Proyecto Conservación de peces de agua dulce de la Cuenca del Plata Antecedentes y propuestas metodológicas para evaluar el estado de conservación de la ictiofauna de la Cuenca del Plata Jorge Liotta - Julieta Peteán Segunda versión 27 de junio de 2010 Fundación Humedales 1 Tabla de contenidos 1. La metodología de UICN 1.1. Resumen de Categorías y criterios de UICN 1.2. Proceso de evaluación de UICN 2 Trabajos relevantes y experiencias en otras regiones 2.1. Descripción de trabajos significativos y elementos críticos a la metodología de UICN 3 Antecedentes de conservación de peces en Argentina 3.1. Trabajos mencionados 3.2. Descripción de métodos utilizados 4 Situación actual 4.1. Problemáticas halladas 4.1.1. Problemas relacionados con la identificación del “taxón” 4.1.1.1. Certeza en la identificación de las especies 4.1.1.2. Evaluación del taxón en su nivel adecuado 4.1.2. Dificultades derivadas de la escasez de información compilada 4.1.3. Dificultades en la aplicación de los criterios sobre especies “r-estrategas” en general 4.1.4. Dificultades para estimar la distribución geográfica en organismos dulceacuícolas 4.1.4.1. Problemas asociados al método de estimación de la distribución utilizado (EOO, AOO) 4.1.4.2. Problemas asociados a la escala seleccionada para el análisis 4.1.5. Dificultades por la naturaleza incierta de los datos (en tiempo y en espacio) 4.1.6. No inclusión de variables biológicas (salvo las relacionadas con el tamaño poblacional) 4.2. Caracterización de la situación nacional 4.2.1. La cuenca 4.2.1.1. Los ambientes 4.2.2. La ictiofauna 4.2.2.1. Riqueza de especies 4.2.2.1.1. Especies endémicas 4.2.2.2. Información disponible 4.2.2.2.1. Datos poblacionales 4.2.2.2.2. Datos distribucionales 5 Propuesta para el trabajo en el taller 5.1. Recomendaciones 5.1.1. Aplicar exhaustivamente la metodología y los criterios de UICN 5.1.2. 5.1.3. 5.1.4. Utilizar toda la información disponible Jerarquizar las especies Trabajar en etapas sucesivas 5.1.5. Estudiar alternativas para la estimación del rango de distribución de las especies. 5.2. Limitaciones y propuestas preliminares para resolverlas Particularidades de la cuenca 2 Vagabundeo (= vagrancy) Validación del uso de la base de datos de distribución Base incompleta Antigüedad de los registros Falta de precisión en los registros Falta de “vouchers” en el caso de las observaciones 6 Anexos Anexo 1. Listado de nuevas especies halladas en el sector argentino de la cuenca del Plata Anexo 2. Listado de especies endémicas del sector argentino de la cuenca del Plata Anexo 3. Lógica Difusa Anexo 4. Ejemplos de muestreos ictiológicos reiterados en un mismo sitio Anexo 5. Aplicación del species mapping protocol a tres especies de la cuenca 7 Bibliografía 3 1. La metodología de UICN 1.1. Resumen de Categorías y criterios de UICN Además de recomendar la lectura cuidadosa de las publicaciones de UICN (2001), en la Tabla 1 se proporciona un resumen de las categorías y criterios, a modo de resumen. Tabla 1. Resumen de las categorías y criterios de UICN. Tomado de UICN, 2010. 4 1.2. Proceso de evaluación de UICN A continuación, traducción del texto disponible en el sitio Web http://www.iucnredlist.org/technicaldocuments/assessment-process. Introducción La Lista Roja de IUCN de especies amenazadas ™ es esencialmente una lista de comprobación de los taxones que han sido sometidos a una evaluación de riesgo de extinción mediante las categorías y criterios de lista roja de IUCN. La mayoría de las evaluaciones que aparecen en la Lista roja son llevadas a cabo por miembros de los grupos de especialistas de IUCN SSC nombrados autoridades de lista roja, o por participantes de talleres de evaluación global de biodiversidad. Sin embargo, las evaluaciones pueden ser realizadas por cualquier persona y presentadas a la UICN para su examen. A continuación se describe el proceso para completar una evaluación para ser publicada en la lista roja de la UICN: Completar y enviar una evaluación de la lista roja La Lista roja incluye sólo las evaluaciones de nivel mundial / global. Evaluaciones de niveles regionales o nacionales no se considerarán a menos que también se trata de evaluaciones globales (por ejemplo, un endemismo del país debe tener el mismo estatus de lista roja a nivel nacional y mundial). (ver Directrices para aplicar los Criterios de la Lista Roja de la UICN a nivel Nacional y Regional. Versión 3.0) Se han desarrollado normas taxonómicas para los taxones que aparecen en la Lista roja, que deberían ser consultadas antes de efectuar una evaluación. Es útil iniciar una evaluación comprobando la Lista roja actual para averiguar si ya se ha evaluado el taxón y por quién. Los nombres de personas o grupos responsables de cada evaluación aparecen en las páginas de resultados detallados para cada taxón en el sitio web de la Lista Roja. Todas las evaluaciones deben basarse en datos actualmente disponibles para el taxón en todo su rango global. Los asesores deben tener plenamente en cuenta la literatura reciente y antigua (publicada y gris) y otras fuentes fidedignas de información relacionadas con el taxón. Para las evaluaciones de subespecies, variedades o subpoblaciones, una evaluación del nivel de especie también se llevará a cabo. Las evaluaciones deben seguir la versión más actual de las Categorías y criterios de la lista roja de IUCN. Este folleto proporciona las reglas básicas para una evaluación de la lista roja. Se proporciona mayor orientación sobre la aplicación de los criterios en la directrices para la utilización de las categorías y criterios de la Lista Roja de UICN (tenga en cuenta que este documento se actualiza anualmente). También se puede contactar con la unidad de lista roja de IUCN para obtener información sobre la aplicación de los criterios de (consulte la información de contacto o utilice el formulario de 'retroalimentación' en la parte inferior de esta página). Se toma la recomendación de Mace et al. (2008): “las tablas resumen de los criterios son cada vez más utilizadas por los asesores en lugar del texto completo; sólo suelen incluir las directrices numéricas, y esto haber aumentado la proporción de malas interpretaciones (a los criterios)”. Todas las evaluaciones deben incluir la documentación estándar, como se describe en el anexo 3 de las categorías y criterios de lista roja de IUCN. Esto incluye la finalización de los programas de clasificación estándar que describe el hábitat, amenazas, etc. y la prestación de un mapa que muestra la distribución geográfica de las especies. o Las presentaciones hechas desde dentro de la red de IUCN SSC (por ejemplo, de grupos de especialistas) deberán presentarse utilizando el módulo de entrada de datos de servicio de información de especies (SIS) (DEM) a menos que se acuerde otra cosa antes de aprobarlos. o Comunicaciones desde fuera de la red SSC deben ser preferiblemente en formato electrónico. Se ha confeccionado un cuestionario estándar para guiar a asesores a través de los requisitos 5 de la documentación. El cuestionario puede descargarse de aquí. No es obligatorio utilizar este formulario al presentar las evaluaciones. El cuestionario es muy largo debido a la inclusión del conjunto completo de esquemas de clasificación. Los usuarios necesitan sólo rellenar las partes pertinentes a su taxón y pueden ignorar o incluso eliminar las partes de los programas de clasificación que no aplican. Otros formatos electrónicos (por ejemplo, hoja de cálculo de Excel-MS, base de datos de MS-Access, etc.) son posibles, pero se deben discutir y el formato debe ser acordado con la unidad de lista roja de IUCN antes de su presentación. o Para ayudar a los asesores y las autoridades de la lista a realizar evaluaciones, especialmente en los casos en donde hay incertidumbre sobre los datos que se utilizan, la lista roja ha ® aprobado el uso de RAMAS lista roja, un paquete de software desarrollado por Applied Biomathematics, una compañía de software ecológica de Nueva York. Este software aplica las reglas de los criterios de lista roja de IUCN para obtener una evaluación y también incluye un algoritmo para manejar explícitamente cualquier incertidumbre de datos (Akçakaya y Fresón, 2001). Si el software se utiliza para una evaluación, los archivos de datos resultantes de RAMAS deberán presentarse junto con la evaluación. Todas las evaluaciones completadas deben presentarse a la unidad de lista roja de la UICN (consulte la información de contacto o utilice el formulario de 'retroalimentación' en la parte inferior de esta página). El personal del programa de especies de la UICN acusará recibo de todas las evaluaciones presentadas. Comprobaciones de consistencia de evaluación y evaluación Todas las evaluaciones presentadas deben evaluarse por al menos dos miembros nombrados de una autoridad apropiada de lista roja (RLA) (ver detalles bajo la Lista Roja Descripción página). El proceso de evaluación es similar al proceso de revisión por pares utilizado por revistas científicas en decidir qué manuscritos se aceptan para su publicación. o Si se presenta la evaluación de un grupo de especialistas de UICN SSC o un RLA, esto debe ser evaluado antes de ser presentado a la unidad de la lista de la red. o Si la evaluación es enviada desde fuera de la red SSC, el personal del programa de especies de la UICN enviará la evaluación a la RLA apropiado. Si no hay RLA para la especie que se trate, el personal del programa de especies de la UICN se encargará de la evaluación para ser evaluados por expertos apropiados. Las evaluaciones son normalmente concluidas dentro de un plazo de tres meses de remisión el RLA. Sin embargo, el personal del programa de especies de la UICN informará a asesores de los retrasos a este proceso. Todas las evaluaciones presentadas (tanto las evaluadas como las no evaluadas) se comprueban por el personal del programa de especies de la UICN (y a veces por el grupo de trabajo de peticiones de la Subcomisión de evaluaciones de la biodiversidad de UICN SSC y normas) para mantener la coherencia en la aplicación de las categorías de la lista de red y de criterios y la adecuación de la documentación de soporte. El personal del programa de especies de la UICN notificará a asesores de los resultados de todas las evaluaciones (es decir, aceptación o rechazo de la evaluación) y de cualquier cuestión destacada en las comprobaciones de coherencia y documentación. o Evaluaciones evaluadas aceptadas aparecerán en una futura actualización de la Lista Roja de la UICN. o Evaluaciones evaluadas que son rechazadas se devolverán a asesores con una explicación de las razones del rechazo. Las evaluaciones rechazadas, a continuación, pueden ser revisadas y/o corregidas y presentadas nuevamente para ulterior consideración. 6 Publicación de la evaluación Las evaluaciones pueden presentarse a la UICN en cualquier momento. Sin embargo, la fecha de publicación de una evaluación aceptada depende de la fecha en que se recibió y evaluó la evaluación (véase "Evaluación consistencia cheques y evaluación" más arriba). Se aplica el siguiente calendario: o Por lo general, se actualizará la lista roja de la UICN en abril / mayo de cada año. o Si se evalúan las evaluaciones recibidas por la Oficina de lista roja de IUCN en o antes del 31 de agosto se publicarán en la próxima actualización de la lista roja. o Si se evalúan las evaluaciones recibidas por la Oficina de lista roja de IUCN después de 31 de agosto se celebrarán hasta el año siguiente antes de publicarse. Todas las evaluaciones que aparecen en el sitio Web de la lista roja están abiertas a revisiones. Ha sido desarrollado un proceso de peticiones para manejar desacuerdos con listados actuales que aparecen en la lista de la red. Se adjunta además un extracto de las “Directrices para Emplear los Criterios de la Lista Roja de la UICN a Nivel Nacional y Regional. Versión 3.0.” preparadas por la Comisión de Supervivencia de Especies de la UICN en 2003. Las Categorías de la Lista Roja de la UICN fueron desarrolladas para clasificar las especies en alto riesgo de extinción a nivel mundial. Para los niveles regional, nacional y local (en adelante regional) existen básicamente dos opciones: (1) Publicar un subconjunto inalterado de la Lista Roja global de las especies que se reproducen en la región o que visitan la región de manera regular en cualquier estadio. Esta puede ser una opción factible, en especial si existe en la región un gran número de especies endémicas o casi endémicas amenazadas, o si hay una marcada insuficiencia general de datos sobre el estado de las especies dentro de una región. (2) Evaluar el riesgo de extinción de las especies y publicar una Lista Roja sólo referida a esa región. Mientras la primera opción es directa, la segunda presenta una serie de dificultades que no existen a escala mundial, tal como la evaluación de poblaciones que sobrepasan fronteras geopolíticas, fases no reproductivas de las poblaciones y taxones no autóctonos. Al realizar evaluaciones regionales también es particularmente importante reconocer que aunque las Categorías de la Lista Roja de la UICN reflejan el riesgo relativo de extinción de especies, el proceso para establecer prioridades para las acciones de conservación puede requerir algunas otras consideraciones. En consecuencia, se han desarrollado directrices para facilitar el empleo de las categorías y criterios de la Lista Roja de la UICN a nivel regional. Las directrices finales se presentan en este documento. Algunos de los asuntos han demostrado ser difíciles de resolver a satisfacción de todos. Después de una larga deliberación, estas directrices se basan en principios generales prudentes y las recomiendan para todos aquellos que deseen realizar evaluaciones de la Lista Roja a nivel regional. Algunas aclaraciones teniendo en cuenta preocupaciones surgidas en el foro El enfoque precautorio (ante la falta de información precisa sobre la especie en cuestión) Las directrices de la UICN recomiendan adoptar un enfoque precautorio pero realista a la hora de aplicar los criterios, y que cada razonamiento debe estar documentado explícitamente (UICN, 2005). Por ejemplo, cuando se sabe que ha tenido lugar un declive de la población (por ejemplo debido a la pesca) pero no se ha aplicado ningún tipo de gestión para aliviar las presiones sobre la población, se puede asumir que dicho declive continuará en el futuro. Si se sabe que existe actividad pesquera, pero no existe información sobre las capturas por unidad de esfuerzo (CPUE), los especialistas pueden emplear datos de pesquerías similares para extrapolar tendencias de población probables. Asimismo, cuando no existen datos del ciclo biológico, se puede aplicar la demografía de otra especie estrechamente relacionada (Fowler y Cavanagh, 2005). 7 Poblaciones separadas geográficamente (poblaciones saludables en otros ambientes pero que en el área de análisis presentan problemas o están amenazadas) La Lista Roja de la UICN permite la evaluación por separado de poblaciones separadas geográficamente. Estas subpoblaciones se definen como “grupos de población separados geográficamente o por otras razones en el seno de la población (mundial) entre las que existen limitados intercambios demográficos o genéticos, típicamente, un individuo o gameto emigrado por año lo más” (UICN 2001). Las evaluaciones de subpoblaciones se muestran de forma separada en la página web de la Lista Roja de la UICN. 8 2. Trabajos relevantes y experiencias en otras regiones 2.1. Descripción de trabajos significativos y elementos críticos a la metodología de UICN A continuación se mencionan algunos trabajos publicados que mencionan y discuten aspectos relacionados con los criterios de UICN y su adecuación a organismos acuáticos. El objeto es: identificar elementos y mecánicas de trabajo que puedan ser utilidad para este proyecto. detectar problemas identificados en estos trabajos y sus modos de resolución. Mace et al, 2008 Este trabajo reciente refuerza la importancia de la UICN y de las listas rojas. Entre otros temas, explicita el propósito de las mismas y explica las bases teóricas de los criterios seleccionados. Además, proporciona detalles de aplicación, referidos a cada uno de los criterios de UICN. Propósito de la Lista Roja Las Listas rojas estaban destinadas a crear conciencia y ayudar a las acciones de conservación directa para especies (Fitter y Fitter 1987). UICN (1996) establece que los objetivos de su lista roja son para (1) proporcionar un índice global del estado de degeneración de la biodiversidad y (2) identificar y documentar las especies que más necesitan atención de conservación, si las tasas de extinción globales deben reducirse. Para alcanzar estos objetivos, el sistema de clasificación debe ser objetivo y transparente. También debe ser aplicable a una gran variedad de especies y hábitat; estandarizado para un rendimiento consistente y que los resultados sean independientes del tasador o la especie de ser evaluados; accesible para permitir una gran variedad de expertos para usarlo; científicamente defendible; y razonablemente riguroso (es decir, que debe ser difícil clasificar especies de manera inapropiada). Teoría de la extinción Las categorías de la lista roja de UICN pretenden reflejar la probabilidad de que una especie se extinga bajo las circunstancias reinantes. La extinción se produce cuando la tasa de mortalidad (y emigración) es mayor que la tasa de nacimiento (e inmigración) durante un tiempo lo suficientemente largo como para que el tamaño de la población llegue a cero. En igualdad de otras condiciones, la probabilidad de extinción es mayor cuando el tamaño de la población es pequeño, cuando la tasa de disminución es alta (las tasas de mortalidad son mucho mayores que las tasas de natalidad), y cuando las fluctuaciones en el tamaño de la población son grandes en relación con la tasa de crecimiento de la población (aumento de la probabilidad de que el tamaño de la población llegue a cero). Poblaciones muy pequeñas son susceptibles a la estocasticidad demográfica, mediante la cual variaciones aleatorias en las tasas de natalidad y muerte pueden conducir a la extinción incluso cuando la tasa de crecimiento promedio de la población es positiva (Richter-DYN y Goel 1972; Goodman 1987). Además, pequeñas poblaciones pueden sufrir desproporcionadamente los efectos genéticos, tales como la acumulación de alelos recesivos perjudiciales en virtud de la endogamia (Soulé 1980), pérdida de caracteres 9 cuantitativos que permiten la adaptación, acumulación de mutaciones levemente perjudiciales (Hedrick, 1992; Frankham 1995a) y varios otros factores de comportamiento, sociales y demográficos, conocidas colectivamente como efectos de Allee (Courchamp et al., 1999). En contraste, las poblaciones más grandes son vulnerables cuando amenazas o procesos extrínsecos están impulsando disminuciones o fluctuaciones importantes de las que las poblaciones no se pueden recuperar. Esta distinción fue caracterizada por Caughley (1994) como el paradigma de la población pequeña y el paradigma de disminución de la población; conceptos que proporciona una línea crítica de pensamiento para formular los criterios de riesgo de extinción y en particular reforzar la importancia de reflejar ambos tipos de vulnerabilidad de la población. A partir de la teoría básica es posible establecer amplias generalizaciones acerca de las relaciones entre el tamaño de la población, las tasas de crecimiento de la población, las fluctuaciones en las tasas de crecimiento de la población, y el tiempo de extinción (Lande 1993) (fig. 1). Las disminuciones exponenciales deterministas siempre son graves, donde el tamaño de la población tiene muy poco efecto sobre el riesgo de extinción. La estocasticidad demográfica es poco probable que sea importante para cualquier población que tiene más de 100 individuos, pero la variación ambiental aleatoria o las catástrofes son importantes para las poblaciones de todos los tamaños, y se hace más importante cuando la variación aumenta mucho en relación con la tasa de crecimiento de la población. La acumulación de alelos recesivos perjudiciales plantea un riesgo genético; por lo tanto, para salvaguardar la variabilidad genética durante cientos de años, se recomienda que se mantenga el tamaño de la población efectivo mínimo en al menos 50. Dado que el tamaño de la población genéticamente eficaz es con frecuencia menor al 10% del número real de individuos en una población (Frankham 1995 b), esto sugiere que una población mínima absoluta de 500 individuos es necesaria evitar la endogamia nociva. Aún mayores de poblaciones son necesarias para preservar la variación de rasgo cuantitativos: mantener altos niveles (> 90%) durante miles de años requiere tamaños de población efectiva mínima de por lo menos 5.000, y para prevenir la acumulación de mutaciones levemente perjudiciales durante decenas de miles de años se requieren tamaños de población efectiva mínima de alrededor de 10.000 – 100.000 (Lynch y Blanchard 1998; Lynch y Lande 1998; Frankham 1999). Debido a las dificultades en la estimación de los valores de parámetros claves, estos tamaños de población crítica se interpretan como guías para la importancia relativa de diferentes características, en lugar de umbrales reales para la gestión (Lande 1998). La aplicación de esta teoría a las situaciones del mundo real es complicada, por la variación en las amenazas en el tiempo y el espacio, y por diferencias significativas entre las especies. Las categorías de la lista roja de UICN pretenden reflejar la probabilidad de que una especie en particular se extinga en las actuales circunstancias; la probabilidad de extinción, por lo tanto, depende de los procesos amenazantes y de las características de las especies. … Criterio B: Rangos de área pequeños y su disminución El Criterio B permite calificar a una especie como amenazada cuando su rango geográfico es muy restringido y cuando otros factores sugieren que está en peligro. En algunas situaciones, el tamaño de la población puede no ser medible o pertinente a un riesgo elevado de extinción, por ejemplo, cuando una especie está restringida a pequeñas áreas o a restos de hábitat que están desapareciendo. Aunque este criterio fue desarrollado originalmente para las plantas, el grupo de redacción considera que este criterio es aplicable a otras especies, especialmente aquellos en altas densidades dentro de áreas o hábitat restringidos. Este criterio no utiliza simplemente el rango del área como un sustituto (o estimador) para el tamaño de la población. Aunque existe una correlación positiva muy amplia dentro y a través de especies entre el tamaño del rango geográfico y los números de población total, hay mucha variación, y los detalles pueden modificarse de acuerdo a la escala espacial en el que se evaluaron las especies (Gaston 1994a, Gaston et al. 2000; Blackburn et al. 2006). En algunos casos, especies pueden calificar por tamaño de población y por área de distribución, pero más a 10 menudo las dos medidas funcionarán de modo parcialmente independiente. Muchas especies que califican como amenazadas bajo el criterio B no pueden calificar sobre la base del tamaño de la población. Por el contrario, algunas especies (por ejemplo, muchos mamíferos marinos) no pueden calificar bajo criterio B, sin importar lo cerca que estén de la extinción, debido a que los patrones de distribución de los individuos superan los umbrales críticos. La medición del área de distribución es complicada (Gaston 1991; Gaston 1194 a, 1994 b, 1994 c, 2003; Maurer 1994). Los criterios consideran dos cantidades, la extensión de la ocurrencia (EOO) y el área de ocupación (AOO) (sensu Gaston 1991). La extensión de la ocurrencia se define como el área contenido dentro de los límites continuos más cortos que pueden extraerse para abarcar a todos los sitios conocidos, inferidos o proyectados de la ocurrencia de una especie. Esta medida podría ser fuertemente influenciada por casos de vagancia y por discontinuidades o disyunciones marcadas dentro de la distribución general de una especie, las cuales deben ser excluidas. Lo que constituye una discontinuidad o disyunción ha quedado deliberadamente vago, pero lo que es de particular preocupación aquí son extensiones de ocurrencia compuestas de ambientes amplios que son totalmente inadecuados para las especies o incluso a menudo para dispersarse en ellos. Por ejemplo, sería inadecuado incluir áreas de intervención del océano al estimar EOO para una especie que habita bosque y que aparece en sitios en dos continentes. Las directrices de la UICN proporcionan detalles adicionales sobre la estimación de EOO (UICN 2006). El área de ocupación cuantifica el área dentro de la EOO donde se encuentra la especie. Las especies casi nunca se distribuyen a lo largo de toda su EOO. Tal como se aplica en los criterios, AOO es el área más pequeña esencial en cualquier etapa, para la supervivencia de las poblaciones existentes de una especie (por ejemplo, sitios de anidación coloniales, sitios de alimentación para las especies migratorias). El tamaño de la AOO para una especie depende inevitablemente de la escala espacial en el que se mide: cuanto mayor sea la resolución, más pequeña será la zona resultante (Gastón 1991). Ha habido mucho debate sobre cómo este problema puede ser mejor resuelto (Keith et al. 2000; Hartley y Kunin, 2003). Aunque no se especifica ninguna escala de medición en los criterios, las “reglas del arte” indican que la escala debe ser adecuada a los aspectos biológicos pertinentes de las especies y debe medirse en una cuadrícula (o equivalentes). Las directrices dan consejos más específicos para evitar problemas de escala cuando se utiliza AOO (UICN 2006). En general, las escalas espaciales utilizadas para medir rangos deben reflejar patrones de traslado y dispersión de las especies en cuestión, y resoluciones extremadamente finas o gruesas conducirán a listados inadecuados bajo el criterio B. Se ha pensado que la medición de EOO y AOO es difícil para especies con rangos lineales (por ejemplo, especies intermareales, y de arroyos y ríos). Estos rangos de áreas tienden a ser muy pequeños porque una dimensión (por ejemplo, el ancho de la zona intermareal o el río) es muy limitada. De hecho, especies que dependen de hábitats lineales son especialmente vulnerables porque una amenaza rápidamente puede afectar un área entero (por ejemplo, un evento único de contaminación aguas arriba puede afectar fácilmente a todo el río aguas abajo). En resumen, por lo tanto, se piensa que las áreas de rangos lineales son un reflejo fiel de riesgo. A diferencia de lo que ocurre con las tasas de disminución y el tamaño de las poblaciones, no existe un marco teórico fuerte para asociar rangos de áreas (que pueden contener números enormemente diferentes de individuos) con diferentes niveles de riesgo de extinción. Por lo tanto, aunque un criterio basado en rango de área fue considerado como esencial para el listado de muchos grupos de organismos (para los cuales los datos de población o bien no están disponibles o no son de gran importancia en la determinación de riesgo de extinción), la elección de los umbrales críticos para el criterio B ha estado plagada de dificultades tanto desde puntos de vista metodológicos como biológicos. Las decisiones finales se hicieron en gran parte sobre una base iterativa de ensayo y error y por pruebas empíricas efectuadas por los expertos SSC, utilizando datos de una variedad de especies pertinentes. Esto resultó en el mantenimiento de una relación constante de los valores límite para EOO y AOO (una diferencia de un factor de 10) en cada una de las categorías de “en peligro crítico” de extinción, en “peligro de extinción” y “vulnerables”, y cortes, respectivamente, de 100 km2, 5.000 km2 y 20.000 km2. Todas estas áreas, 11 para EOO y AOO, son relativamente pequeñas, reflejando que para este criterio, un riesgo de extinción se asocia con cada rango de área. A menos que sean extremadamente pequeñas (véase el criterio D), un rango de área de tamaño limitado no es suficiente por sí solo para que una especie califique como amenazada. Muchas especies han persistido correctamente durante largos períodos dentro de rangos globales pequeños y tienen un bajo riesgo de extinción (Gastón 1994 a; Gastón 2003). Para calificar bajo el criterio B, por lo tanto, una especie también debe demostrar al menos 2 de 3 otros síntomas de riesgo. Para evitar un sobre listado, las condiciones se hicieron difíciles de cumplir. Debe haber alguna evidencia de que la población está o puede estar en continua disminución, severamente fragmentada, limitada a unas pocas locaciones, o sujeta a fluctuaciones extremas. Estudios teóricos y empíricos indican que todas estas condiciones aumentarán la probabilidad de extinción. Los comentarios sobre el criterio B sugieren que puede ser demasiado incluyente, con sus valores umbral establecidos tan altos, que un gran número de especies se muestran incorrectamente como amenazadas (Keith 1998). De hecho, para ciertas pequeñas áreas naturales, tales como las islas oceánicas, donde el área total bajo análisis es pequeña, hay poca heterogeneidad de hábitat y las amenazas son generalizadas, todas las especies endémicas pueden calificar con razón como amenazada. Sin embargo, las especies no pueden anunciarse como amenazadas únicamente sobre la base de un rango de área pequeña, por lo que el número de tales casos es limitado. Más a menudo, el área bajo evaluación es pequeña, porque es una subunidad políticamente definida dentro de un área más amplia, en cuyo caso la evaluación debe incluir el estado de las especies fuera de la zona (UICN 2003)…. … Criterio D. Tamaño de la población muy pequeño. El criterio D permite que una especie se liste como amenazada sin pruebas de que ha tenido, tiene o tendrá una disminución de algún tipo. Fue desarrollado porque los modelos teóricos muestran que –numéricamente- pequeñas poblaciones pueden tener riesgos de extinción relativamente altos únicamente por procesos internos. El término estocasticidad demográfica se ha utilizado para describir el proceso mediante el cual una variación aleatoria en las tasas vitales demográficas entre individuos o una variación aleatoria en la proporción entre los sexos puede conducir por sí sola a la extinción de la población (Goodman 1987; Lande de 1993), la importancia de lo cual se sostiene empíricamente por un número de estudios sobre poblaciones muy restringidas (Kokko y Ebenhard 1996; Legendre et al. 1999). Aunque la estocasticidad demográfica generalmente no tiene importancia para las poblaciones con tamaños de población efectiva mayor a unos 100 individuos, sus efectos perjudiciales son amplificados por historias de vida y diferencias de comportamiento entre especies (Sorci et al. 1998; Legendre et al. 1999). Por lo tanto, los números utilizados como umbral en los criterios son más grandes. Para ser vulnerable, poblaciones con menos de 1000 individuos maduros pueden calificar. Las cifras equivalentes de en peligro de extinción y críticamente en peligro son 250 y 50. La escala de estos valores, refleja la relación entre el tamaño de población y el tiempo de extinción (Fig. 1). El criterio D tiene un subcriterio D2, que está presente sólo en la categoría vulnerable. El Subcriterio D2 permite a las especies calificar únicamente sobre la base de una distribución muy restringida (es decir, es el área de rango equivalente de D1). El Subcriterio D2 es conceptualmente distinto, sin embargo, debido a que está implícito en su definición, que no es sólo el rango restringido lo que debe utilizarse para listar a la especie en esta categoría. Por el contrario, es una prueba de que la especie está amenazada realmente porque su distribución es muy restringida. A veces se ha abusado del subcriterio D2, principalmente a través de la aplicación de los umbrales numéricos mencionados en la primera parte de la definición, sin hacer referencia a la segunda parte. Las tablas resumen de los criterios son cada vez más utilizados por 12 los asesores en lugar del texto completo, sólo suelen incluir las directrices numéricas, y esto puede haber aumentado el alcance de la mala interpretación. El Subcriterio D2 no se extiende hacia las categorías de mayor riesgo, debido a que las justificaciones para la inclusión son aún más problemáticas a niveles más altos de riesgo. Aunque D2 está justificada bajo el principio de precaución en el relativamente bajo nivel de riesgo abarcado por la categoría vulnerable, esto no es así en peligro y en peligro crítico. Algunos usuarios creen que D2 debería ampliarse para permitir categorías mayores a vulnerable, para especies sumamente restringidas (Seddon 1998), mientras que otros encuentran que D2 es demasiado inclusivo y son críticos en que aparentemente no se reconoce que para muchas especies la rareza es un estado natural, y que sólo ciertos tipos de especies raras están realmente amenazadas de extinción (de Lange y Norton 1998). Durante esta revisión de criterios, las condiciones para D2 fueron más ajustadas para evitar sobre listados, pero aun se encuentra entre los elementos de los criterios de UICN aplicados con mayor inconsistencia. … Cavanagh y Gibson, 2007 Este trabajo evalúa el estado de conservación de los Condrictios del Mediterráneo. Se transcriben algunos párrafos El programa Lista Roja del Grupo Especializado en Tiburones de la UICN desarrolló una estrategia para completar evaluaciones mundiales de todas las especies de Condrictios (~1200 en todo el mundo). Esta “Evaluación Mundial de Condrictios” se llevó a cabo mediante una serie de talleres regionales para facilitar las discusiones en detalle y reunir los recursos y la experiencia regional. Las evaluaciones regionales fueron agrupadas para producir una evaluación mundial para cada especie (a menos que sea endémica, en cuyo caso la evaluación regional fue la misma que la mundial). Para especies de amplia distribución, algunas de las categorías de evaluación regionales pueden ser diferentes de la mundial. En este trabajo se destaca la importancia de evaluaciones nacionales o regionales. En la Tabla 3.2 se observa que si se consideran sólo las especies amenazadas, para la mayoría de ellas se cuenta con evaluaciones tanto regional como mundial; existe una proporción claramente mayor de peces cartilaginosos más seriamente amenazados en el Mediterráneo de lo que están mundialmente. Además del análisis del estado de amenaza de las especies se pueden identificar las amenazas por tipo (y en el tiempo), lo que permite la elaboración de recomendaciones en ese sentido. 13 En la Tabla 3.3 se presenta un resumen de los diferentes tipos de amenazas, tal como han sido identificadas en el registro de principales amenazas de la UICN para cada especie (planilla que se elabora por especie). Se observa cómo algunas perduran y otras disminuyen probablemente debido a acciones que se llevaron adelante. Se pueden cruzar las amenazas con los instrumentos internacionales y regionales relevantes para la conservación y gestión. 14 En el trabajo pueden observarse otros análisis que también son útiles para la elaboración de recomendaciones específicas a los Estados, investigadores, ONGs, etc. Algunas conclusiones que se desprenden de este trabajo: Debido a la insuficiencia de datos e información, 18 especies se han clasificado en la categoría de Datos Insuficientes. A pesar de la falta actual de datos este grupo podría incluir de hecho a algunos de los Condrictios más vulnerables; es necesario orientar la financiación y la investigación hacia estas especies. Aunque a menudo se cita la poca cantidad de datos disponibles como un problema, esto no debería utilizarse para justificar la falta de ordenación. En muchos casos no está claro si los niveles de captura actuales son sostenibles, principalmente debido a la falta de notificación desglosada por especies. Cualquier incremento del esfuerzo pesquero, especialmente en ausencia de ordenación, se convierte por tanto en causa obvia de preocupación. Es crucial mejorar la investigación y monitoreo. Considerando el normalmente alto nivel trófico de este grupo de peces y su contribución a la función del ecosistema, resulta esencial conservar su diversidad así como los ecosistemas. Una pesca saludable depende de la productividad del ecosistema. La gestión responsable de la pesca debería tener en cuenta las profundas interacciones entre las pesquerías y los ecosistemas que la soportan aplicando el enfoque de ecosistemas a la pesca (FAO 2003). Se deberían emplear medidas de gestión como las “zonas sin capturas” y las Áreas Marinas Protegidas para reducir las presiones sobre las poblaciones. Darwall et al., 2005 El trabajo no discute ninguna adecuación de criterios para su aplicación a organismos de agua dulce. Musick, 1999 En 1999, Musick resume los resultados de una serie de workshops internacionales dedicados a definir los criterios a usar para evaluar el riesgo de extinción de peces marinos. Aunque, como se dijo, el énfasis está puesto en especies de peces marinos sometidos a explotación pesquera, destaca varios elementos críticos que dificultan la aplicación de los criterios de UICN a los peces marinos en general (y que pueden extrapolarse a los de agua dulce). 15 Tabla 2. Comparación de las categorías de conservación de varias organizaciones. Tomado de Musick, 1999. “La American Fisheries Society (AFS) considera prudente adoptar un conjunto precautorio de criterios que: Identifiquen Distinct Population Segments (DPS)1 en riesgo en un estadio suficientemente temprano de declinación como para evitar su listado como amenazado o en peligro de extinción, Minimicen la probabilidad de subestimar o sobreestimar el riesgo de extinción, Usen el mejor conocimiento existente acerca de la dinámica de los stocks a bajos niveles de población, y Permitan a los expertos en DPSs disponer de todo el conocimiento disponible acerca de las historias de vida y el estado de conservación de las especies, con el fin de clasificar su riesgo de extinción.” Comienza diciendo “Algunos científicos han percibido que las especies explotadas son las que en principio contradicen los actuales criterios de disminución de UICN (Hudson y Mace 1996). Sin duda, las especies más explotadas no se ajustan al modelo de disminución IUCN debido a su alta productividad (la base para su explotación en primer lugar). ” “En realidad, la contradicción se encuentra con todas aquellas especies que no están fuertemente K-seleccionadas, independientemente de si son explotadas o no. ” Los criterios de disminución de IUCN son adecuados principalmente para organismos fuertemente K-seleccionados (con la excepción de declive debido a la pérdida del hábitat). Se trata de un problema biológico genérico, no se limita a especies explotadas. Por lo tanto, debido a que la declinación como un factor de riesgo depende fuertemente de la resiliencia del stock o de su tasa intrínseca de aumento, proponemos un sistema de dos niveles, que asigna primero a los DPSs en una de cuatro categorías de resiliencia o productividad. Los DPSs pueden clasificarse mediante cualquier información disponible sobre los siguientes (ver Tabla 3): 1 la tasa intrínseca de aumento, r, (expresado como un porcentaje instantáneo o anual) el coeficiente de crecimiento de Von Bertalanffy, k fecundidad, (Fec) DPS = distinct population segment = segmento distinto (= único, distinguible) de población 16 edad en la madurez, (Tmat) la edad máxima, (Tmáx) Tabla 3. Valores sugeridos para los parámetros indicadores de productividad: tasa intrínseca de crecimiento r, k de Von Bertalanffy, fecundidad (Fec), edad de la primera maduración (Tmat), y edad máxima (Tmax). Las DPSs pueden clasificarse de acuerdo a su producción como Alta, Media, Baja y Muy baja. Los parámetros se sugieren solo como valores guías y pueden no ser consistentes para todos los DPSs dada la gran diversidad existente entre las estrategias de vida de los peces. Tomado de la tabla 3 de Musick (1999) Los valores utilizados en la Tabla 3 se basan en encuestas de parámetros vitales en Musick (1999) y otros documentos citados. Estos valores deben basarse en el estado de la población sin explotar. La tasa intrínseca de aumento es la verdadera clave a la resiliencia, ya que incorpora todos los otros componentes en el cuadro 3. Como tal, cuando se dispone de información sobre r, debería tener prioridad en la asignación de un DPS a una categoría de productividad.” La tasa intrínseca de aumento, r, puede ser aproximada por la tasa real de aumento cuando se dispone de observaciones empíricas de recuperación de la población de baja abundancia. La edad de madurez es el siguiente índice más importante después de la tasa de aumento intrínseco, y a menudo está relacionado con la k de coeficiente de crecimiento y con edad máxima. La Fecundidad puede ser particularmente valiosa en marcar los DPSs en el extremo inferior de la escala, pero puede ser engañosa para DPSs en el máximo de la escala; es decir, algunas especies de rockfish del Pacífico pueden tener muy alta fecundidad, pero la supervivencia larval es muy baja y el reclutamiento es poco frecuente. La clave para evaluar la vulnerabilidad de estas especies es comparar la fecundidad a edad máxima. Las especies con reclutamiento errático y poco frecuente tienden a tener una longevidad grande a fin de promover la iteroparidad y mantener la eficiencia. Muchos peces exhiben una correlación directa entre la edad o el tamaño y la fecundidad. A los efectos de la categorización de AFS, sugerimos utilizar la fecundidad en la primera madurez. En ausencia de una estimación de r, el DPS deben clasificarse de acuerdo con la categoría más baja de productividad para la que haya datos disponibles en la tabla. En consecuencia, un pez con alta fecundidad (> 104), pero madurez tardía (5-10 años) y larga vida útil (> 30 años), podría clasificarse en la categoría de muy baja productividad. Una vez que se ha estimado la resiliencia del DPS, su declinación se puede comparar con los umbrales de declinación sugeridos en la Tabla 4. 17 Tabla 4. Umbrales de declinación para las cuatro categorías de DPSs basadas en la resiliencia de la población. Si la declinación alcanza un umbral, la DPS debería ser listada como vulnerable y sujeta a una vigilancia estrecha para un listado eventual futuro (tomado de la Tabla 4 de Musick, 1999). Estos umbrales son provisionales y están basados en declinaciones de poblaciones observados señalados anteriormente en este documento y recordando la necesidad de tener cautela. Si la disminución es igual o superior al umbral para la categoría de productividad adecuada, el DPS aparecerá automáticamente como vulnerable y marcado para continuar sus estudios por expertos científicos, que pueden decidir actualizar el nivel de amenaza a amenazada o en peligro de extinción, o bajar de categoría el estado, si procede. Estas evaluaciones de expertos deben incorporar toda la información disponible pertinente sobre la biología de la DPS en cuestión. Razones de descalificación podrían ser que el stock haya estado bajo administración reciente y se haya estabilizado por lo que sería conservación- dependiente, o que incluso después de un descenso hasta 1/1000, el DPS todavía persiste en números significativos en el medio ambiente. Algunas poblaciones de peces marinos son tan enormes que esta situación puede no ser inusual. La disminución debe medirse en términos de individuos maduros, que pueden expresarse como números o biomasa. En DPSs donde un sexo fuertemente limita la capacidad reproductiva de la población, entonces debe considerarse sólo el declive en el sexo limitante. Finalmente, el trabajo de Musick considera otros factores de riesgo para la conservación de las especies (sobre todo aquellas para las que no se cuenta con la información poblacional derivada de estudios pesqueros), que son de importancia. En este caso se plantea un tratamiento general para el conjunto de las especies que cumplen con cada criterio: Rareza: Algunas especies son conocidas sólo por un pequeño número de especimenes, o aparecen en colecciones con poca frecuencia y en pequeñas cantidades. Estas especies pueden ser intrínsecamente raras debido a factores ecológicos o evolutivos, o pueden ser simplemente crípticas o difíciles de hallar. Hasta que esas preguntas son contestadas por expertos cualificados, las especies raras deben clasificarse al menos como vulnerables. Rangos pequeños y endemismos: especies que son endémicas o que tienen distribuciones geográficas pequeñas y contiguas (como islas, archipiélagos, sistemas fluviales, etc.) donde el hábitat está o puede estar bajo amenaza de degradación o destrucción debería ser clasificado como vulnerable. Donde se ha producido o está ocurriendo una pérdida de hábitat importante, estas especies se pueden calificar como amenazadas o en peligro de extinción. La importancia de la pérdida de hábitat debe evaluarse en el contexto de la biología del DPS y de acuerdo tanto a la cantidad de hábitat crítico disponible como a la vulnerabilidad de ese hábitat. El sistema de UICN de uso de rangos estandarizados y zonas de ocupación para definir riesgo sin considerar la biología específica y la escala de la distribución original de las especies no es un predictor particularmente bueno del riesgo de extinción futuro. Keith (1998) encontró que los umbrales de distribución de UICN tendrían que reducirse para ser útiles para plantas vasculares, mientras que Roberts et al (en prensa) sugirieron que se incrementen los umbrales para peces marinos de arrecifes. Requerimientos Especializados de Hábitat: Algunas especies pueden estar relativamente extendidas pero ocupar hábitat muy específicos dentro de su rango. Por lo tanto, su área de ocupación puede representar sólo una pequeña parte de ese rango. Cuando los hábitat son 18 particularmente vulnerables (como los arrecifes de coral y los lechos de gramíneas marinas) y sujeto a degradación, destrucción o fragmentación de hábitat, la pérdida podría ser el factor crítico hacia la reducción o extirpación de la población. La pérdida de hábitat debe examinarse como un factor de riesgo en el contexto de la biología del DPS bajo consideración. En algunos casos una pérdida del 10 % puede conducir a su inclusión en la lista; en otros, una pérdida de > 50 % puede no plantear ninguna amenaza de extirpación. Kottelat y Freyhof, 2007 Tan cerca en el tiempo como el año 2007, Kottelat y Kreyhof se lamentan del estado de la taxonomía de la ictiofauna de Europa (¡!). Señalan que en unos diez años (de 1990 a 1997), el número de especies de peces de agua dulce se duplicó, de unas 170 a 358 en su territorio, y que esto se debió básicamente a la descripción de muchas nuevas especies y en menor medida a que algunas especies adicionales no habían sido reconocidas en la literatura. “Es importante notar que la Lista roja de UICN es una herramienta diseñada para valorar los riesgos de extinción, no para determinar medidas necesarias de conservación, y menos para fijar prioridades.” En la página 5 de su libro, comentan: ”Un problema muy serio con la bibliografía (especialmente trabajos recientes) es que muchos autores descansan acríticamente sobre datos previos, muchas revisiones son meramente compilaciones de datos antiguos y a veces incompatibles, y que muchas guías nacionales e internacionales están más o menos copiadas de otras anteriores. Los errores se propagan así durante largo tiempo, aun cuando hayan sido corregidos décadas atrás en la literatura científica. Las figuras en general se “adaptan” de otras anteriores, que a su vez se basaron en otras previas, con más cuidado en el valor estético (o la evitación del plagio) que en la realidad de lo natural.” En la página 9 relatan la metodología usada para evaluar el estatus de las especies. “Se proporciona el estatus en las listas rojas de UICN, seguido de una descripción corta de las principales amenazas a la especie, si la tiene, y además se aportan comentarios relacionados. El estatus de las especies endémicas del Mediterráneo se basa en evaluaciones hechas durante un workshop de UICN en Málaga (España) en diciembre de 2004. El estatus de todas las otras especies europeas se han evaluado durante la preparación de este libro, en coordinación con la unidad de biodiversidad de agua dulce de UICN. Los detalles de las evaluaciones están disponibles en la base de datos de UICN (http://www.iucnredlist.org). Revisamos el estatus de todas las especies europeas, basados en nuestras propias observaciones, datos y estimaciones. Para algunas especies del Mediterráneo, las evaluaciones hechas durante el workshop de Málaga estuvieron basadas en datos taxonómicos disponibles en ese momento. La taxonomía de muchas especies se ha revisado para el presente libro, requiriendo una actualización de su estatus de la Lista Roja. Nuestras evaluaciones se han hecho a través del procedimiento formal de validación de UICN, excepto para unas pocas especies que aun aguardan comentarios de grupos de especialistas relevantes de la Comisión de Supervivencia de Especies de UICN. Estas valoraciones provisionales están marcada con un asterisco (*). Especies sin nombre que están en las categorías LC o DD no estarán en la Lista roja hasta que se nombren, y su estatus se marca con dos asteriscos (**).” Los mismos autores advierten que categorizar a las especies es sólo el principio de lograr su conservación: “Es importante notar que la Lista roja de UICN es una herramienta diseñada para valorar los riesgos de extinción, no para determinar medidas necesarias de conservación, y menos para fijar prioridades.” 19 Además señalan los problemas detectados por ellos para la aplicación de los criterios de UICN a organismos de agua dulce. “Aunque se ha diseñado para ser usada con toda clase de organismos, los criterios han sido obviamente diseñados en principio con organismos terrestres en mente, y su aplicación a organismos estrictamente acuáticos es a veces problemática. Esto se aplica especialmente a las definiciones de extensión de la ocurrencia, área de ocupación y fragmentación.” En particular, sobre la extensión de la ocurrencia, comentan: “Es el área dentro del límite mínimo continuo dentro del cual se sabe que la especie ocurre. Es definida como el polígono convexo que incluye a todas las localidades conocidas de una especie. Por supuesto, para organismos de agua dulce, esto es de poco valor, por su incapacidad de sobrevivir más que unos pocos segundos en tierra seca; esto resulta en que una especie restringida a unos pocos pantanos alrededor del Mediterráneo (e.g. Aphanius fasciatus) tenga una extensión de la ocurrencia mayor que el área completa del Mediterráneo.” Sobre el área de ocupación, señalan con precisión el significado del concepto e ilustran con ejemplos: “Es el área dentro de la extensión de la ocurrencia en la cual la especie realmente aparece. Una especie usualmente no se halla en todas partes dentro de su extensión de ocurrencia. Por ejemplo, estará ausente en hábitat inadecuados (o terrestres, en el caso de los peces). Una especie puede vivir más o menos a lo largo de toda la cuenca de una río (puede haber individuos errantes o que derivan, o individuos aislados arrastrados por crecidas y llevados aguas abajo a lugares poco comunes). El área de ocupación incluye SÓLO los hábitats en los que la especie normalmente se alimenta y reproduce, y las áreas esenciales para su supervivencia. Por ejemplo, el área de ocupación de una especie con homing con un sitio único obligatorio de reproducción es el área de ese sitio de reproducción, y puede ser de sólo unos pocos metros cuadrados de extensión (véase también “location”, más abajo). En hábitat lacustres, una especie de aguas profundas puede verse ocasionalmente en aguas costeras poco profundas; estos sitios son parte de su extensión de ocurrencia, pero no de su área de ocupación; la inversa será cierta para una especie bentónica litoral observada ocasionalmente como pelágica en medio del lago. Referido a locación (no confundir con localidad) “Una locación (en el contexto de las Listas Rojas) se define como un área distinta geográfica o ecológicamente en la que un único evento amenazante puede afectar rápidamente a todos los individuos presentes del taxón. Una locación puede incluir parte de una o muchas subpoblaciones. Locación no debe confundirse con localidad.” Finalmente, con respecto al uso de la expresión severamente fragmentado, dicen “en el contexto de las Listas Rojas, se usa cuando un riesgo incrementado para un taxón es consecuencia del hecho de que la mayoría de sus individuos se encuentran en poblaciones pequeñas y relativamente aisladas.” Jelks et al., 2008 Resumen: Este trabajo constituye la tercera compilación de peces de diádromos y de agua dulce en peligro y extintos (i.e. en peligro, amenazados y vulnerables) en Norteamérica, preparada por el Comité 20 de Especies Amenazadas de la Sociedad Americana de Pesquerías. Desde que se hizo la última revisión en 1989, las amenazas a los peces de aguas continentales se han incrementado de manera importante. La presente lista incluye 700 taxa vivientes pertenecientes a 133 géneros y 36 familias, un incremento del 92% con respecto a las 364 especies listadas en 1989. Este aumento refleja la adición tanto de distintas poblaciones de peces que previamente no habían sido reconocidas en peligro, como de taxa recientemente descritos o redescubiertos. Aproximadamente 39% de los peces descritos de agua dulce están amenazados. Existen 230 especies vulnerables, 190 amenazadas, 280 en peligro y 61 presumiblemente extintas o extirpadas del medio natural. De aquellas consideradas como amenazadas en 1989, la mayoría (89%) mantienen el mismo estado de conservación, o peor; sólo 6% han mejorado su situación y 5% han sido sacadas de la lista por varias razones. La degradación del hábitat y la introducción de especies foráneas se identifican como las principales amenazas para las especies enlistadas, muchas de las cuales están restringidas a pequeñas áreas. Documentar la diversidad y el estado de los peces raros es un paso indispensable en la identificación e implementación de acciones para su protección y manejo. Helfman, 2008 Este autor ha hecho un excelente y exhaustivo trabajo de análisis del tema de la conservación de peces en su libro “FISH CONSERVATION. A Guide to Understanding and Restoring Global Aquatic Biodiversity and Fishery Resources”. Se traducen y transcriben a continuación una serie de fragmentos, relacionados específicamente con los temas de este documento: Aplicación de los criterios de UICN a peces de agua dulce Vulnerabilidad de peces de agua dulce Aplicación de los criterios de UICN a peces de agua dulce (página 57) Los criterios de IUCN para la asignación de categorías de riesgo se centran en "extensión de la presencia" y "área de ocupación,", que corresponden aproximadamente al rango geográfico general de una especie en el primer caso y el espacio real donde se encuentra, en el segundo. Umbrales cuantitativos se aplican en la asignación de especies a un ranking, con umbrales de 100 km2 de “extensión de la presencia” y 10 km2 de “área de ocupación” para calificar a una especie como “en peligro crítico”. ¿Qué implican estos criterios para los peces de agua dulce del mundo? Maurice Kottelat (com. pers., 2000) ha analizado peces europeos de agua dulce a la luz de los criterios de la UICN. Muchos peces ocupan áreas relativamente restringidas, ya sea naturalmente o debido a la fragmentación de su hábitat; el hábitat de una especie que sólo aparece esporádicamente en un número de ríos se limita sólo a esos tramos de río. La extensión de la ocurrencia no es todo el espacio contiguo de mapa que rodea los lagos o ríos o arroyos donde la especie se conoce; es propiamente sólo el área de las masas de agua. En particular en las regiones templadas, muchos peces viven en cursos relativamente pequeños en cabeceras de cuencas o en manantiales termales. Muchos están restringidos a una o unas pocas cuencas hidrográficas. Por lo tanto, las áreas de ocurrencia y ocupación son apenas de unas decenas de metros de ancho y decenas de kilómetros de largo. Kottelat utiliza el ejemplo del río Rin, que tiene 1.320 km de largo por 100 m de ancho, lo que da 132 km2 de superficie. La mayoría de las especies se halla sólo en una parte de esa zona, y sus áreas reales de ocupación son incluso más pequeñas, haciendo que todos los endemismos del Rin estén críticamente amenazados, ya que cumplen el criterio de 100 km2. Kottelat llegó a la conclusión de que la mayoría de los peces de agua dulce europeos están en peligro o en peligro crítico, según las denominaciones de la UICN, con relativamente pocas especies que sin embargo caen en la categoría todavía alarmante de vulnerable. Un análisis similar de los peces de agua dulce de Estados Unidos, sin duda, daría lugar a las mismas conclusiones, especialmente en las zonas ricas en especies del sudeste y sudoeste, donde 21 son mayores los endemismos localizados y la biodiversidad. Las categorías de la UICN, con su énfasis y definiciones de zona de ocupación, pueden ser apropiadas para especies terrestres, pero para reflejar con precisión el estado de los organismos acuáticos, pueden necesitar revisión. Vulnerabilidad de peces de agua dulce Características de las especies vulnerables y correlatos con el peligro de extinción (página 75) Numerosos autores han intentado Overriding any attempt to identify “traits” enumerar y comprender los rasgos that may predispose species toward biológicos y las circunstancias que extinction is the realization that biology caracterizan a las especies particularmente interacts with anthropogenic change; vulnerables. Esta literatura se ha centrado without human presence, most species principalmente en aves y mamíferos y llegó a la conclusión de que las especies would continue to survive. (Helfman, 2008) propensas a la extinción se caracterizan por tener grandes masas, hábitos depredadores (alta posición trófica), crecimiento lento o poblaciones muy fluctuantes, pobre capacidad de dispersión o colonización, rango geográfico restringido (endemismos localizados), fuertes hábitos migratorios, reproducción en grupo, baja fecundidad, maduración tardía, tiempo de generación largo, intolerancia a la presencia humana y especialización relativa con respecto al uso de alimentos o hábitat (por ejemplo, Ehrenfeld 1970; Terborgh 1974; McKinney 1997). Sólo recientemente se ha aplicado este análisis a peces, con éxito parcial. Los trabajos sobre peces vulnerables generalmente han enfocado el tema a través de una caracterización o una predicción. La primera incluye estudios descriptivos que observan una fauna local o regional e intentan derivar patrones de vulnerabilidad de rasgos biológicos y circunstancias ambientales (por ejemplo, Maitland 1995; Moyle 1995; Burkhead et al. 1997; Etnier 1997; Johnston 1999; Roberts y Hawkins 1999). Los análisis predictivos aplican métodos estadísticos a los conjuntos de datos derivados de datos descriptivos para determinar si se puede utilizar un modelo o enfoque estadístico particular para predecir qué especies en una región puedan transformarse en amenazadas (por ejemplo, Moyle y Williams 1990; Angermeier 1995; Parent y Schriml 1995; Warren et al. 1997). Para empezar, es instructivo preguntarse qué taxones han sido más afectados por las actividades antropogénicas hasta el punto de extinción. Utilizando todas las extinciones reportadas en el apéndice, podemos evaluar la vulnerabilidad entre familias en función del tipo de Hábitat, el tamaño o rango de hábitat y rasgos conocidos de historia natural (tablas 4.1, 4.2). Entre las familias con una tasa alta de extinción (5 % o más de las especies), la correlación más fuerte parece ser la distribución restringida o poblaciones aisladas, como las de especies que se reproducen en un único lago o arroyo, o una pequeña cuenca (por ejemplo, salmónidos, bedótidos, adrianíctidos, goodeidos, ciprinodóntidos y gasterósteidos). Este patrón se aplica también a especies individuales en las familias con menos de 5 % de extinciones (por ejemplo, mojarras ciprínidas, poecílidos vivíparos, cíclidos). Un cuerpo de pequeño tamaño es una característica de muchos de estos peces; las pocas excepciones son los esturiones anádromos (que también están expuestos a la explotación humana), catostómidos, y algunos cíclidos. No se conocen extinciones marinas. El único elasmobranquio de la lista, el tiburón del Ganges, Glyphus gangeticus, es una especie fluvial, subrayando una vez más los impactos en hábitat de agua dulce. La mayoría de las especies extintas se encontraban en lagos (Harrison y Stiassny 1999), los que conforman el 99 % del agua dulce en la superficie de la tierra. Los ríos conforman alrededor del 1 %; cuevas y manantiales son insignificantes en términos de volumen (McAllister et al. 1997). Un número desproporcionado de extinciones, por lo tanto, ha ocurrido en hábitats relativamente pequeños como cuevas, estanques y manantiales, lo que no es sorprendente dada la facilidad con que se perturban estos hábitat. Los ríos también han sufrido extinciones desproporcionadas 22 con respecto a su volumen. Una comparación alternativa se centra en la diversidad relativa en diferentes hábitat (tabla 4.2). Las diversidades aproximadas presentadas en el capítulo 1 resaltan la vulnerabilidad relativa de hábitat pequeños. Sin embargo, las pérdidas respecto a la diversidad invierten el orden de los lagos y ríos: extinciones lacustres se han producido en mayor proporción de lo que cabría esperar de su diversidad, especialmente si la situación en el lago Victoria es tan mala como muchos creen. Debido a que los lagos renuevan su agua con poca frecuencia en comparación con ambientes lóticos, y habida cuenta de las densidades humanas alrededor de los lagos y de su intensidad de uso, los impactos sobre las faunas lacustres no son sorprendentes. VULNERABILIDAD: REPASO Y SINTESIS (página 81 y siguientes) Las listas y las revisiones que se resumen en los capítulos 1-3, combinadas con la síntesis anterior sobre peces propensos a la extinción sugieren una serie de atributos de hábitat, ambiente, geográficos y de historia de vida que pueden predisponer y empujar incluso especies de peces a la extinción (cuadro 4.4 Tabla 5 de este documento). En esta lista son notables las diferencias entre los peces y vertebrados terrestres y entre especies de peces marinas y de agua dulce. Además, diferentes autores, tal vez debido a las variaciones biológicas, así como a cuestiones metodológicas, han llegado a algunas conclusiones diferentes. Sobrepuesto a cualquier intento de identificar "rasgos" que puedan predisponer a las especies hacia la extinción, está la percepción de que la biología interactúa con los cambios antropogénicos; sin presencia humana, la mayoría de las especies continuaría sobreviviendo. Sin embargo, especies con ciertos rasgos parecen ser más propensas a la extinción — es decir, más sensibles a las influencias antropogénicas — que otras. Ecological trait Small range, endemic SE streams (a) Tennessee (b) x Spring / small habitats Small body size N. Amer. minnows (c) Virginia (d) Great Lakes (e) California (f) SE (g) Europe (h) Europe (i) x (x) x x x x x x (x) x x x Specialized ecology x Fragmented range x Benthic habits x (x) x n (x) (x) (x) x n n x x (x) x x Large body size x (x) x x x Not piscivorous x x x Dependent on currents x x x Lack parental care Low fecundity n x Diadromy / migration Short life x x x n n n x Tabla 5. Tabla tomada de Helfman (2008: 81). Referencias: x = trait associated with imperiled fishes; (x) = trait inferred from data; n = trait not correlated with vulnerability. SE = southeastern U.S. Notas: Estas categorías no incluyen rasgos generalmente aceptados, como: puesta de huevos en grietas; cardúmenes o agrupaciones pequeñas; tamaño de población pequeño; y maduración tardía. Peces de aguas continentales Como se ha mencionado, un tamaño grande es, con frecuencia, una amenaza de conservación notable para las aves y los mamíferos. Los seres humanos eligen como presas preferentemente a grandes animales terrestres. Además, un cuerpo homeotérmico grande es energéticamente más 23 costoso de mantener y requiere un rango más grande, lo que aumenta las probabilidades de encuentro con los seres humanos. En los peces, o al menos en los peces de cursos de agua analizada anteriormente, la pequeñez – de cuerpo, de hábitat o de rango geográfico- se asocia con riesgo. Peces pequeños endémicos que viven en hábitat pequeños y aislados (aguas termales, cuevas, cabeceras) en un rango limitado de geográfico están múltiplemente amenazados. Estos rasgos también están asociados con baja fecundidad y escasa densidad de población, que implican problemas adicionales (sin embargo, un tamaño grande representa un peligro incuestionable entre los peces marinos explotados; véase, Dulvy y Reynolds 2002). Sudáfrica puede servir como un caso de prueba. Allí el peligro es inversamente proporcional al tamaño corporal, con aproximadamente el 70 % de los listados de especies de agua dulce y el 90 % de las especies estuariales son menores a 150 mm de longitud (Skelton 1990). Como en otras áreas, la restricción de sitio y el rango limitado también se correlacionan fuerte y positivamente con el peligro de extinción. La mayoría de las especies indígenas de agua dulce y de estuarios que están restringidas a una única cuenca hidrográfica o a estuarios a lo largo de una pequeña sección de la costa tienen un estatus de conservación (Skelton 1990; Skelton et al. 1995). Hábitos bentónicos asociados con la cría y la alimentación predisponen a estos peces (en su mayoría de ríos) a la extirpación, principalmente debido a la depositación de sedimentos. Los peces de agua dulce que desovan en el fondo y no poseen cuidados parentales (removiendo sedimentos) están desproporcionadamente amenazados entre las especies consideradas en el presente análisis. Bruton (1995) sugirió, sin embargo, que en todo el mundo existe una correlación entre el cuidado parental y rango restringido o hábitos especializados, lo que podría explicar la aparente vulnerabilidad que él encontró entre las especies con cuidados parentales. Obviamente es necesario un análisis adicional de circunstancias ecológicas y patrones filogenéticos dado el aparente desacuerdo acerca de la influencia de los cuidados parentales sobre la vulnerabilidad. Los hábitos bentónicos especializados también interactúan con embalses y la dependencia con el flujo de agua. Peces bentónicos, adaptados a la corriente, no pueden vivir en las profundidades ni en las extensiones litorales de los embalses, ni pueden tolerar la fragmentación del rango que a menudo se produce cuando se construyen presas múltiples, que dividen y embalsan las cuencas hidrográficas (ver capítulos 5, 6). De las otras correlaciones fuertes mencionadas con la vulnerabilidad, no es sorprendente que los especialistas ecológicos a menudo sean vulnerables, dado el éxito con que los generalistas introducidos invaden y dominan los hábitat acuáticos perturbados. El correlato de pequeñez probablemente explica la falta de piscivoría entre los peces amenazados, a diferencia de las aves y mamíferos amenazados, muchos de las cuales tienen puestos elevados en sus redes tróficas. También, la tendencia de especies migratorias o diádromas a ser vulnerables se ha observado a menudo en los debates de peces amenazados. Por estas y otras varias características de vulnerabilidad, el estudio de Parent y Schriml, 1995 de peces lacustres (véase el cuadro 4.4) contrasta con las tendencias entre los peces de la secuencia. Estas especies no mostraron amenazas asociadas con cuerpo pequeño, baja fecundidad, especialización ecológica o hábitos migratorios. Estas diferencias sugieren que los peces de lagos (o lo que queda de la fauna nativa norteamericana lacustre) pueden hallarse bajo un conjunto alternativo de restricciones y significa una nota de precaución sobre la generalización de correlaciones de vulnerabilidad. Datos adicionales de otros estudios de lago y hábitat serían instructivos; dadas las extinciones múltiples entre conjuntos de especies de lagos, necesitamos desesperadamente datos ecológicos y biológicos comparativos de estas configuraciones regionales, principalmente tropicales. Muchos peces vulnerables utilizan varios hábitat como parte normal de su historia de vida, independientemente de un comportamiento migratorio (Rosenfeld 2003). Cuanto más tipos de hábitat requieran, más probable será que los individuos se encuentren con condiciones degradadas en algún momento. Por lo tanto una historia de vida compleja interactúa con una ecología especializada, algo así como un doble whammy. Un ejemplo son las especies fluviales que utilizan las llanuras aluviales, canales laterales, madrejones u otras zonas marginales como 24 una parte de su biología. Muchas modificaciones antropogénicas sobre los grandes ríos - presas, canalizaciones, construcciones de diques, dragados - perturban los ciclos de inundación naturales, impiden la inundación de las llanuras aluviales y canales laterales y causan el desagüe de los madrejones. Las áreas de la planicie aluvial sirven como sitios de desove y criadero de muchas especies ribereñas, incluyendo los darters y minnows, que tendemos a caracterizar como habitantes de aguas rápidas (Scheidegger y Bain 1995; véase el capítulo 6). La inundación de la llanura aluvial puede ocurrir en el invierno o primavera, o en la estación lluviosa, dependiendo de la configuración geográfica regional. Independientemente de esto, las inundaciones son predecibles, y las especies dependen de esta previsibilidad para desarrollar sus actividades y para poder sacar provecho de la disponibilidad de alimentos y hábitat vinculados a los ciclos de inundación. Las actividades humanas, particularmente la construcción de presas, cambian, interrumpen y eliminan -a veces completamente- este ciclo. Llanuras aluviales y madrejones secos no son compatibles con las especies adaptadas a la inundación. A partir de los antecedentes presentados, se elaboró la Tabla 6, que muestra algunas características generales de las especies propensas a la extinción, comparando lo conocido en mamíferos y aves con lo correspondiente a peces de agua dulce. Características que se asocian a un mayor riesgo de extinción Aves y mamíferos Peces de agua dulce Tamaño corporal Grande Pequeño Posición trófica Alta (depredadores) No piscívoros Crecimiento lento Poblaciones muy fluctuantes Pequeñas Tamaño de los grupos Pequeños Capacidad de dispersión o colonización Pobre Rango geográfico Restringido (endemismos localizados) Restringido; endemismos; fragmentado Hábitos migratorios Fuertes Presentes Reproducción En grupo Cuidados de la cría Ausentes Fecundidad Baja Baja Maduración Tardía Tardía Tiempo de generación Largo Corto Tolerancia a la presencia humana No Uso de alimentos o hábitat Especializados Especializados Complejidad ecológica o de hábitat Alta Tabla 6. Tabla comparativa de rasgos que implican vulnerabilidad en tetrápodos superiores y en peces de agua dulce. Darwall et al., 2009 Estos autores adoptan a la cuenca como unidad efectiva de conservación para organismos acuáticos continentales. En este caso, los autores proponen utilizar la información procedente del HYDRO 1K 25 Simaika y Samways, 2010 Trabajan también en Sudáfrica, en invertebrados acuáticos continentales (odonatos) y critican fuertemente el uso del concepto “extensión de la ocurrencia” (EOO) de UICN. Destacan que debe actualizarse, ya que no se ha modificado desde el comienzo de los criterios. Y proponen que: The IUCN extent of occurrence (EOO), for freshwater catchment species, should be redefined as ‘the sum of the smallest hydrological units identified, of presently known, inferred or projected occurrences of a taxon, excluding cases of vagrancy, that are used to estimate the threat to a taxon’. A single hydrological unit is also the conservation or management unit. Here we suggest that this unit is the quaternary catchment. Aplicación de lógica difusa a criterios y metodologías de UICN Existen varios antecedentes de intentos de uso de técnicas de lógica difusa, que permiten trabajar con niveles elevados de incertidumbre, como sucede a menudo en la tarea de categorizar especies. Se reproducen a continuación los resúmenes modificados de tres trabajos que avanzan en esta línea, con el objeto de presentar la alternativa y ponerla a consideración de los participantes del foro y del taller. No se avanzó más allá de la mención de los métodos, ya que su aplicación requiere trabajos más específicos que no están dentro del presente proyecto, Sí se creyó conveniente añadir un Anexo 3 al documento, con una definición de la lógica difusa que plantean estos trabajos. Regan et al., (2000) Resumen: La clasificación de especies en peligro de extinción utiliza categorías en ''extinto en estado silvestre ', ''peligro'' y así sucesivamente, que son intrínsecamente vagas. Esta vaguedad presenta varios problemas para aquellos que intentan clasificar especies en este esquema. La forma habitual de hacer frente a esta vaguedad es eliminarla proporcionando definiciones precisas de las categorías en cuestión. En este documento se propone una alternativa, de teoría de conjuntos difusos, que respeta la vaguedad inherente de las categorías cruciales sin comprometer la utilidad del esquema de clasificación. Los autores observan que, en muchos casos, este método conduce a clasificaciones intuitivamente más apropiadas que el método tradicional. Akçakaya et al. (2000) Resumen: Los datos requeridos para completar las reglas de decisión basadas en umbrales de los parámetros de UICN (rango de distribución, el tamaño poblacional, la historia poblacional y el riesgo de extinción) son frecuentemente estimados con una incertidumbre considerable debido a errores de medición, variación natural y vaguedad en la definición de los parámetros usados en las reglas. Actualmente no existen lineamientos específicos para enfrentar la incertidumbre. La interpretación de datos inciertos por diferentes estimadores puede conducir a clasificaciones inconsistentes debido a que ciertas actitudes hacia la incertidumbre y el riesgo pueden tener una influencia importante en la clasificación de especies amenazadas. Estos autores proponen un método para enfrentar a la incertidumbre que puede ser aplicado a los criterios actuales de IUCN 26 sin alterar las reglas, los umbrales, o la intención de estos criterios. El método propaga la incertidumbre en los parámetros usados y asigna a la especie evaluada a una sola categoría (a como lo hace el criterio actual) o a un rango de categorías plausibles, dependiendo de la naturaleza y la extensión de las incertidumbres. Cheung et al., 2005 Estos autores proponen el uso de un sistema experto difuso (fuzzy expert system) para desarrollar un índice de vulnerabilidad intrínseca de peces marinos, basado en relaciones publicadas entre la historia de vida y características ecológicas, y la vulnerabilidad a la extinción. Las variables que se ingresan incluyen: Longitud máxima Edad de primera madurez Longevidad Parámetro de crecimiento K de Von Bertalanffy Tasa de mortalidad natural Fecundidad Intensidad del comportamiento gregario Rango geográfico La metodología es muy interesante y resulta en una aplicación que podría tomarse (con las modificaciones pertinentes) para avanzar en este caso, ante la dificultad de obtener datos precisos en muchas de las variables necesarias. 27 3. Antecedentes de conservación de peces en Argentina 3.1. Trabajos mencionados Se conocen varios trabajos en los que se ha tocado el tema de la conservación, en particular refiriéndose al grupo de los peces dulceacuícolas. Grigera y Úbeda, 2002 Hasta el 2002, el trabajo de Grigera y Úbeda sirve como compilación y análisis. Estas autoras efectuaron una revisión de 60 trabajos realizados entre 1960 y 2001 sobre categorizaciones y establecimiento de prioridades de conservación de vertebrados de Argentina. Se reproduce la siguiente tabla, en la que se muestran los criterios utilizados por los distintos autores para la categorización de las especies. Criterios Métodos Distribución Área de distribución total Área de distribución nacional, regional Grado de endemismo Tendencia del área de distribución Abundancia Tamaño poblacional / Abundancia Tendencia poblacional Características biológicas Fragilidad o rusticidad ecológica Especialización trófica Nivel trófico Especialización en el uso del hábitat Especialización / uso del espacio vertical Potencial reproductivo Tamaño / masa corporal Permanencia/ nidificante o no Tipo de locomoción Singularidades Rol ecológico Singularidad dentro del Parque Singularidad Valor cultural Singularidad taxonómica Antigüedad del linaje Aislamiento genético Calidad del hábitat Amenaza de destrucción del hábitat/calidad Representación del hábitat Obras de infraestructura Ganadería Agricultura y/o actividades forestales Turismo Depredación o disturbios por animales domésticos A B x x X X x X X C x x x D E F x G x x x H I x x J X x X K x x x x X x x X X x x x x x x x x x x x x x x x X x X X x X X x X x x X x X X X X X X x x X X x x X x x x X X x X X X x X x X X x X X X X X 28 Introducción de especies exóticas Extracción Persecución, presión extractiva Uso Protección Grado de protección Presencia en Parques Nacionales Distribución en Parques Nacionales Abundancia en Parques Nacionales Otras evaluaciones Estatus internacional, nacional y local Estatus internacional y nacional Estatus nacional Otros criterios Valor económico Sanidad X x x x X x x X X X X X x x x x x x x x x X X X X X x x x X X X X X X X x Tabla 2. Criterios que componen los métodos para evaluar aspectos relacionados con la conservación de vertebrados, creados por autores argentinos. Los criterios se presentan agrupados por similitud; las cruces indican en cuáles métodos son utilizados. A: Crespo (1982); B: Chani et al. (1989a); C: Reca et al. (1994); D: A Balabusic et al., APN, com. pública, 1989; E: Vides Almonacid (1989); F: APN (1991); G: Bertonatti y González (1992); H: Galliari y Goin (1993); I: Navarro et al., IADIZA, com. pública, 1994; J: Ojeda et al. (en prensa); K: Dellafiore y Maceira (1998). Se muestra además un gráfico (Figura 1) elaborado a partir de información reunida en dicho trabajo, en el que se ve que el grupo de los peces ha sido considerado en 13 de 60 trabajos revisados (un 22%), a pesar de constituir el segundo grupo más diverso de vertebrados (luego de las aves). 45 Nº de trabajos 40 35 30 25 20 15 10 5 0 Peces Anfibios Reptiles Aves Mamíferos Figura 1: número de trabajos de conservación que consideran a cada grupo de vertebrados en Argentina de 1960 a 2001. Se destaca por su importancia como criterio ordenador la propuesta presente en este trabajo: “… advertimos que los criterios utilizados podrían ser agrupados y evaluados en sucesivas etapas. Serían tres conjuntos según Millsap et al. (1990), o dos según los restantes autores mencionados: 1) El primer conjunto estaría formado por los criterios referidos a las características biológicas, la distribución y la abundancia, que corresponden a las variables “biológicas” de Millsap et al. (1990), “científicas” de Margules y Usher (1981) o de “conservación” del taller coordinado por Grigera y Rau (2000). 2) Según Millsap et al. (1990) el grado de protección se ubicaría en un segundo grupo de variables llamadas de “acción”. 29 3) Las acciones extractivas, la singularidad taxonómica y variables locales forman parte para estos últimos autores de un tercer grupo de variables suplementarias. Estas variables son afines a los “criterios políticos” de Margules y Usher (1981), quienes incorporan el valor cultural a este conjunto y justifican llamarlos “políticos” porque no están basados en principios biológicos, ecológicos o biogeográficos. El segundo y tercer grupo de criterios conformarían el conjunto de criterios de “priorización” descriptos en Grigera y Rau (2000). Millsap et al. (1990) establecen que las variables suplementarias deben ser utilizadas con posterioridad a los otros grupos de variables, puesto que sirven para destacar las especies detectadas como vulnerables por medio de la ponderación de las variables biológicas. Coincidentemente, Margules y Usher (1981) sostienen que este tipo de criterios no debería ser usado en una primera evaluación, porque, sobre todo las acciones extractivas, adquieren significancia en casos de rareza o vulnerabilidad.” Finalizan el trabajo destacando: “Proponemos el camino del acuerdo, de la aceptación de que quizás sean necesarios diversos métodos para los distintos grupos faunísticos, y de la comprensión de la urgencia con que debemos resolver los problemas de la conservación de los recursos naturales en Argentina.” A posteriori de este trabajo, se pueden mencionar los siguientes: López et al., 2003 Elaboraron un listado actualizado y comentado de la ictiofauna del país, e incorporaron una categorización sui generis basados en su experiencia, y en antecedentes bibliográficos. Liotta, 2005. Propuso una metodología cuantitativa para una categorización jerárquica del conjunto de la ictiofauna continental conocida del país, aplicando criterios de UICN, y haciendo énfasis en los criterios distribucionales. Zayas y Cordiviola, 2007 Aplicaron el índice SUMIN a la familia Characidae en la provincia de Santa Fe. Se considera que la aplicación del índice presentó algunos inconvenientes. En la publicación no se observa la tabla base de valoración de los atributos valorados para cada especie, por lo que no puede analizarse cómo fueron evaluadas las especies. Cappato y Yanosky, 2009. El proyecto “Uso Sostenible de Peces en la Cuenca del Plata” de UICN-Guyrá-Proteger siguió los lineamientos de UICN para la categorización de especies. En primer lugar se elaboraron fichas que fueron discutidas y consensuadas en un taller de especialistas realizado en Asunción, Paraguay. Participaron 30 especialistas provenientes de Paraguay, Brasil, Bolivia y Argentina. Se evaluaron 192 especies, 11 de las cuales fueron catalogadas con algún grado de “amenaza” y 50 como con “Datos Insuficientes” 2. 2 Las especies “amenazadas” fueron tres (el pirá pitá (Brycon orbignyanus), la chanchita Gymnogeophagus setequedas y la vieja del agua Hypostomus dlouhyi). 30 Chébez et al., 2009 Categorizaron un total de 348 especies de peces de agua dulce de todo el país, de las cuales una se encuentra “en peligro”, cinco “vulnerables”, 256 fueron catalogadas como “raras” y 86 fueron las especies indeterminadas. La mojarra desnuda (Gymnocharacinus bergi) es la especie más amenazada del país por ser endémica de las nacientes del arroyo Valcheta, en el borde de la Meseta del Somuncurá, Río Negro. La misma está siendo afectada por la ganadería y por la introducción de peces exóticos. Este fue el primer pez argentino en ser incluido en el Red Data Book como “en peligro”. Fueron incluidas además como “vulnerables”: Lepidosiren paradoxa, Aplochiton taeniatus, Aplochiton zebra, Galaxias maculatus y Galaxias platei. Cordiviola et al., 2009 Aplicaron el índice SUMIN a las especies del orden Siluriformes presentes en el sitio Ramsar Jaaukanigás, en la provincia de Santa Fe. 3.2. Descripción de métodos utilizados La comparación de los resultados y listados obtenidos en estos trabajos se dificulta por las disímiles metodologías utilizadas. Las metodologías que utilizan y hacen una ponderación cuantitativa de diversos criterios son la del índice SUMIN (sumatoria de índices) originalmente diseñado para tetrápodos (Reca et al., 1994), la propia de UICN, y la presentada por Liotta (2005), que puede considerarse dentro de los criterios de la anterior. 3.2.1 SUMIN El primer método recurre a doce variables multiestado referidas a aspectos taxonómicos (singularidad taxonómica), distribucionales (distribución a nivel continental y a nivel nacional y presencia en áreas protegidas), bioecológicos (amplitud en el uso del hábitat, amplitud en el uso del espacio vertical, tamaño, potencial reproductivo, amplitud trófica, abundancia y singularidad) y de uso (acciones extractivas). Fue adaptado para su aplicación en peces de agua dulce de Patagonia por Bello y Úbeda (1998), y utilizado posteriormente por Orlandini et al. (2001) para la ictiofauna de las sierras pampeanas en Córdoba, por Zayas et al. (2005) para los Characidae de la provincia de Santa Fe y por Cordiviola et al. (2009) para los Siluriformes del sitio Ramsar Jaaukanigás. Las especies “vulnerables” fueron ocho (Ancistrus piriformis, Corydoras carlae, Genidens barbus, Rhamdella aymarae, Rhamdella cainguae, Salminus hilarii, Steindachneridion scriptum y Zungaro jahu). Como “casi amenazadas” (NT) se registraron 3 especies (Hemisorubim platyrhynchos, Loricaria tucumanensis y Simpsonichthys chacoensis). Otras 49 especies resultaron “con datos deficientes” (que fueron Ancistrus pirareta, Aphyocharax nattereri, Aphyocharax rathbuni, Apteronotus albifrons, Astyanax paraguayensis, Astyanax pellegrini, Australoheros guarani, Austrolebias bellottii, Austrolebias patriciae, Austrolebias vandenbergi, Brachyhypopomus brevirostris, Brachyhypopomus pinnicaudatus, Brochiloricaria chauliodon, Brycon hilarii, Bunocephalus iheringii, Bunocephalus rugosus, Catathyridium lorentzii, Cheirodon ibicuhiensis, Cichlasoma pusillum, Erythrinus erythrinus, Farlowella paraguayensis, Gymnocorymbus ternetzi, Hemigrammus tridens, Heterocheirodon yatai, Hyphessobrycon elachys, Hyphessobrycon luetkenii, Hypophthalmus oremaculatus, Loricariichthys edentatus, Macropsobrycon uruguayanae, Megalebias monstrosus, Megalonema argentina, Myleus tiete, Neofundulus ornatipinnis, Odontostilbe microcephala, Papiliolebias bitteri, Piabucus melanostoma, Potamotrygon brachyura, Potamotrygon histrix, Pyrrhulina australis, Rhamphichthys hahni, Rhaphiodon vulpinus, Schizodon dissimilis, Serrapinnus calliurus, Serrapinnus kriegi, Serrapinnus microdon, Tridentopsis cahuali, Trigonectes aplocheiloides, Xyliphius barbatus y Xyliphius lombarderoi). Finalmente, 122 especies se categorizaron como “de preocupación menor”. 31 El método indica que las especies con un grado mayor de amenaza (“vulnerables de máxima prioridad”) son aquellas que poseen puntajes superiores a la media más un desvío estándar, del conjunto considerado. Las que están por sobre el valor promedio son las consideradas “vulnerables de atención especial”. Como punto débil, se señala que el resultado del análisis depende fuertemente del tamaño y las características del conjunto considerado. Aunque los puntajes se asignan especie a especie, la categorización se efectúa a través de la comparación de los puntajes entre sí. Si dentro de este conjunto hay especies de características muy distintas, el desvío será mayor, y menos especies quedarán ubicadas dentro de los sectores de mayor vulnerabilidad. A la inversa, podría darse el caso hipotético de que todas las especies analizadas tuviesen puntajes muy altos, con lo que ninguna quedaría dentro del rango de “máxima prioridad”. Estas dificultades se reducen -al menos en parte- al aplicar el índice a subconjuntos grandes o al conjunto de la ictiofauna de una región. 3.2.2. Liotta, 2005 El segundo método aplica los criterios de UICN, haciendo énfasis en lo referido a distribución geográfica, debido a la dificultad de obtener los datos necesarios para aplicar los criterios poblacionales. En este trabajo se elaboró un modelo conceptual que prioriza a las especies en función de tres variables fundamentales: carácter de endemismo, frecuencia de registros y rango de distribución. El objetivo fue reordenar la información actualmente disponible sobre presencia, frecuencia de registros y distribución geográfica de la ictiofauna continental argentina, y utilizar criterios cuantitativos para alcanzar un conjunto de valoraciones de nivel comparable sobre la vulnerabilidad de las especies. 32 4. Situación actual 4.1. Problemáticas halladas Se detectaron varios problemas para la aplicación de los criterios de UICN a los peces de agua dulce de la cuenca del Plata. A continuación se describe brevemente cada uno 4.1.1. Problemas relacionados con la identificación del “taxón” 4.1.1.1. Certeza en la identificación de las especies El trabajo mencionado de Kottelat y Freyhof (2007) señala las dificultades halladas en Europa, debidas a una insuficiente claridad en la taxonomía de los peces en ese continente, que por otra parte es de los más estudiados del planeta. En Sudamérica y en Argentina en particular, existen grupos completos de peces de los que aun no se posee un claro panorama taxonómico, requiriéndose profundas revisiones. Por otro lado, se ha señalado en reiteradas oportunidades la necesidad de fomentar la formación (y evitar la emigración posterior) de cuadros de profesionales en sistemática e identificación. 4.1.1.2. Evaluación del taxón en su nivel adecuado Musick (1999) y el trabajo posterior de la AFS (Jelks et al., 2008) señalan la necesidad de evaluar el estado de conservación no sólo de especies, sino de taxa de jerarquías inferiores (como por ejemplo, stocks o poblaciones distintas de salmónidos). La AFS ha definido el segmento distinto (o distinguible) de población (DPS, por Distinct Population Segment en inglés). Un DPS puede incluir stocks únicos, grupos de stocks, metapoblaciones, subespecies o especies, dependiendo de la información disponible sobre genética, distribución, aislamiento y parámetros de su biología e historia de vida. 4.1.2. Dificultades derivadas de la escasez de información compilada El sesgo geográfico de la intensidad del muestreo se ha identificado como un problema. Smith y Darwall (2006), en su evaluación de peces del mediterráneo, explicitan la evidente falta de datos sobre especies de peces del norte de África (salvo Marruecos y algunas zonas de Túnez y Argelia). La situación argentina es complicada, por varias razones: No se llevan a cabo monitoreos periódicos de las poblaciones de peces, como los realizados en otros países (Francia, ver por ejemplo Oberdorff et al., 2002; EEUU, ver por ejemplo Fagan et al., 2005). Además se evidencian disímiles presiones de muestreo entre distintas regiones de la cuenca, casi siempre en relación a unidades académicas o museos. La descripción muy reciente de varias decenas de especies hace que se disponga de muy pocos datos sobre ellas. No se abunda más en esta dificultad, pese a considerarse crítica. Todo lo anterior lleva a que no haya una gran cantidad de registros puntuales compilados y georreferenciados disponibles. Mucha más información está contenida en las colecciones de museos y centros de investigación. Pero el trabajo de disponer, reunir y compilar dichos datos es muy difícil. 4.1.3. Dificultades en la aplicación de los criterios sobre especies “r-estrategas” en general Musick (1999) indica que aunque las que más presentan problemas al aplicar los criterios de UICN son las especies de importancia pesquera, “en realidad, la contradicción se encuentra con todas aquellas especies que no están fuertemente K-seleccionadas, independientemente de si son explotadas o no”. Se señala que los umbrales de reducción de población establecidos por IUCN para la inclusión de las especies en las distintas categorías de amenaza son adecuados principalmente para organismos fuertemente Kseleccionado. 33 En la misma línea, Kottelat (2007) señala que -aunque deben ser usados con toda clase de organismos- los criterios de UICN han sido obviamente diseñados en principio con organismos terrestres en mente, y su aplicación a organismos estrictamente acuáticos es a veces problemática. En los casos en que se dispone de más información poblacional, como en las especies de importancia pesquera comercial, puede intentarse la aplicación de las propuestas de Musick (1999). Un detalle está en la parte 2 de este documento (página 6). 4.1.4. Dificultades para estimar la distribución geográfica en organismos dulceacuícolas 4.1.4.1. Problemas asociados al método de estimación de la distribución utilizado (EOO, AOO) Ya se ha visto que la aplicación del concepto de Extensión de la Ocurrencia (EOO) no es adecuado para aplicarlo a organismos acuáticos continentales (Kottelat y Freyhof, 2007; Helfman, 2008). La medida de Área de Ocupación (AOO) puede ser más aplicable a organismos acuáticos, aunque también se presentan dificultades. En las tablas se observa que se ha considerado que la AOO es un 10% de la EOO. Sin embargo, en los ambientes terrestres, la superficie ocupada por cuerpos de agua es muy variable y en general menor a ese número. A nivel global, el porcentaje es de un 2,8% (McAllister et al., 1997). En la cuenca del río Salado en la provincia de Buenos Aires, los cuerpos de agua, incluidos los semipermanentes, es de alrededor del 2% de la superficie (Vázquez et al., 2003). 4.1.4.2. Problemas asociados a la escala seleccionada para el análisis Se observó que la estimación del área ocupada por una especie varía de acuerdo a la escala a la que se trabaja: cuanto más detallada es el área de la unidad seleccionada, mayor es la proporción de unidades en que no hay registros, y menor resulta el AOO de esa especie. Esto produce un efecto negativo: sobreestimar el área de distribución de las especies para las que se cuenta con registros escasos o poco precisos, o en las situaciones en las que se dispone de unidades de análisis muy grandes. 4.1.5. Dificultades por la naturaleza incierta de los datos (en tiempo y en espacio) Registros de diversa precisión Los registros de presencia de las especies tienen la precisión con que fueron ubicados por los autores de cada trabajo o presentes en las descripciones de las colecciones incluidas. Esto hace que haya una gran variabilidad y que hay un error asociado al utilizar simultáneamente toda la información. Representatividad de los registros Es muy poco frecuente que se disponga de series de datos repetidos, es decir de registros efectuados en tiempos sucesivos en una misma región. Lo normal es que los registros surjan de eventos de colecta únicos o aperiódicos. En unos pocos casos, se dispone de series temporales efectuadas con artes de pesca semejantes. En el ANEXO 4 se analizan dos casos a modo de ejemplo. 4.1.6. No inclusión de variables biológicas (salvo las relacionadas con el tamaño poblacional) Se ha considerado inadecuado que UICN no contemple variables biológicas en sus criterios (Helfman, 2008). Sin embargo, también se ha dicho que lo fundamental de las variables biológicas está incluido en los criterios poblacionales (resultados del foro). 34 4.2. Caracterización de la situación nacional 4.2.1. La cuenca Los aspectos principales de la cuenca del Plata, su extensión y complejidad ambiental, han sido discutidos en el proyecto previo al presente, resumido en Cappato y Yanosky (2009). Para mayores detalles pueden consultarse a Iriondo et al. (2007), Neiff (1990, 1999), COMIP (1994), entre otros. Aquí sólo se hacen algunos comentarios específicos sobre aspectos que tienen una importancia directa en la adecuación de los métodos de UICN a los peces de la cuenca. 4.2.1.1. Los ambientes La cuenca en Argentina tiene subsistemas bien diferenciados, e ictiofaunas asimismo bien caracterizables y diferentes, aunque por supuesto con una estructura básica común. Los cursos de los grandes ríos (Paraguay, Paraná y Uruguay; Bermejo y Pilcomayo, Salado) junto con su enorme sistema de humedales asociados conforman un subconjunto propio. El sistema de Iberá constituye un enorme conjunto de ambientes con estructura y funcionamiento distintos, tanto en calidad de agua como en sustrato y en composición biótica. Los cursos generalmente pequeños que drenan la provincia de Misiones, en sus vertientes al Paraná, al Iguazú y al Uruguay se diferencian de los anteriores en geomorfología, tipos de ambientes y composición específica. Los tramos altos del Bermejo y el Pilcomayo, en las provincias del noroeste, se diferencian también en clima, relieve y composición. Finalmente, los arroyos de las provincias de Entre Ríos y Corrientes, que drenan al Uruguay han develado en los últimos años una importante riqueza de especies y nuevas especies. Figura 2. Cuenca completa del río de la Plata. 35 4.2.2. La ictiofauna 4.2.2.1. Riqueza de especies Debe destacarse que la ictiofauna regional está aun en proceso de descubrimiento. En la Figura 3 se muestra cómo se han ido incorporando las especies al elenco de la cuenca del Plata en Argentina. 500 450 número de especies presentes 400 350 300 250 200 150 100 50 0 1750 1800 1850 1900 1950 2000 Año Figura 3. Aumento del número de especies registradas en la cuenca del Plata. Se incluyeron especies limítrofes e introducidas en el análisis. En los últimos años se han continuado hallando especies nuevas, y la tasa de aparición de especies no se ha reducido. En la Figura 4 se observa un detalle del aumento de la riqueza de especies en los últimos veinte años. En este período se incorporaron nada menos que 79 especies. Muchas son nuevas especies; en otros casos se trata de registros en Argentina de especies previamente conocidas en otros países de la cuenca. 470 Número de especies presentes 460 450 440 430 420 410 400 390 380 1989 1994 1999 Año 2004 2009 Figura 4. Aumento del número de especies presentes en la cuenca del Plata en los últimos 20 años. Se incluyeron especies limítrofes e introducidas en el análisis. Muchas de las adiciones a la fauna de peces de la cuenca del Plata en Argentina corresponden a los géneros Astyanax (13 especies), Bryconamericus (7 especies) y Crenicichla (6 especies). En el Anexo 1 se presenta la lista sistemática de las especies halladas en los últimos 20 años, con el año de descripción de cada una. 36 Los principales focos de aparición de especies se encuentran en la provincia de Misiones y en el noroeste del país, pero se han hallado nuevas especies en todo el territorio argentino de la cuenca. El conjunto completo de las especies presentes en la cuenca del Plata en Argentina, está integrado por un total de 445 especies nativas. Se han identificado además otras 11 especies consideradas limítrofes. Finalmente, se menciona la presencia de otras 10 especies introducidas en la cuenca. 4.2.2.1.1. Especies endémicas De acuerdo a los registros disponibles, 71 especies son endémicas de la cuenca del Plata en Argentina. Esto significa un porcentaje de endemismos de 15,9 %. Es interesante destacar que de esas 71 especies endémicas, 11 fueron descriptas en el siglo XIX, otras 12 fueron descriptas en el siglo XX, antes de la publicación del libro de Ringuelet et al. (1967) y 47 se describieron luego de esta publicación. 35 de ellas se describieron en lo que va del siglo XXI. Es posible que algunas de las especies que ahora se consideran endémicas puedan hallarse en otros países y dejen de serlo. Un listado se encuentra en el Anexo 2. 4.2.2.2. Información disponible La metodología de UICN se centra, como se vio en el capítulo 1, en una serie de criterios que se refieren a la declinación del tamaño de población o distribución, a la disminución en el área de ocurrencia, a cambios en la estructura de la población o en ciertos atributos biológicos (como tasa de reproducción, el tiempo de generación y tamaño de maduración) y a cambios en la probabilidad estimada de extinción. El análisis de la situación de otros países / continentes muestra que habitualmente se realizan grandes esfuerzos de recopilación, ya sea para nutrir eventos de talleres o reuniones de categorización de faunas o directamente para ser usados en las categorizaciones. A nivel regional, se hizo un esfuerzo de estas características para la realización del taller de Asunción, organizado por UICN-GUYRA-PROTEGER en 2008. Este trabajo dio como resultado la categorización de cientos de especies. Se menciona, por su implicancia en el trabajo a seguir, que surgió como una preocupación del foro previo a este documento la posibilidad de que se hubiesen categorizado como “LC” a especies que deberían haberse considerado “DD”. 4.2.2.2.1. Datos poblacionales Para lograr aplicar los criterios de UICN, es necesario conocer, para cada especie en estudio, al menos uno de los siguientes datos: el tamaño poblacional y su reducción a lo largo de un tiempo, que puede ser de tres generaciones o de diez años. La cantidad de individuos maduros sexualmente existentes al momento del estudio. Categoría En peligro crítico (CR) En peligro (EN) Vulnerable (VU) Reducción de la población > 80 – 90 % / 10 años o 3 generaciones > 50 – 70 % / 10 años o 3 generaciones > 30 – 50 % / 10 años o 3 generaciones 37 Número de individuos maduros < 50 – 250 < 250 – 2.500 < 1.000 – 10.000 La cantidad de información disponible para las especies de la cuenca es sumamente disímil. De algunas, como las de importancia comercial u ornamental, se dispone de datos más o menos abundantes. Sin embargo, es difícil pensar que pueda conocerse la información solicitada referida a la reducción de la población (aun con baja precisión), ni siquiera para las especies más importantes o con mayores datos, como el sábalo, el dorado o el surubí. Aun conociendo la información, es opinable su significación en el caso de las especies de importancia pesquera, como se detalló en la parte 2 (Musick, 1999; Helfman, 2008) y en el punto 4.1.3. Y los datos son mucho más escasos para la gran mayoría de las especies, especialmente para las que pueden considerarse raras. 4.2.2.2.2. Datos distribucionales Para lograr aplicar los criterios de UICN, es necesario conocer, para cada especie en estudio: El tamaño de su área de distribución, y si además, en la misma se da o fragmentación, o escaso número de locaciones o reducción, y/o o fluctuación severa en la misma. En esta línea, se cuenta con información procedente de la base de datos elaborada y mantenida por la Fundación Óga y el Museo de Ciencias Naturales "Rvdo. P. Antonio Scasso", de San Nicolás. La porción de esta base de datos correspondiente a la cuenca del Plata tiene algo más de 8.000 registros georreferenciados puntuales, pertenecientes a 476 especies. Figura 5. Registros de peces en el sector argentino de la cuenca del río de la Plata. Cada punto puede representar más de un registro. 38 5. Propuesta para el trabajo en el taller 5.1. Recomendaciones A partir de los antecedentes descriptos, se pueden hacer algunas consideraciones acerca del trabajo a seguir: 5.1.1. Aplicar exhaustivamente la metodología y los criterios de UICN Se considera conveniente aplicar todo lo posible los criterios y metodologías propuestas por UICN. Este es el único modo de lograr que los resultados sean comparables con las de las listas globales u otras listas nacionales. 5.1.2. Utilizar toda la información disponible Es necesario definir si se tiene un volumen crítico de información sobre las especies a categorizar, o al menos sobre un subconjunto de ellas. Debe efectuarse una exhaustiva recopilación de datos, y recurrir especialmente (en el ámbito del taller o a posteriori) al conocimiento de los expertos en cada grupo sistemático y en las distintas subregiones de la cuenca. De este modo puede advertirse si se concluirá el trabajo con un gran número de especies “con datos deficientes”, lo que en sí es una información a tener en cuenta y valiosa de presentar. Ante la elevada probabilidad de que la información disponible sea poco precisa, convendría evaluar la posibilidad de desarrollar un método de lógica difusa. Existen antecedentes publicados ya mencionados, como Regan et al., (2000), Akçakaya et al. (2000) y el más conocido de Cheung et al (2005), que actualmente se presenta como un dato estándar dentro del sitio de FishBase (www.fishbase.org). 5.1.3. Jerarquizar las especies Dada la gran cantidad de especies existentes en la porción argentina de la cuenca, y la siempre escasa disponibilidad de tiempo, se cree indispensable priorizar y jerarquizar las especies a categorizar. Así se podrá orientar el esfuerzo hacia un subconjunto de las especies que resulten seleccionadas. Para esto, se sugiere utilizar el modelo conceptual de la Figura 6. Especies nativas Endémicas Raras 3 4 6 1 5 2 7 Con distribución restringida Figura 6: Modelo conceptual tentativo de priorización de especies En este modelo, los números ubicados en las intersecciones de los subconjuntos indican la importancia relativa de las especies contenidas en cada uno. Así, del conjunto de las especies nativas que no son periféricas o 39 limítrofes, aquellas que son a la vez endémicas, poseen pocos registros, y además éstos se agrupan en una distribución geográfica restringida poseen la máxima vulnerabilidad. En segundo término se prioriza a las especies endémicas y de distribución restringida, aunque tengan un número más elevado de registros, y así sucesivamente. Se propone priorizar en primer lugar a las especies endémicas ya que el subconjunto de raras + de distribución restringida, pero no endémicas, podría contener especies sumamente abundantes o ampliamente distribuidas en otros países. Se reitera la importancia de trabajar sobre las especies endémicas del sector argentino de la cuenca, ya que –al menos para este subconjunto- se logrará una categorización igual para los niveles nacional y global. Se proporciona un listado de especies endémicas en el Anexo 2. Obsérvese que los criterios utilizados aquí están dentro de las recomendaciones presentes en Musick (1999), en lo referente a criterios de rareza, rangos pequeños y endemismos. El último criterio de ese trabajo, requerimientos especializados de hábitat, no se aplicó en este modelo debido a que no es probable que se cuente con la información necesaria. Trabajar en etapas sucesivas En paralelo con el punto anterior, se sugiere aplicar el criterio presentado en Grigera y Úbeda (2002), y trabajar primero con elementos biológicos y distribucionales, representativos de la vulnerabilidad intrínseca de las especies, y en una etapa posterior, incorporar elementos que tienen que ver con la “interacción” de la especie con la actividad humana, ya sea de tipo positivo (grado de protección) o negativo (acciones extractivas). Nivel de criterio 1º. Criterios de conservación Ejemplos Características biológicas Distribución geográfica Abundancia 2º. Criterios de acción 3º. Criterios suplementarios Ejemplos de UICN Declinación del tamaño de población. Disminución en el área de ocurrencia. Cambios en la estructura de la población o en ciertos atributos biológicos como tasa de reproducción, el tiempo de generación y tamaño de maduración Ejemplos del SUMIN Distribución Continental (DICON) Distribución Nacional (DINAC) Abundancia (ABUND) Tamaño corporal (TAM) Potencial Reproductivo (POTRE) Amplitud en el Uso del Hábitat (AUHA) Amplitud en el Uso del Espacio Vertical (AUEVE) Amplitud trófica (AMTRO) Observaciones Son las variables “biológicas” de Millsap et al. (1990), “científicas” de Margules y User (1981) o de “conservación” del taller coordinado por Grigera y Rau (2000). Grado de protección Grado de Protección (PROT) Según Millsap et al. (1990) Acciones extractivas Singularidad taxonómica Variables locales Acciones extractivas (ACEXT) Singularidad (SING) Singularidad taxonómica (SINTA) Son afines a los “criterios políticos” de Margules y Usher (1981), quienes incorporan el valor cultural a este conjunto y justifican llamarlos “políticos” porque no están basados en principios biológicos, ecológicos o biogeográficos. Tabla 7. Niveles de criterios mencionados en Grigera y Úbeda (2002) y ejemplos de UICN y SUMIN En particular, se propone comenzar con los datos poblacionales y distribucionales disponibles, tratando de procesarlos comparativamente para todas las especies. 40 Sobre el subconjunto de las especies más vulnerables, aplicar los criterios de acción y los suplementarios. No obstante el proceso de jerarquización propuesto antes, se sugiere efectuar una revisión de casos para evitar omisiones. 5.1.4. Estudiar alternativas para la estimación del rango de distribución de las especies. Es necesario estudiar las alternativas disponibles para estimar el rango de distribución de las especies. Como insumo para la estimación de los rangos de distribución de las especies de la cuenca, se cuenta con los mapas de registros puntuales georreferenciados de la base de datos elaborada por el autor del presente documento, que se ha publicado recientemente en el sitio de la Fundación Óga. Además de la metodología clásica de UICN: la Extensión de la Presencia y el Área de Ocupación, se propone considerar otras. En principio, se sigue la propuesta de considerar unidades naturales de conservación (como las cuencas o subcuencas) más que utilizar cuadrículas, que no son representativas de la distribución de organismos acuáticos continentales. La primera es la metodología (remitida por Julieta Peteán) titulada “IUCN Freshwater Biodiversity Assessment Unit - Species Mapping Protocol”. Ésta propone el uso de la capa Hydro1K del Servicio Geológico Minero de Estados Unidos (USGS) (ver Figura 7). Puede ser aplicada a la cuenca del Plata, ya que se dispone de información, tanto de los registros puntuales de las especies como de la cartografía digital propuesta allí. Figura 7. Imágenes de la capa Hydro1K del USGS y cursos de agua asociados. También es posible utilizar unidades de mayor grado de detalle, tomando como modelo las “cuencas cuaternarias”, sugeridas por Simaika y Samways (2010) para la categorización de organismos de agua dulce del sur de África. Estos autores, al igual que otros (Hartley y Kunin, 2003), señalan la importancia de utilizar unidades geográficas pequeñas para estimar la extensión de la presencia de las especies. Esto reduce el riesgo de sobreestimar el área de distribución de las especies. Para avanzar en esta línea, se dispone del shape (cartografía digital y georreferenciada detallada) para el conjunto de la cuenca del Plata. Este shape fue proporcionado gentilmente por TNC 3. Se propone usar las subcuencas de clase 2 (denominadas “SIZE2”), cuyas áreas están en general en el orden de 100 a 1.000 km2, algo más detalladas que las “cuencas cuaternarias” de Simaika y Samways (2010). Para evaluar el efecto de la escala de análisis sobre la estimación del rango de distribución, se ha propuesto (Hartley y Kunin, 2003) que más que aplicar una escala predefinida a todas las especies a categorizar, pueden 3 The Nature Conservancy, South American nested watersheds dataset, Paulo Petry y Leonardo Sotomayor, 2007-2009. 41 construirse curvas que representen el cambio de la estimación del rango de distribución de cada especie al calcularlo sobre distintas escalas. Para aplicar esto es necesario definir las unidades y escalas de análisis. En este caso, una propuesta posible es utilizar las cuencas de distintos órdenes (2, 3, 4) en la evaluación. En este punto es necesario además considerar situaciones diferenciales, de acuerdo a las características ambientales en que se hallen las especies (ver punto 4.2.1.). 5.2. Limitaciones y propuestas preliminares para resolverlas Particularidades de la cuenca Varios autores han considerado que, para los ecosistemas dulceacuícolas, la cuenca es la unidad natural de conservación efectiva (Darwall et al., 2009). Simaika y Samways (2010) proponen que la unidad sea la “cuenca cuaternaria” es decir una subcuenca de pequeño tamaño que evite sobrestimar la distribución de las especies a categorizar. En regiones semiáridas o áridas, o con unidades distintas de drenaje separadas entre sí, y de tamaños equivalentes, resulta más fácil utilizar este criterio. Pero en una cuenca de las características de la del Plata, esto se complica. Por eso se describieron brevemente distintas subunidades ambientales en el punto 4.2.1. y subsiguientes. Se muestran en el Anexo 5 los casos de tres especies, todas de la cuenca, que presentan características ambientales distintas, para las que se observan las dificultades que aquí se advierten. Vagabundeo (= vagrancy) Un elemento que puede introducir confusión es considerar como vagrancy a la dispersión hacia el sur que se verifica para muchas especies, en épocas estivales o en años de crecientes importantes. Validación del uso de la base de datos de distribución Se propone aquí el uso de una base de datos (Fundación Óga – Museo "P. Scasso") como recurso inicial para jerarquizar y preseleccionar aquellas especies que poseen rasgos de vulnerabilidad manifiestos de acuerdo con los resultados mostrado en los capítulos 2 y 3. No obstante, se puede adelantar ciertos problemas derivados del uso de la misma. Se plantean y analizan a continuación. Base incompleta Puede considerarse que la base de datos es incompleta: seguramente hay muchos registros más en la bibliografía o en colecciones, que no se han incorporado a la misma. Esto implica que podemos estar sobrestimando a las especies raras o de distribución restringida y que, si aumentásemos el esfuerzo de muestreo, hallaríamos más ejemplares y sitios para las especies raras. Con respecto a esto, se hizo una evaluación retrospectiva de la base de datos. Se observó de qué modo cambian las proporciones de las especies raras con respecto al total. En la Figura 8 se muestra la proporción de especies que presentaba la base de datos cuando contenía 5.000, 7.500 y 10.000 registros. 42 3500 5.000 registros 7.500 registros 3000 Cantidad de registros 10.000 registros 2500 2000 1500 1000 500 0 1a6 7 a 20 21 a 53 54 a 100 100 a 259 Especies con "x a y" registros Figura 8. Distribución de los registros entre las especies con distintos volúmenes de registros en la base. Incorporar el doble de registros hizo que las especies que ya eran frecuentes sean proporcionalmente aun más frecuentes, pero no aumenta significativamente el número de registros de especies que eran raras o poco frecuentes al principio. Lo que ocurre además es que, con el tiempo, se van descubriendo nuevas especies, que o son de distribución restringida y/o raras, o estaban enmascaradas, confundidas con otras especies más frecuentes. Antigüedad de los registros Dado que recopila el conjunto de la información disponible de la distribución geográfica de las especies, esta base de datos incluye registros antiguos y nuevos, es decir, contempla tanto la distribución histórica como la actual. En la Figura 9 se muestra cómo se distribuyen los registros en el tiempo, en la base de datos sugerida. La primera pregunta entonces es: ¿debemos considerar todos los registros disponibles, o sólo los más recientes? Considerar los registros antiguos conlleva la amenaza de suponer que una especie está presente en un sitio porque estaba allí hace X años. 3500 3000 Nº de registros 2500 2000 1500 1000 500 0 Hasta 1969 1970 - 1979 1980 - 1989 1990 - 1999 2000-2010 Período Figura 9. Número de registros en cada período de tiempo mostrado. 43 Neiff (1999) sugiere que para estos casos, en que hablamos de humedales, la diversidad debe considerarse como la sumatoria de los eventos de muestreo, incluyéndolos a todos, debido a que potencialmente, las tasas de recambio de especies son siempre elevadas. Esto es especialmente remarcable en ambientes acuáticos con elevada riqueza específica, como los de la cuenca del Plata. Dentro de este ítem están anidados aspectos ecológicos como las variaciones estacionales y multianuales de distribución, cambios ambientales naturales y provocados por disturbios antropogénicos, etc. Si se acuerda en descartar la información antigua, debe alcanzarse un acuerdo además en el valor de corte de la antigüedad; es decir, ¿cuándo comienzan a ser considerados antiguos los registros? Preliminarmente, se propone considerar como antiguos a los registros previos al año 1990, es decir con más de 20 años. Falta de precisión en los registros De orden a reducir el acuerdo a lo mencionado en el punto 4.1.5., se consideraron poco precisos los registros con más de 25 km de error. Falta de vouchers en el caso de las observaciones Prácticamente un 70 % de los registros compilados carece de un espécimen voucher que permita corroborar la identificación. 44 6. Anexos Anexo 1 Listado de nuevas especies halladas en el sector argentino de la cuenca del Plata A continuación de la especie, se muestra el año de la descripción. Orden Characiformes Subfamilia Stevardiinae Familia Characidae 2004 Bryconamericus agna Bryconamericus ikaa Bryconamericus mennii 2001 2004 2002 2003 Bryconamericus pyahu Bryconamericus sylvicola Bryconamericus uporas 2003 1998 2002 Bryconamericus ytu Hypobrycon poi 2004 2001 Subfamilia Cheirodontinae Heterocheirodon yatai 1992 Subfamilia Characinae Nantis indefessus Subfamilia Glandulocaudinae Cyanocharax lepiclastus “Astyanax clade” Astyanax aramburui Astyanax chico Astyanax endy 2006 2004 2006 Astyanax ita 2002 Astyanax latens Astyanax leonidas 2004 2002 Astyanax ojiara 2000 Astyanax paris Astyanax pynandi 2002 2003 Astyanax saguazu Astyanax troya 2003 2002 Astyanax tumbayaensis Astyanax tupi 2005 2003 "Bramocharax clade" Oligosarcus brevioris Oligosarcus menezesi Familia Erythrinidae Hoplias australis 2009 Orden Siluriformes Familia Cetopsidae Subfamilia Cetopsinae Cetopsis starnesi 2005 Familia Trichomycteridae 1990 1996 Subfamilia Trichomycterinae Silvinichthys bortayro 2005 Trichomycterus catamarcensis 2000 Subfamilia Tridentinae Tridentopsis cahuali 1990 "Hemigrammus clade" Hemigrammus mahnerti 1989 Hyphessobrycon auca Hyphessobrycon isiri 2004 2006 Familia Loricariidae Hyphessobrycon togoi 2006 Subfamilia Hypoptopomatinae Hyphessobrycon wajat 1999 Epactionotus yasi Hisonotus aky Hisonotus charrua 2004 2004 2006 Hisonotus hungy Subfamilia Loricariinae Loricaria holmbergi 2007 45 2005 Loricariichthys edentatus 2000 Orden Gymnotiformes Loricariichthys melanocheilus 2000 Familia Hypopomidae Loricariichthys rostratus 2000 Brachyhypopomus pinnicaudatus 1991 Rineloricaria Isasi Rineloricaria misionera 2008 2005 Orden Cyprinodontiformes Familia Rivulidae Subfamilia Hypostominae Hypostomus isbrueckeri 1990 Austrolebias apaii 2006 Hypostomus roseopunctatus 1990 Austrolebias monstrosus 1995 Hypostomus uruguayensis 1990 Austrolebias patriciae Austrolebias toba 1995 2006 Austrolebias vandenbergi Papiliolebias bitteri Papiliolebias hatinne 1995 1998 2009 Subfamilia Ancistrinae Ancistrus piriformis Hemiancistrus fuliginosus 1989 1999 Familia Auchenipteridae Familia Poeciliidae Subfamilia Auchenipterinae Subfamilia Poeciliinae Cnesterodon pirai Cnesterodon raddai Trachelyopterus lucenai 1995 2009 2001 Familia Pimelodidae Orden Perciformes Subfamilia Pimelodinae Pimelodus absconditus 1995 Familia Cichlidae Pimelodus britskii 2007 Australoheros forquilha 2008 Pimelodus mysteriosus 1998 Subfamilia Heptapterinae Imparfinis mishky Australoheros scitulus Australoheros tembe Crenicichla gaucho 2003 1995 1992 2007 Rhamdella aymarae Rhamdella cainguae 1999 2008 Crenicichla hadrostigma Crenicichla minuano Crenicichla missioneira 2007 1992 1992 Crenicichla tendybaguassu Crenicichla yaha 1992 2006 Gymnogeophagus che Gymnogeophagus setequedas 2000 1992 46 Anexo 2 Listado de especies endémicas del sector argentino de la cuenca del Plata Orden Rajiformes 33. Trichomycterus alterus Familia Potamotrygonidae 34. Trichomycterus catamarcensis 35. Trichomycterus corduvense 1. Potamotrygon schuehmacheri Orden Characiformes 36. Trichomycterus roigi 37. Trichomycterus spegazzinii 38. Trichomycterus tenuis Familia Characidae 39. Parastegophilus maculatus 2. 3. 4. Nantis indefessus Astyanax aramburui Astyanax correntinus 5. 6. Astyanax endy Astyanax erythropterus 7. 8. 9. Astyanax ita Astyanax latens Astyanax leonidas 40. Tridentopsis cahuali Familia Callichthyidae 41. Corydoras carlae 42. Corydoras micracanthus Familia Loricariidae 43. Epactionotus yasi 44. Hisonotus aky 10. Astyanax ojiara 11. Astyanax paris 45. Hisonotus hungy 46. Brochiloricaria chauliodon 47. Loricaria holmbergi 12. Astyanax pynandi 13. Astyanax saguazu 14. Astyanax troya 15. Astyanax tumbayaensis 48. Loricaria tucumanensis 49. Rineloricaria catamarcensis 16. Astyanax tupi 17. Bryconamericus agna 50. Rineloricaria misionera 51. Hypostomus cordovae 18. Bryconamericus ikaa 19. Bryconamericus mennii Familia Auchenipteridae 20. Bryconamericus pyahu 52. Trachelyopterus albicrux 21. Bryconamericus rubropictus 22. Bryconamericus sylvicola 23. Bryconamericus uporas Familia Pimelodidae 24. Bryconamericus ytu 25. Hemigrammus matei 26. Hyphessobrycon auca 53. Pimelodus absconditus 54. Pimelodus albicans 55. Pimelodus argenteus 27. Hyphessobrycon igneus 28. Hyphessobrycon togoi 56. Pimelodus brevis 57. Pimelodus mysteriosus 58. Rhamdella aymarae 29. Hyphessobrycon wajat 30. Hypobrycon poi 31. Oligosarcus menezesi 59. Rhamdella cainguae Familia Aspredinidae 60. Xyliphius barbatus 61. Xyliphius lombarderoi Orden Siluriformes Familia Trichomycteridae 32. Silvinichthys bortayro 47 Familia Poeciliidae Orden Gymnotiformes 67. Cnesterodon pirai Familia Rhamphichthyidae 68. Jenynsia maculata 62. Rhamphichthys hahni Orden Perciformes Familia Apteronotidae Familia Cichlidae 63. Apteronotus ellisi 69. Australoheros tembe 70. Crenicichla yaha Orden Cyprinodontiformes 71. Gymnogeophagus che Familia Rivulidae 64. Austrolebias elongatus 65. Autrolebias toba 66. Papiliolebias hatinne 48 Anexo 3 Lógica Difusa La lógica difusa o lógica borrosa se basa en lo relativo de lo observado. Este tipo de lógica toma dos valores aleatorios, pero contextualizados y referidos entre sí. Así, por ejemplo, una persona que mida 2 metros es claramente una persona alta, si previamente se ha tomado el valor de persona baja y se ha establecido en 1 metro. Ambos valores están contextualizados a personas y referidos a una medida métrica lineal. Funcionamiento La lógica difusa se adapta mejor al mundo real en el que vivimos, e incluso puede comprender y funcionar con nuestras expresiones, del tipo "hace mucho calor", "no es muy alto", "el ritmo del corazón está un poco acelerado", etc. La clave de esta adaptación al lenguaje, se basa en comprender los cuantificadores de nuestro lenguaje (en los ejemplos de arriba "mucho", "muy" y "un poco"). En la teoría de conjuntos difusos se definen también las operaciones de unión, intersección, diferencia, negación o complemento, y otras operaciones sobre conjuntos (ver también subconjunto difuso), en los que se basa esta lógica. Para cada conjunto difuso, existe asociada una función de pertenencia para sus elementos, que indican en qué medida el elemento forma parte de ese conjunto difuso. Las formas de las funciones de pertenencia más típicas son trapezoidales, lineales y curvas. Se basa en reglas heurísticas de la forma SI (antecedente) ENTONCES (consecuente), donde el antecedente y el consecuente son también conjuntos difusos, ya sea puros o resultado de operar con ellos. Sirvan como ejemplos de regla heurística para esta lógica (nótese la importancia de las palabras "muchísimo", "drásticamente", "un poco" y "levemente" para la lógica difusa): SI hace muchísimo calor ENTONCES disminuyo drásticamente la temperatura. SI voy a llegar un poco tarde ENTONCES aumento levemente la velocidad. Los métodos de inferencia para esta base de reglas deben ser simples, veloces y eficaces. Los resultados de dichos métodos son un área final, fruto de un conjunto de áreas solapadas entre sí (cada área es resultado de una regla de inferencia). Para escoger una salida concreta a partir de tanta premisa difusa, el método más usado es el del centroide, en el que la salida final será el centro de gravedad del área total resultante. Las reglas de las que dispone el motor de inferencia de un sistema difuso pueden ser formuladas por expertos, o bien aprendidas por el propio sistema, haciendo uso en este caso de redes neuronales para fortalecer las futuras tomas de decisiones. Figura 10. 49 Los datos de entrada suelen ser recogidos por sensores, que miden las variables de entrada de un sistema. El motor de inferencias se basa en chips difusos, que están aumentando exponencialmente su capacidad de procesamiento de reglas año a año. Un esquema de funcionamiento típico para un sistema difuso podría ser como el de la Figura 10. Funcionamiento de un sistema de control difuso. En la Figura 10, el sistema de control hace los cálculos con base en sus reglas heurísticas, comentadas anteriormente. La salida final actuaría sobre el entorno físico, y los valores sobre el entorno físico de las nuevas entradas (modificado por la salida del sistema de control) serían tomados por sensores del sistema. Por ejemplo, imaginando que nuestro sistema difuso fuese el climatizador de un coche que se autorregula según las necesidades: Los chips difusos del climatizador recogen los datos de entrada, que en este caso bien podrían ser la temperatura y humedad simplemente. Estos datos se someten a las reglas del motor de inferencia (como se ha comentado antes, de la forma SI... ENTONCES...), resultando un área de resultados. De esa área se escogerá el centro de gravedad, proporcionándola como salida. Dependiendo del resultado, el climatizador podría aumentar la temperatura o disminuirla dependiendo del grado de la salida. Aplicaciones Aplicaciones generales La lógica difusa se utiliza cuando la complejidad del proceso en cuestión es muy alta y no existen modelos matemáticos precisos, para procesos altamente no lineales y cuando se envuelven definiciones y conocimiento no estrictamente definido (impreciso o subjetivo). En cambio, no es una buena idea usarla cuando algún modelo matemático ya soluciona eficientemente el problema, cuando los problemas son lineales o cuando no tienen solución. Esta técnica se ha empleado con bastante éxito en la industria, principalmente en Japón, y cada vez se está usando en gran multitud de campos. La primera vez que se usó de forma importante fue en el metro japonés, con excelentes resultados. A continuación se citan algunos ejemplos de su aplicación: Sistemas de control de acondicionadores de aire Sistemas de foco automático en cámaras fotográficas Electrodomésticos familiares (frigoríficos, lavadoras...) Optimización de sistemas de control industriales Sistemas de reconocimiento de escritura Mejora en la eficiencia del uso de combustible en motores Sistemas expertos del conocimiento (simular el comportamiento de un experto humano) Tecnología informática Bases de datos difusas: Almacenar y consultar información imprecisa. Para este punto, por ejemplo, existe el lenguaje FSQL. ...y, en general, en la gran mayoría de los sistemas de control que no dependen de un Sí/No. Lógica difusa en inteligencia artificial En Inteligencia artificial, la lógica difusa, o lógica borrosa se utiliza para la resolución de una variedad de problemas, principalmente los relacionados con control de procesos industriales complejos y sistemas de decisión en general, la resolución la compresión de datos. Los sistemas de lógica difusa están también muy extendidos en la tecnología cotidiana, por ejemplo en cámaras digitales, sistemas de aire acondicionado, lavarropas, etc. Los sistemas basados en lógica difusa imitan la forma en que toman decisiones los humanos, 50 con la ventaja de ser mucho más rápidos. Estos sistemas son generalmente robustos y tolerantes a imprecisiones y ruidos en los datos de entrada. Algunos lenguajes de programación lógica que han incorporado la lógica difusa serían por ejemplo las diversas implementaciones de Fuzzy PROLOG o el lenguaje Fril. Consiste en la aplicación de la lógica difusa con la intención de imitar el razonamiento humano en la programación de computadoras. Con la lógica convencional, las computadoras pueden manipular valores estrictamente duales, como verdadero/falso, sí/no o ligado/desligado. En la lógica difusa, se usan modelos matemáticos para representar nociones subjetivas, como caliente/tibio/frío, para valores concretos que puedan ser manipulados por los ordenadores. En este paradigma, también tiene un especial valor la variable del tiempo, ya que los sistemas de control pueden necesitar retroalimentarse en un espacio concreto de tiempo, pueden necesitarse datos anteriores para hacer una evaluación media de la situación en un período anterior... Ventajas e Inconvenientes Como principal ventaja, cabe destacar los excelentes resultados que brinda un sistema de control basado en lógica difusa: ofrece salidas de una forma veloz y precisa, disminuyendo así las transiciones de estados fundamentales en el entorno físico que controle. Por ejemplo, si el aire acondicionado se encendiese al llegar a la temperatura de 30º, y la temperatura actual oscilase entre los 29º-30º, nuestro sistema de aire acondicionado estaría encendiéndose y apagándose continuamente, con el gasto energético que ello conllevaría. Si estuviese regulado por lógica difusa, esos 30º no serían ningún umbral, y el sistema de control aprendería a mantener una temperatura estable sin continuos apagados y encendidos. También está la indecisión de decantarse bien por los expertos o bien por la tecnología, principalmente mediante redes neuronales, para reforzar las reglas heurísticas iniciales de cualquier sistema de control basado en este tipo de lógica. Fuentes y contribuyentes del artículo Lógica difusa Fuente: http://es.wikipedia.org/w/index.php?oldid=36474015 Contribuyentes: 4lex, ATW-KOD, Alexav8, Alfonso E. Romero, Ángel GN, Apohis, Ascánder, Baiji, Camilosw, Daniel JG, Didac, Diegusjaimes, Dodo, Emijrp, Enric Naval, Eric, Fgomez58, HUB, Hornet69, Ingenioso Hidalgo, Isha, Jarisleif, Jhoropopo, Joragupra, Jorge.maturana, JorgeGG, Julian Méndez, Krzysiulek, Luis Felipe Schenone, Macarrones, ManuelGR, Matdrodes, Moriel, Numbo3, Petronas, Raulshc, Romero Schmidtke, Sauron, Tatets, Tirithel, Unf, Unificacion, Urumi, Vitamine, 99 ediciones anónimas Fuentes de imagen, Licencias y contribuyentes Archivo: SistemaDifuso.JPG Fuente: http://es.wikipedia.org/w/index.php?title=Archivo:SistemaDifuso.JPG Licencia: Public Domain Contribuyentes: Emijrp, Tatets Licencia Creative Commons Attribution-Share Alike 3.0 Unported - http:/ / creativecommons. org/ licenses/ by-sa/ 3. 0/ 51 Anexo 4 Ejemplos de muestreos ictiológicos reiterados en un mismo sitio - Lagunas de la provincia de Buenos Aires En lagunas de la provincia de Buenos Aires se han venido realizando muestreos de relevamientos pesqueros desde hace varios años (Informes Biológico-Pesqueros de la Dirección Provincial de Pesca de la provincia de Buenos Aires). Se observa en la Figura 11 (para la laguna de Gómez) y en la Tabla 8 (para la laguna Chascomús) que la composición de especies varía entre años, muchas veces sin mostrar una tendencia definida de crecimiento o decrecimiento de la riqueza específica. Esto puede responder en este caso a variaciones ambientales y climáticas interanuales. En estos casos no es trivial definir los criterios a tomar para seleccionar a las especies. ¿Qué composición de especies se tomará? ¿La del último muestreo, la suma de los últimos años…? 16 Riqueza específica 14 12 10 8 6 4 2 0 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 Año del muestreo Figura 11. Variación de la riqueza específica de peces en la laguna de Gómez (Junín, Bs. As.) en muestreos efectuados por la Dirección Provincial de Pesca de Buenos Aires. Tabla 8. Tomada de Berasain et al., 2005 - Río Paraná en San Nicolás, Buenos Aires Por otra parte, es habitual que un único evento de muestreo no logre capturar al conjunto de la ictiofauna de una zona. Como ejemplo, se muestra la incorporación de nuevas especies en una serie de 32 eventos de muestreo en un monitoreo de peces efectuado a lo largo de 8 meses en el Delta del Paraná (ver Figura 12), realizado siempre con el mismo método de captura. 52 Número acumulado de especies halladas 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0 15/7/92 3/9/92 23/10/92 12/12/92 31/1/93 22/3/93 11/5/93 Fechas de muestreo Figura 12. Aparición de especies a lo largo de un período de muestreo en el cauce principal del río Paraná Inferior. A partir del evento de muestreo nº 22, la pendiente de la curva de aparición de especies cambia, pero nuevos taxa siguen apareciendo hasta el final del período de muestreo. Como reflexión, cabe preguntarse qué representatividad pueden tener muestreos puntuales y de corta duración (la mayoría de los casos) para conocer la composición íctica de un sitio. La obvia recomendación es la ejecución de programas de monitoreo íctico mantenidos en el tiempo, observando las recomendaciones sugeridas en el reciente trabajo de Gauthier et al. (2010). 53 Anexo 5 Aplicación del species mapping protocol a tres especies de la cuenca Se muestran los resultados de aplicar las primeras etapas del “species mapping protocol” a tres especies seleccionadas: las mojarras Bryconamericus pyahu y Astyanax pynandi y el bagre Pimelodus brevis. 1. Bryconamericus pyahu Es muy importante tener en cuenta que muchas de las especies endémicas y recientemente descriptas en la cuenca se encuentran en las cabeceras de tributarios pequeños de los grandes ríos. En estos casos, resulta importante contar con información detallada de las subcuencas de estos tributarios, para poder asignar una categoría adecuada a estas especies. Este es el caso de Bryconamericus pyahu (Figura 13). Figura 13. Registros puntuales de Bryconamericus pyahu y subcuencas de clase 2 en los que se ubicaron sus registros. 2 2 Áreas halladas: 301,2 km (cuencas anidadas con registros de la especie) – 1.754,8 km (cuenca del SNIH) Bryconamericus pyahu es una especie de mojarra descubierta en 2003 por Azpelicueta, Casciotta y Almirón. Fue hallada sólo en el arroyo Tateto, afluente del río San Antonio, que a su vez desemboca en el río Iguazú. De acuerdo a los datos provistos por TNC, el área correspondiente a la subcuenca donde se halla el arroyo Tateto es de 301,2 km2. Pero es necesario discriminar la superficie efectivamente ocupada por los ambientes acuáticos. La longitud total de los cursos de agua existentes en esta subcuenca es de 173 km. La Figura 14 muestra esta información. El ancho de los arroyos es como máximo de 20 metros, y un promedio podría ser 15 m. Por lo tanto, la superficie real de ambientes acuáticos se puede estimar en unos 2,6 km2 (es decir, un 0,86% del área total de la subcuenca). Es mejor suponer que la especie usa todos los ambientes de esos arroyos, porque si discrimináramos pools de riffles, o hallásemos una limitación en altitud (las cabeceras del arroyo están a unos 500 m.s.n.m., y la desembocadura en el San Antonio a unos 200 m.s.n.m.), deberíamos reducir aun más el rango de la distribución. 54 Figura 14. Sitio del registro puntual de Bryconamericus pyahu, subcuenca correspondiente y cursos de agua de esa subcuenca. 2. Astyanax pynandi En el segundo caso se trata de una mojarra descubierta por Casciotta, Almirón, Bechara, Roux y Ruiz Díaz, también en 2003. La especie se circunscribe a ambientes del sistema de Iberá. En la Figura 15 se muestran los registros puntuales de la especie y las subcuencas de clase 2 involucradas. El área acumulada de estas subcuencas es de 5.790,6 km2. La situación es distinta a la del primer caso, ya que existen subcuencas contiguas a las anteriores que en el terreno están ampliamente conectadas. Si se calcula el área de todas las subcuencas conectadas, el resultado es de 17.653,9 km2. Si se usara como unidad la cuenca nº 24 del SNIH, el área es de 27.569,8 km2. Figura 15. Registros puntuales de Astyanax pynandi y subcuencas de clase 2 en los que se ubicaron sus registros. 3. Pimelodus brevis Debe tenerse en cuenta que, en el caso particular de las cuencas gigantes, como la del Plata, los límites aportados por las divisorias de aguas no parecen ser de tanta utilidad: una especie presente en el Paraná medio 55 no tiene barreras físicas que le impidan llegar al Paraguay, al alto Paraná (al menos hasta Yacyretá), o al delta del Paraná. Así resulta con la tercera especie considerada, el bagre Pimelodus brevis, descubierto por Marini, Nichols y La Monte en 1933 Este bagre ha aparecido esporádicamente en los cauces principales de los grandes ríos (Paraguay y Paraná) (Figura 16), lo que implica una distribución muy amplia, aun considerando las menores 2 unidades (subcuencas de clase 2). La superficie sumada de estas subcuencas de clase 2 es de 16.572,3 km . Pero la cantidad de cuencas de clase 2 que podrían añadirse por contigüidad a las primeras es muy elevada. Parece más práctico remitirse a las cuencas del SNIH, con lo que el área resultante es de 54.271,5 km2. Además, en este caso el porcentaje real de ambientes acuáticos es alto, cerca del 100% en época de grandes 2 crecientes. La especie supera ampliamente los 2.000 km , valor umbral máximo establecido para las especies consideradas “vulnerables”. Las limitaciones a la distribución de las especies que habitan en estos ambientes tienen más que ver con aspectos ecológicos, relacionados con su capacidad de dispersión y con sus requerimientos o tolerancias ambientales. Esto implica que es necesario entrar en consideraciones plenamente “ecológicas” para definir los límites. Figura 16. Registros puntuales de Pimelodus brevis. A la izquierda, subcuencas de clase 2 en las que caen esos registros. A la derecha, cuencas del SNIH en las que caen los registros. 56 7. Bibliografía Akçakaya, HR, S Ferson, MA Burgman, DA Keith, GM Mace y CR Todd. 2000. Making Consistent IUCN Classifications under Uncertainty. Conservation Biology, 14 (4): 1001–1013. Azpelicueta, M, JR Casciotta y AE Almirón. 2003. Bryconamericus pyahu (Characiformes, Characidae), a new species from the río Iguazú basin, in Argentina. Revue Suisse de Zoologie, 110 (3): 581-589 Bello, MT y CA Úbeda. 1998. 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