invasor. En la actualidad es posible encontrar
especies invasoras (EI), tanto animales como vegetales,
prácticamente en todo tipo de ecosistema y su impacto ha
demostrado ser inmenso. El alcance y el costo de sus
consecuencias es enorme, tanto a nivel ecológico como
económico (PHORON, 2002). Las especies invasoras le
cuestan a los Estados Unidos, por ejemplo, más de 138 mil
millones de dólares anualmente (Morgan, 2000).

Con la introducción de una especie
exótica, un ecosistema no funciona de igual manera que en
su ausencia. Las plagas exóticas son capaces de desplazar
organismos nativos y eliminar flora, de este modo altera las
cadenas tróficas. Las especies exóticas pueden
transformar procesos ecológicos fundamentales como la
productividad primaria, hidrología, geomorfología,
ciclos de nutrientes y la frecuencia y características del
régimen de perturbaciones. Indudablemente, el impacto de
tales invasiones afecta a todas las especies presentes (Drake
et al., 1989; Vitousek et al., 1996, Vitousek
et al., 1997).

El estudio ecológico de las especies
exóticas invasoras, brinda una herramienta conceptual
valiosa para la comprensión de la dinámica y el
impacto de tales especies, así como para su
prevención, control y manejo. Las etapas secuenciales que
experimenta una especie en su paso a un área nueva se
pueden dividir en: 1) importación -en cautiverio a un
país o área nueva, 2) introducción cuyo es
liberado, escapa o vive en un medio natural, 3) establecimiento
cuyo constituye una población reproductora, y 4) plaga o
invasora cuyo ejerce un fuerte impacto negativo (UTEI-OTECBIO,
2004).

Generalidades
sobre la Especie Exótica Invasora Raoiella indica
Hirst

Un ejemplo de especie exótica invasora lo
constituye el llamado ácaro rojo de las palmeras,
Raoiella indica Hirst (Acari: Tenuipalpidae). Los
ácaros tenuippalpidos o falsos ácaros
tetraníquidos, como también se les conocen,
están ampliamente distribuidos en las regiones más
cálidas del planeta (Baker y Tuttle, 1987). De la familia
Tenuipalpidae se han informado más de 622 especies dentro
de 30 géneros (Childers et al.2003). El
género Raoiella fue instituido por Hirst en 1924
para designar a R. indica como especie tipo Hirst,
1924). Su ubicación taxonómica, según
Mendonça et al. (2005) es la
siguiente:

Phyllum: Arthropoda

Subphyllum: Chelicerata

Clase: Arachnida

Subclase: Acari

Orden: Prostigmata

Superfamilia: Tetranychoidea

Familia: Tenuipalpidae Berlese

Subfamilia: Tenuipalpinae Sayed, 1950

Tribu: Tenuipalpini Berlese, 1913

Género: Raoiella Hirst, 1924

Especie: Raoiella indica Hirst, 1924

Esta especie es nombrada comúnmente como:
ácaro del coco, ácaro rojo del cocotero, falsa
arañuela chata, ácaro rojo de las palmeras,
ácaro carmesí y ácaro carmesí de la
palma datilera. Rarosiella cocosae Rimando, se considera
una sinonimia de R. indica (Kane y Ochoa,
2006).

Distribución
Geográfica

La especie R. indica fue descrita por primera
vez en 1924 sobre hojas de cocotero en la India,
diseminándose por varios países donde se incluyen:
Rusia, Pakistán, Mauricio, Egipto, Sudán,
Irán, Omán, Israel, Isla Reunión, Arabia
Saudita, Emiratos Árabes Unidos, Sri Lanka, Malasia, y
Filipinas (Pritchard, 1958; Welbourn, 2007). En el 2004 se
informó en Martinica (Fletchmann y Etienne 2004). En esta
región se ha diseminado rápidamente, se
señala su presencia en Dominicana, Guadalupe, San
Martín, Santa Lucía, Trinidad y Tobago, Puerto
Rico, Santo Tomás (Islas Vírgenes Estadounidenses)
y Jamaica (Mendonça et al., 2005; Hoy et
al., 2006; Rodrigues et al., 2007). En el
año 2008 invadió Venezuela (Vásquez et
al., 2008) y la Florida (Peña et al., 2009);
y en el 2009 se registró en México (NAPPO, 2009) y
Brasil (Marzaro et al., 2009).

En la actualización de la lista de Organismos
Cuarentenados para Cuba en el 2007 se incluyó a R.
indica dentro del grupo A1 por el comportamiento de plaga
invasora en nuestra región y en correspondencia con esta
decisión, el Centro Nacional de Sanidad Vegetal (CNSV,
Ciudad de La Habana) elaboró una encuesta con el objetivo
de lograr la detección temprana del ácaro rojo de
las palmeras principalmente en plantas de interés de las
familias Musaceae y Arecaceae. (CNSV, 2007).
Como resultado de dicha encuesta, se detectó la presencia
de R. indica en varios municipios de las provincias
Guantánamo y Santiago de Cuba en marzo de 2008 (de la
Torre et al., 2010)

Plantas
Hospedantes

Hasta el momento, la lista de plantas hospedantes tanto
en su lugar de origen como en el hemisferio occidental alcanza
unas 70 especies, pertenecientes a 11 familias botánicas
(González y Ramos, 2010): Arecaceae,
Musaceae, Celastraceae, Fabaceae,
Heliconiaceae, Lamiaceae, Myrtaceae,
Oleaceae, Pandanaceae, Strelitziaceae
y Zingiberaceae (Cocco y Hoy, 2009)

En Cuba es muy común la presencia de
arecáceas y musáceas en parques, plazas, jardines y
patios de casas, debido a que constituyen no sólo fuentes
para la alimentación humana sino también plantas
ornamentales. Un estudio de plantas hospedantes del ácaro
rojo de las palmeras en Santiago de Cuba permitió detectar
la presencia del ácaro en 21 especies de plantas
pertenecientes a las familias Arecaceae, Musaceae y
Zingiberaceae (González y Ramos,
2010).

Daños

El ácaro rojo de las palmeras se dispersa
fácilmente por las corrientes de aire y se transporta de
las plantas infestadas a las sanas. La hembra se presenta como la
fase preferentemente infestiva. Una de las formas de
propagación es a través de la actividad humana,
donde las personas están en contacto directo con plantas
ornamentales (Rodríguez et al.,
2007b).

Las pérdidas mayores por la alimentación
de este ácaro se observan en la fase de vivero, donde
pueden causar la muerte de las plantas (Rodríguez et
al., 2007b). En plantaciones adultas los daños son
más evidentes en las hojas viejas, las cuales se tornan
amarillas y pueden llegar a secarse completamente (Jeppson et
al., 1975; Kane, 2006). Las plantas jóvenes son
más severamente dañadas. Estos ácaros son
fácilmente observables sobre las hojas verdes, sus
poblaciones se localizan típicamente en el envés de
las hojas y pueden aparecer en estas, puntos amarillos esparcidos
sobre ambas superficies hasta provocar una fuerte
coloración amarilla generalizada en toda la hoja. Las
afectaciones mayores se localizan en la parte media de los
foliolos. Al color amarillo de las hojas le sigue el aborto de
las flores y la disminución del tamaño de las
copras (Hoy et al., 2006).

Se pueden encontrar poblaciones formando grupos que
varían de 20 a 300 individuos, considerando las diferentes
fases del ácaro (Jeppson et al., 1975). Los
síntomas en foliolos de cocotero se caracterizan
inicialmente por manchas pálidas y amarillas en la parte
inferior y posteriormente, al continuar la alimentación
del ácaro, la mancha adquiere un aspecto clorótico.
El daño causado por el proceso de alimentación en
los dos lados de la nervadura del foliolo hace que este se doble,
mientras los ácaros permanecen protegidos en el interior
del foliolo doblado. La continua infestación y
alimentación en esta zona del foliolo provocan la
curvatura de las hojas y eventualmente las hojas se secan
(Rodrigues et al., 2007).

En palmas en vivero, la infestación parece
comenzar en la punta de la hoja de la palma cuando sus foliolos
todavía están juntos. En el caso de palmas adultas,
la mayor población se encuentra en el área central
de los foliolos. El daño se caracteriza por dejar unas
manchas grasientas en el envés a lo que le sigue la
necrosis. Las palmas afectadas tienen también un color
bronceado o anaranjado a los seis meses de haber comenzado el
ataque (Rodríguez et al. 2007b). Sobre
plátano y banano el envés se torna amarillo con
pequeñas áreas verde-amarillas disparejas (Etienne
y Fletchmann, 2006).

Control

El control de R. indica se ha realizado
básicamente a través de productos químicos.
Los estudios de variantes resistentes son incipientes y los
enemigos naturales han demostrado ser una alternativa promisoria
(Mendonça et al., 2005).

El control químico es costoso y difícil de
aplicar cuando las plantas son muy altas como en el caso de las
palmas, sin embargo, en ocasiones es necesario su uso para
controlar las altas poblaciones de ácaros en viveros,
donde no existe un adecuado nivel poblacional de los enemigos
naturales (Hoy et al., 2006). Actualmente se han
evaluado diversos productos químicos con niveles de
efectividad variables y que en sentido general no sobrepasan el
80% de eficacia. La mayoría de estas investigaciones se
han realizado en India y otros países asiáticos por
lo que pudieran no ser aplicables en el Caribe (Peña
et al., 2006)

En los países donde R. indica se ha
estudiado con mayor profundidad, India, Mauricio y Egipto, se han
encontrado asociado a la misma alrededor de 15 enemigos
naturales. De estas especies sólo se han realizado
estudios biológicos con Amblyseius
channabasavannai Gupta y Daniel y Typhlodromus
caudatus Chant, que evidencian que pueden considerarse como
depredadores potencialmente eficientes de R.
indica. De manera general se han realizado pocos
estudios para conocer cuáles de las especies de
depredadores comúnmente encontradas junto a R.
indica son realmente enemigos naturales efectivos (Hoy
et al., 2006).

Estrategias de
Control Biológico

La estrategia más prometedora para controlar a
las plagas es el diseño de sistemas de cultivo que eviten
explosiones poblacionales, manteniendo sus densidades a niveles
inferiores a los de su umbral de daño. El control
biológico ayuda grandemente a este propósito,
porque su acción consiste en mantener las densidades de la
plaga por debajo de ese umbral de forma persistente (Trujillo,
1992; Driesche y Bellows, 1996).

El control biológico puede practicarse a
través de tres métodos diferentes: la
conservación, la introducción y el aumento de los
enemigos naturales (Driesche y Bellows, 1996; Weeden et
al., 1999). La conservación y la introducción,
posibilitan un control sostenido y permanente, de forma tal que
contribuyen de manera importante a la estabilidad y
sostenibilidad de los agroecosistemas (Trujillo, 1992). El
método de aumento, implica un estudio biológico
minucioso; cría masiva y análisis de
colonización de los enemigos naturales (Garrido,
1992).

Por otro lado, a pesar de tener la desventaja de tardar
algún tiempo para hacerse efectivo, el control
biológico cada día tiene menos detractores, debido
a los beneficios que brinda como: permanencia, seguridad,
conservación del entorno, evita la resistencia y la
resurgencia de plagas. Además ha resultado ser el
método más eficaz en el manejo de fitoácaros
y otras plagas insectiles. Por ello, cada enemigo natural
encontrado e identificado, puede ser de utilidad para el inicio
de nuevas investigaciones dentro de la lucha biológica
aplicada (Mirabal, 2003).

De ahí que se preste mucha importancia al logro
de una agricultura más biológica, ecológica
y sostenible. En este contexto una de las posibles alternativas
es la utilización del control biológico para el
manejo de las plagas. Existen diferentes grupos de enemigos
naturales que pueden ser usados en los programas de control
biológico. Dentro de ellos, sobresalen los
artrópodos benéficos, como organismos con una alta
eficacia en la reducción de los niveles poblacionales de
las plagas. Bajo esta categoría se agrupan los insectos
depredadores y parasitoides y los ácaros depredadores
(Driesche y Bellows, 1996).

Generalidades
sobre los Ácaros como Agentes de Control
Biológico

En Acari existen nueve familias de ácaros que
poseen un potencial significativo como agentes de control
biológico. Estas familias son: Phytoseiidae, Stigmaeidae,
Anystidae, Bdellidae, Cheyletidae, Hemisarcoptidae, Ascidae,
Laelapidae y Macrochelidae. De todas ellas, la familia
Phytoseiidae es la más importante y de la cual existe un
mejor conocimiento (Driesche y Bellows, 1996).

Los fitoseidos se conocen por su papel como depredadores
de ácaros tetraníquidos y se usan
satisfactoriamente en programas de control biológico,
incrementándose el interés por su desarrollo en los
últimos años (Sabelis et al., 2008). Estos
pequeños artrópodos son de singular importancia en
programas de manejo de plagas, su comportamiento es
ambientalmente seguro y compatibles con otros controles
biológicos presentes en el agroecosistema (Landis et
al., 2000).

El desarrollo y uso de los fitoseidos ha venido
creciendo a partir de la potencialidad que estos agentes de
control biológico han mostrado en condiciones de
producción, principalmente de hortalizas, flores y frutas,
unido a la diversidad de plagas que pueden controlar (Messelink
et al., 2006; Sabelis et al., 2008). La
variedad de presas que pueden llegar a consumir varía
mucho en función de la especie que se trate, abarcando
desde los depredadores especialistas como los integrantes de
Phytoseiulus Evans hasta los generalistas de amplio
espectro como los de Amblyseius Berlese (Urbaneja et
al., 2005; McMutry y Croft, 1997).

La ventaja principal de usar ácaros depredadores
proviene de la rápida respuesta numérica a la
densidad de la plaga que se desea controlar y a su capacidad de
utilizar alimentos alternativos u otras presas en ausencia de la
plaga específica. Para garantizar el éxito del
control es necesario conocer adecuadamente la tasa óptima
de liberación, la frecuencia de aplicación y las
características del cultivo con el cual se trabaja (Mesa y
Duque, 1994; Kok, 1999). Estas se deben establecer a partir del
conocimiento de la relación presa-depredador que se
establece entre fitófagos y depredadores.

En Cuba, los ácaros fitoseidos se han utilizado
con resultados positivos para controlar a Panonychus
citri (McGregor) en viveros de cítricos (Ramos y
Rodríguez, 1999) y Tetranychus tumidus Banks en
viveros de plátano (Ramos, 2000) estableciéndose,
sobre la base del estudio de la interacción
presa-depredador, que la tasa óptima de liberación
de P. macropilis frente a T.
tumidus era 20:1 (presa-depredador). Posteriormente se
comprobó su validez en condiciones de
producción.

A pesar que los mayores esfuerzos se han dedicado a la
aplicación práctica de estos depredadores para el
control de tetraníquidos en numerosos cultivos de todo el
mundo es de destacar que los depredadores de la familia
Phytoseiidae no sólo son efectivos en el control de
ácaros plagas (Ferragut et al., 1992). Varias
empresas europeas y norteamericanas producen y distribuyen los
fitoseidos N. cucumeris y N. barkeri
para el control de Thrips tabaci Lindeman y
Frankliniella occidentalis (Pergande) (Thysanoptera:
Thripidae) (Bolckmans et al., 2005; Messelink et
al., 2006, 2008).

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Partes: 1, 2