Antecedentes y propuestas metodológicas para evaluar el estado de conservación de la ictiofauna de la Cuenca del Plata

Transcripción

1 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

2 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 Problemas relacionados con la identificación del taxón Certeza en la identificación de las especies Evaluación del taxón en su nivel adecuado Dificultades derivadas de la escasez de información compilada Dificultades en la aplicación de los criterios sobre especies r-estrategas en general Dificultades para estimar la distribución geográfica en organismos dulceacuícolas Problemas asociados al método de estimación de la distribución utilizado (EOO, AOO) Problemas asociados a la escala seleccionada para el análisis Dificultades por la naturaleza incierta de los datos (en tiempo y en espacio) No inclusión de variables biológicas (salvo las relacionadas con el tamaño poblacional) 4.2. Caracterización de la situación nacional La cuenca Los ambientes La ictiofauna Riqueza de especies Especies endémicas Información disponible Datos poblacionales Datos distribucionales 5 Propuesta para el trabajo en el taller 5.1. Recomendaciones Aplicar exhaustivamente la metodología y los criterios de UICN Utilizar toda la información disponible Jerarquizar las especies Trabajar en etapas sucesivas Estudiar alternativas para la estimación del rango de distribución de las especies Limitaciones y propuestas preliminares para resolverlas Particularidades de la cuenca 2

3 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

4 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,

5 1.2. Proceso de evaluación de UICN A continuación, traducción del texto disponible en el sitio Web 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 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. 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

6 o 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. 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 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. 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 o Evaluaciones evaluadas aceptadas aparecerán en una futura actualización de la Lista Roja de la UICN. 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

7 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 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

8 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

9 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

10 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 (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

11 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 km 2, km 2 y km 2. Todas estas áreas, 11

12 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

13 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

14 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

15 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

16 Tabla 2. Comparación de las categorías de conservación de varias organizaciones. Tomado de Musick, 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): la tasa intrínseca de aumento, r, (expresado como un porcentaje instantáneo o anual) el coeficiente de crecimiento de Von Bertalanffy, k fecundidad, (Fec) 1 DPS = distinct population segment = segmento distinto (= único, distinguible) de población 16

17 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

18 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

19 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. En la página 5 de su libro, comentan: 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. 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 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 ( 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

20 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