Propuesta metodológica para la catalogación de especies amenazadas en Canarias

7/22/2019 Propuesta metodolgica para la catalogacin de especies amenazadas en Canarias

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PROPUESTA METODOLGICA PARALA CATALOGACIN DE ESPECIESAMENAZADAS EN CANARIAS

JOS L. MARTN ESQUIVEL

Resumen

Este trabajo pretende actuar de gua para los procedimientos tcnicos de clasificacinde especies amenazadas. La metodologa se divide en tres fases: evaluacin del estatustaxonmico, evaluacin del estado de conservacin y proteccin de las especies ame-nazadas. El artculo analiza las posibles dudas que pueden surgir alrededor de cadafase y propone un mtodo de evaluacin basado en la investigacin relativa a los tama-

os y tendencias de las poblaciones o hbitats. El mtodo est basado en la informa-cin almacenada en la base de datos de biodiversidad del Gobierno de Canarias, en laque se representa la distribucin de cada especie en cuadrculas con unidades de 500m de lado. Finalmente, el trabajo estudia las dificultades que surgen cuando se compa-ran datos de pocas distintas, relativas al mtodo de muestreo y a las diferencias de es-cala. Tambin se toman en consideracin los problemas relacionados con las poblacio-nes no-residentes, hbridas y en va de colonizacin.

Abstract

This paper outlines a technical procedure for classifying threatened species. Theprocedure is divided into three phases: evaluation of the taxonomic status, evaluationof the conservation status and protection of the threatened species. The paper analysesthe uncertainties surrounding each of the phases and proposes an assessment methodbased on research into the size and tendency for change of populations or habitat, ascritical factors to be taken into consideration. The method is based on the information

stored in the Canary Island Government Biodiversity Database, in which speciesdistribution is represented according to 500 m side grids. Finally, the paper alsoanalyses the difficulties inherent in the proposed method as regards sampling and thedifference in scale when comparing data from different periods. It also analyses theproblems related to peripheral, non-resident, colonising and hybrid populations.

FERNNDEZ-PALACIOS, J.M. & MORICI, C. (EDS.) 2004. ECOLOGA INSULAR / ISLAND ECOLOGY.ASOCIACIN ESPAOLA DE ECOLOGA TERRESTRE (AEET)-CABILDO INSULAR DE LA PALMA. PP. 385-412


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Introduccin

Es sabido que las islas se caracterizan por albergar multitud de espe-cies endmicas y tambin por conformar ecosistemas muy frgiles dondepequeas perturbaciones pueden provocar la desaparicin de algunos deestos endemismos (Whittaker 1998). No es de extraar entonces que labiologa de la conservacin les preste una atencin especial (Simberloff1988) y que los riesgos derivados de la propia condicin de insularidad ha-

yan sido asimilados a veces a un factor de amenaza (WCMC 1992). Sinembargo ni todas las extinciones son provocadas por el hombre (May et al.1995) ni debe confundirse la predisposicin a la extincin por causas in-trnsecas de la especie con el riesgo de extincin debido a una amenazaantropognica. Esta ltima es la que ms preocupa desde el punto de vis-ta conservacionista al superar con mucho a la tasa de extincin naturalque caracteriza la evolucin de los ecosistemas (Ehrlich 1995).

Aunque los conocimientos asociados a las poblaciones en declive sonms interesantes para la conservacin de las especies amenazadas quelos provenientes de las poblaciones pequeas y estables, estos ltimoshan sido los ms estudiados (Caughley 1994) y los que ms han influidoen la elaboracin de las listas rojas. Esta base conceptual, la confusinentre amenazas antropognicas y poblaciones pequeas, y un afn glo-

balizador, han llevado a organizaciones conservacionistas como UICN(2001)a proponer umbrales de referencia para el riesgo de extincin queno distinguen entre procesos naturales y perturbaciones humanas (verrevisin en Mace 1995). La consecuencia es una sobrevaluacin de laamenaza que tergiversa la realidad: por ejemplo, casi la mitad de la va-riacin en los carnvoros y primates de las listas rojas de UICN se puedeexplicar por las propias caractersticas biolgicas de las especies (Purvis

et al. 2000).

Sobreevaluar la amenaza lleva a que las especies ms precarias que-den enmascaradas en medio de una lista de taxones demasiado larga (Ro-berts 1988), lo cual podra ser un serio inconveniente en una estrategia de

ti i t d ti i l d i P



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ra ser objeto de proteccin jurdica, mientras que las especies con pun-

tuacin alta en la variable segunda amenaza antropognica, no slonecesitan ser protegidas sino adems requieren medidas de gestin ten-dentes a eliminar la amenaza que les afecta y a recuperar sus poblacio-nes. Estas ltimas seran las especies a declarar formalmente como ame-nazadas, lo cual significa que, a diferencia de las especies meramenteprotegidas, debe promoverse en ellas una intervencin de gestin ms ac-tiva.

Los criterios de UICN nacieron con vocacin de evaluar las especiesbajo una perspectiva global y su aplicacin a nivel regional no est exentade dificultades, pese a que se han dado criterios especficos vlidos paralas especies no endmicas (Grdenfors et al. 2001). Sin embargo, el com-portamiento de los ecosistemas de islas ocenicas hace inviable conside-rar los mismos umbrales de amenaza que se aplican en regiones biogeo-

grficas extensas, un problema que se acrecienta cuando tratamos conarchipilagos donde abundan las especies raras (Molloy et. al., 2002). Anas, los umbrales son necesarios para aportar cierto grado de objetividad ala identificacin de especies amenazadas, pero posiblemente son insufi-cientes si no se acompaan de otros indicadores como la tendencia decambio o los anlisis de viabilidad. A continuacin exponemos una pro-puesta que pretende avanzar en esta lnea de trabajo.

Procedimiento lgico

La catalogacin de una especie como amenazada es una decisin confuerza normativa que culmina un proceso tcnico-administrativo. El obje-to de dicho proceso es evaluar el estatus taxonmico y de conservacin de

la especie (Mace 1995) para poder arbitrar las medidas legales pertinentes.Por tanto, el proceso lleva parejo un anlisis cientfico asociado a la verifi-cacin taxonmica que permitir conocer la singularidad del taxn, unaevaluacin tcnica que permitir detectar la amenaza y sus consecuen-cias, y una decisin poltica que brindar la necesaria cobertura legal y

l ti d i i (Fi 1)

PROPUESTA METODOLGICA PARA LA CATALOGACIN DE ESPECIES AMENAZADAS


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cies y las relaciones entre ellas. La consecuencia de este nuevo plantea-

miento fue el establecimiento de agrupaciones basadas en criterios pura-mente morfolgicos: las diferencias mayores permitan reconocer espe-cies distintas y las diferencias menores servan para reconocersubespecies. La proliferacin de subespecies fue particularmente notoriaa partir de 1900, cuando los museos de todo el mundo ya disponan de im-portantes colecciones biolgicas donde podan observarse mejor las prin-cipales pautas de variabilidad geogrfica (Mallet 2001). Su uso se prodig

tanto que algunos conservadores de museos llegaron a publicar en unmismo artculo cientfico descripciones de subespecies por centenares(Collar 2001).

Figura 1Procedimiento lgico para la catalogacin de especies amenazadas

Ernst Mayr populariz a mediados del siglo pasado (1940,1963) el con-

cepto biolgico de especie que utiliza las barreras al entrecruzamientocomo criterio para diferenciar especies. Aunque en la actualidad hay pre-ferencia por esta definicin, algunos autores optan por otras distintas,como el concepto de reconocimiento (Paterson 1985), el concepto filo-gentico (Cracraft 1989), el concepto de cohesin (Templeton 1998) o el

t f ti (S k l & C ll 1970) t t T l di id d d


Verificar

estatustaxonmicoo poblacional

Evaluar

especieo poblacin

Catalogarsi procede

mbitocientfico mbito

tcnico mbitopoltico


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Amadon (1949) segn la cual una nueva subespecie slo es admitida si es

posible diferenciar el 75% de los ejemplares de una poblacin del 99% dela otra. El problema es tal que algunos autores han llegado a recomendara los taxnomos que huyan de la descripcin de subespecies (Wilson &Brown 1953), o que al menos stas no sean tenidas en cuenta a la hora defijar prioridades de conservacin (Craig 2002), y organizaciones conserva-cionistas como BirdLife abandonaron hace aos las subespecies de susprogramas de libros rojos (Collar 2001). Por otro lado, Al ser las subespe-

cies entidades menos estables que las especies y a veces ambiguas (versentencia del Tribunal Supremo 1996), no suelen ser bien recibidas desdeun punto de vista jurdico (Geist 1992).

Dos problemas ms enturbian la validez de los diagnsticos taxonmi-cos: las especies geopolticas que se mantienen por criterios ajenos a ra-zones cientficas (Karl & Bowen, 1998) por ejemplo cuando las subespe-

cies se elevan artificialmente a especie por el mero hecho de que lalegislacin enfatiza la importancia de estas ltimas sobre aqullas (Mallet2001) y el efecto de la antropovarianza que sobredimensiona las dife-rencias entre subpoblaciones marginales al desaparecer, debido a la ac-cin humana, subpoblaciones intermedias (Williams 2000).

Tabla 1Subespecies de aves descritas (como variedades, razas o formas) en el siglo XIX.

El asterisco indica las que han sido confirmadas por estudios recientesy la negrita las que han sido cuestionadas

Sylvia melanocephala leucogastra 1810Calandrella rufescens rufescens 1820

Parus caeruleus teneriffae 1831Fringilla coeleb tintillon* 1842Fringilla teydea teydea* 1842Sylvia conspicillata orbitalis 1854Regulus regulus teneriffae* 1883Phylloscopus canariensis canariensis* 1886



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Para solventar los problemas de la incertidumbre taxonmica a nivel

infraespecfico Ryder (1986) propuso el concepto de Unidades evolutivassignificativas (ESU), redefinido posteriormente por Waples (1995) comopoblaciones aisladas reproductivamente que representan un componenteevolutivo del legado de una especie, y adoptado como tal por algunas le-gislaciones nacionales (Federal Register 1996, Musick 1999). Otros autoreshan resaltado la conveniencia de que ese componente evolutivo fuera tansingular que no se repitiera en otras poblaciones, por lo que debiera po-

derse identificar a nivel molecular (Moritz 1994, Avise 1989, Avise & Ball1990). Taberlet (1996) y Moritz (1995) sealaron ms concretamente la im-portancia de los marcadores moleculares de ADN mitocondrial para de-tectar divergencias entre poblaciones monofilticas, aunque ello puederesultar inadecuado en algunos casos (Cronin 1993). Por ltimo, Crandallet al. (2000) criticaron este mtodo por considerar que la identificacin deESUs no es posible cuando hay un elevado flujo gentico entre poblacio-

nes, aunque esto, lejos de un inconveniente puede ser una ventaja si loque se busca son poblaciones potencialmente equiparables a subespecies,aloptricas.

La evaluacin del estatus de amenaza de la especie tambin est a me-nudo condicionada por incertidumbres, esencialmente dos: la debida a loserrores de muestreo y la debida a las fluctuaciones poblacionales natura-

les (Akakaya et al. 2000). La primera viene provocada por los distintosmtodos empleados en los censos que, ni son siempre comparables, nison siempre los adecuados (Hurlbert 1984, Murphy 1990). La incertidum-bre provocada por las fluctuaciones poblacionales puede llevar a una fal-sa apariencia de regresin, cuando en realidad es la propia dinmica na-tural de la especie la que hace fluctuar sus poblaciones de formaperidica sin que medie perturbacin artificial (Gaston & Ardle 1994, Gas-

ton et al. 1999).

Finalmente, la catalogacin tambin puede resultar inadecuada si haydemasiada incertidumbre semntica, como cuando se carece de una ideacomn acerca del significado de en peligro, vulnerable, etc. (Akakayat l 2000) U d l d i tid b l l i d



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constat que slo el 20% de las especies de plantas podran considerarse

como no raras.

El riesgo asociado a las especies raras proviene de la posibilidad de queun evento estocstico afecte a sus exiguas poblaciones y acabe con todossus individuos (Lande 1993). Las especies raras no amenazadas se caracte-rizan porque sus poblaciones estn estabilizadas, mientras que en las es-pecies raras a consecuencia de una amenaza es caracterstico el declive

de sus poblaciones (Fig. 2).

La incertidumbre semntica tambin se ha apoderado muchas vecesdel concepto de listas rojas de especies, tal y como lo concibe UICN(IUCN 1996), cuyo objeto no es otro que llamar la atencin sobre el estatusde un taxn para forzar una proteccin preventiva y una investigacin defuturo (Mace & Hudson 1999), y no el provocar automticamente su cata-

logacin jurdica. Algunas legislaciones han tipificado el concepto de es-pecie candidata con un rgimen transitorio de proteccin, para dar tiem-po a que se realicen los estudios que determinen el destino jurdico msadecuado (Federal Register 1996).

Figura 2

Evolucin temporal del tamao poblacional en especies en expansin,estables y en declive. Estas ltimas son las realmente amenazadas,

mientras que las poblaciones estables con bajas densidades de poblacino reparticin muy limitada seran las especies no amenazadas pero

susceptibles de extincin debido a su rareza


Poblacionesen expansin

Poblacionesen expansina

poblacin

Poblacionesestables


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Marco Jurdico

El primer catlogo de especies amenazadas de Espaa se crecon elReal Decreto 439/1990, que desarrollla Ley nacional 4/1989, de conserva-cin de los espacios naturales protegidos y de la flora y fauna silvestre.Por su parte, la comunidad canaria aproben 2001 su propio catlogo re-gional, siguiendo los principios del nacional en cuanto a las categorasaplicables (Figura 3). Sin embargo, la ambigedad en las definiciones de

las distintas categoras de amenaza y el pronunciamiento de la Sala de loPenal del Tribunal Supremo n.829/1999, de 19 de mayo, aconsejan modi-ficar todos los catlogos para que se separen las especies amenazadas deaquellas otras protegidas por motivos ajenos a su estado de conservacin.Esto ha estimulado una reflexin conceptual sobre cada categora y laconveniencia de definir criterios de catalogacin ms objetivos que losque haba hasta el momento. En la lnea de mantener las categoras exis-

tentes proponemos, no obstante, que se aada una categora nueva y queel antiguo catlogo se divida en dos: uno de especies amenazadas y otrode especies de inters especial (Figura 3).

Figura 3Relacin entre el actual catlogo de especies amenazadas

y el nuevo sistema propuesto

Catalogacin actual Nueva catalogacin propuesta

JOSL. MARTN ESQUIVEL

CATLOGO DEESPECIES

CATLOGO DEESPECIESAMENAZADAS

EN PELIGRO

SENSIBLE A LA ALTERACINDE SU HBITAT

VULNERABLE

PRESUNTAMENTE EXTIN-GUIDA

EN PELIGRO

SENSIBLE A LA ALTERACINDE SU HBITAT

VULNERABLE


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Marco conceptual

La evaluacin puede hacerse sobre cualquier nivel taxonmico o sobrepoblaciones naturales, definidas stas bajo una ptica evolutiva comoaquel grupo o conjunto de individuos silvestres de un mismo taxn queocupa un rea geogrfica determinada, con poco o ningn intercambiogentico o demogrfico con otras reas vecinas (UICN 2001, Cams 2002).

Cuando un grupo de individuos en un rea geogrfica concreta poseediferencias morfolgicas, conductuales o genticas caractersticas, perfec-tamente reconocibles en todos o la mayora de sus miembros y que noaparecen en otros grupos, es factible concluir que estevolucionando deforma aislada y puede considerarse como una verdadera poblacin natu-ral segn la definicin dada. Pero dicha consideracin tambin podra re-caer en grupos aislados que no presenten caractersticas morfolgicas di-

ferenciadoras (Ehrlich & Raven 1969) y sdiferencias genticas, por lo queno resulta excesivamente aventurado considerar por defecto, y mientrasno se demuestre otra cosa, que todos los individuos de una misma islaconforman una poblacin (Mayr 1942).

Como referente de la evaluacin se pueden utilizar indicadores estn-dar del estado de cada elemento a evaluar, como nmero de ejemplares

maduros, distribucin de la especie, etc. Hay dos conceptos que deben sermatizados a fin de evitar incertidumbres en la medicin, estos son lasreas de ocupacin y de presencia, y la fragmentacin.

Concepto de rea de ocupacin/presencia

El rea de ocupacin y el rea de presencia son sendos ndices de dis-tribucin. El primero es el resultado de sumar la superficie de todas lascuadrculas donde aparece una especie, y el segundo es el resultado desumar la superficie ocupada por el polgono de lados convexos obtenido alunir los puntos extremos de las cuadrculas de una misma localidad(UICN 2001) E b l if lt t t di i d



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reas mayores que las menos vgiles (Johnson 2001). ste es un concepto

til para identificar localidades a partir de la informacin que los autoressuelen aportar en la bibliografa, pues la presencia de ejemplares en dospuntos separados podratribuirse a una misma localidad o a localidadesdiferentes en funcin de las caractersticas de la especie. En el caso de lasislas Canarias podemos agrupar las especies nativas en cuatro categoras:1) no endmicas, 2) endmicas de varias islas, 3) endmicas de una solaisla pero sin llegar a ser un endemismo puntual, y 4) endmicas a nivel

puntual, que segn Cowling (2001) seran aquellas cuyo rea de ocupa-cin es inferior a 5 km2.

El trmino localidadpuede ser un buen indicador de cmo vara lafragmentacin, si se utiliza adecuadamente. Lamentablemente es tam-bin un concepto ambiguo que admite distintas interpretaciones, y lo quepara unos autores es una localidad para otros pueden ser varias. Cual-

quier criterio para delimitar localidades debe tener en cuenta la distanciade separacin y el tipo de especie. Por ejemplo, dada una nube de puntospodemos considerar que la distancia mxima admitida entre puntos parauna especie nativa no endmica sea 20 km, para una especie endmica devarias islas sea de 10 km, para una especie endmica de una sola isla seade 5 km, y para un endemismo puntual sea de 2,5 km. Este es un mtodosimilar al propuesto para separar poblaciones de brifitos por Hallingbck

et al. (1998). Cuando los puntos son celdas y la fuente de datos son las ci-tas registradas segn el mtodo adoptado por el Banco de Batos de Biodi-versidad (Martn et al. 2002), el clculo se hara de igual forma (Fig. 4).

El dato importante de este indicador no es el nmero de localidadescalculado sino su evolucin en el tiempo: un aumento de la cantidad delocalidades estara asociado a un incremento en la fragmentacin. Para

que el resultado se centre slo en la fragmentacin inducida (artificial) yno en la fragmentacin natural derivada de la condicin archipielgica,habra que dividir el nmero total de localidades por el nmero de islasdonde habita la especie.



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Tendencias, umbrales y viabilidad

Normalmente se barajan tres criterios para identificar especies ame-

nazadas: la tendencia de cambio de la situacin de la especie, la aplica-cin de umbrales crticos independientes de la tendencia observada y laviabilidad poblacional calculada a partir de las caractersticas de la espe-cie.

El l t i t d d t i fi i i d ti i


Figura 4

En una malla de cuadrculas de 500 m de lado, donde una especie se ha citado enlos crculos, si fuera un endemismo local habran 4 localidades (gris), si fuera un

endemismo insular habran dos localidades (lnea delgada), y si fuera unendemismo pluriinsular todas las citas

corresponderan a una misma localidad (lnea gruesa)


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tos de ejemplares, o el caso de la hubara de Lanzarote y Fuerteventura

(Chlamydotis undulata) que, incluso poseyendo una densidad superior a lade cualquier otro lugar del mundo, es improbable que pueda alcanzar los1.000 ejemplares.

Hay un fenmeno que desaconseja aplicar los umbrales de zonas con-tinentales en territorios archipelgicos: la proliferacin de especies rarasen estos ltimos. Por ejemplo, segn los conocimientos actuales de la bio-

ta canaria, slo en la isla de Tenerife hay ms de 53 taxones de la faunaendmica de esta isla ocupando una extensin de menos de 1 km2, 99 ta-xones tienen rangos inferiores a 2 km2, 390 estn en reas de menos de 20km2 y 805 viven en menos de 2.000 km2. Si tenemos en cuenta que en todoel archipilago hay 2.075 endemismos insulares ocupando siempre unasuperficie menor de 2.000 km2, y que la totalidad de las 3.572 especies y579 subespecie endmicas de Canarias se conocen en tan solo 6.686,25

km2, resulta que si aplicsemos directamente los umbrales de UICN la lis-ta de taxones amenazados sera inmensa. La causa de semejante prolife-racin de especies raras hay que buscarla en la reducida superficie de lasislas y en la fragmentacin de los hbitats, que provoca un desplazamien-to hacia la izquierda en su valor modal (Hanski y Ovaskainen 2002) de laclsica curva simtrica en forma de campana de la distribucin normallogartmica especies-abundancia (Sugihara 1980) (Fig. 5).


Figura 5Relacin especies-abundancia en distintas situaciones

de fragmentacin natural o inducida

1.000 exx exx.

s(aritmtica)


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La mejor manera de demostrar que una distribucin restringida o un

tamao poblacional pequeo son antropognicos es averiguar su tenden-cia de cambio en los ltimos aos: si es regresiva posiblemente haya ame-naza efectiva, mientras que si es estable o positiva probablemente no estactuando ninguna amenaza. Lo mismo es aplicable a la fragmentacin,slo que en este caso lo grave sera su incremento.

La tercera va para detectar amenazas reales son los anlisis de viabilidad,

especialmente cuando se basan en previsiones de cambio elaboradas a partirde la estructura de la poblacin (tablas de vida y curvas de supervivencia).Deben definirse siempre para un tiempo de referencia en la proyeccin deprobabilidades, que para UICN (2001) es de 100 aos o cinco generaciones.

Criterios y valores de referencia

En el proceso de evaluacin previo a la catalogacin, las especies sepueden clasificar en varios niveles que van, desde aqul donde no hayninguna amenaza constatable aunque scierto riesgo (nivel 1) al de las es-pecies donde la amenaza sufrida ha sido tan intensa que se da presunta-mente por desaparecidas (nivel 5). La asignacin a alguno de los demsniveles depende de la amenaza o del riesgo presente, evaluados en fun-

cin de los cinco criterios de la tabla 2 que a grandes rasgos coinciden conlos establecidos por UICN (2001). Los niveles 2, 3 y 4 denotan amenaza eimplican una regresin en el tamao de la poblacin o en la distribucingeogrfica (disminucin del rea de ocupacin y/o aumento de la frag-mentacin), mientras que el nivel 1 se basa simplemente valores crticosdel tamao de la poblacin, de la superficie de ocupacin o de la fragmen-tacin, y no exige que haya regresin.

Los umbrales aplicados a cada uno de estos criterios (ver Anexo) son, enlneas generales, resultado de reducir en un orden de magnitud los estable-cidos por UICN (2001) para las reas de ocupacin y presencia, y para los ta-maos poblacionales. Tal ajuste encuentra justificacin por un lado en la

id d d d t l b l l lid d hi l i t



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Ritmodereduccindelapo-

blacinod

elhbitat

Distribucingeogrficasegn

readeocu

pacinenceldas

Tamaode

poblacin

pequeoy

declive

Probabilida

ddedesaparicin

Poblaciny

/orea

deocupacinmuypequeos,

y/ofragme

ntacinelevada

Tabla 2

Correspondencia entre los niveles de evaluacin y los criterios a teneren cuenta para evaluar el estado de conservacin de las especies.

Ssignifica que este criterio justificara por ssolo el nivelcorrespondiente. Nosignifica que este criterio no se aplica nunca.

?significa que este criterio podra darse, pero por sslo no justificael nivel correspondiente

A B C D E

CRITERIOS DEEVALUACIN(basados en UICN, 2001)

NIVELES DEEVALUACIN

Hay una presuncin suficiente de quese ha extinguido en la naturaleza, bien

5por indicios que afectan al taxn o a su No No No No No?

hbitat, o bien por constatacin directa

Cuando corren riesgo inminente deextincin si los factores causales de

4la presente situacin de amenaza en S ? S S ?

sus poblaciones siguen actuando

Cuando corren riesgo de extincinporque su hbitat caracterstico est

3 particularmente amenazado y se en- S S ? ? ?cuentra en grave regresin y fraccio-nado, o ha quedado muy limitado

Cuando hay riesgo de que pasen a cual-quiera de los dos niveles anteriores

2 en un futuro inmediato si los factores S S S S ?



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Perspectiva temporal

La tendencia de cambio puede medirse hacia atrs con relacin a losltimos aos, las ltimas dcadas o los ltimos siglos, y segn cul sea laperspectiva temporal considerada se obtendrn distintos resultados. Enefecto, hay especies que tras un declive durante los primeros siglos del pe-rodo histrico, entraron despus en otra etapa de estabilidad, o incluso derecuperacin. Delimitar el espacio temporal en el cual movernos hacia elpasado como referencia comparativa tiene que ver con las posibilidadesreales de recuperacin que sea razonable plantear para el taxn. Porejemplo, hace dos mil aos el archipilago era un vergel de naturalezadonde las especies vivan bastante ajenas a la intromisin humana, hacecinco siglos 25.000 aborgenes ocupaban todas las islas (Garca 1988), y acomienzos del presente siglo la poblacin humana era ya de ms de unmilln seiscientas mil personas residentes y catorce millones de turistasanuales (Martn & Fernndez-Palacios 2001).

El modelo actual de desarrollo del archipilago ha entrado en una di-nmica que favorece la aparicin de especies amenazadas, por lo que noes el ms adecuado desde el punto de vista conservacionista, pero hacesolo unas pocas dcadas, cuando la poblacin rural dominaba sobre la ur-

bana (Fig. 6), la sociedad mantena unas pautas de sostenibilidad que se-guramente eran ms favorables a la preservacin de las especies. A partirde esta idea podemos considerar que el estado de la naturaleza en esemomento, hace treinta aos, constituye el escenario realista al cual sepuede tender. De modo que el objetivo de conservacin sera llevar las po-blaciones depauperadas hacia el estado que previsiblemente tendran porentonces. Este perodo deberser entonces el referente temporal para

evaluar las tendencias de cambio.



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Figura 6

Crecimiento demogrfico en el perodo histrico en Canariasy proporciones relativas de los distintos sectores de poblacin humana

a travs del tiempo (segn Martn & Fernndez-Palacios 2001)

Representacin grfica

La representacin grfica de la evolucin en el tiempo del tamao po-bl i l d l d i d l di d f t i it i


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

Poblacin rural

AOS

MILESDEHABITANT

ES

1585

1688

1725

1769

1787

1802

1857

1877

1887

1897

1900

1910

1920

1930

1940

1950

1960

1970

1980

1990

Poblacin intermedia

Poblacin urbana1930 1940 1950 1960 1970 1981


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Figura 7

Representacin grfica de la tendencia de las poblaciones de cuervos de Canariassegn los datos de fragmentacin y superficies de ocupacin registradas

por dcadas en el Banco de Datos de Biodiversidad.

0

0,51

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

5

Fragmentacin

0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

Rangodeocupacin

Fragmentacin 1,42 1 1,14

Ocupacin 2.740,5 1.807,25 1.340,75

1970-1979 1980-1989 1990-1999

Figura 8Combinaciones posibles de la representacin grfica de la figura 7.

Los recuadros oscuros se corresponden con situaciones que denotan una regre-

sin, que es menor en los recuadros ms claros

negra)

aja

BajaEstableSube

Fragmentacin (flecha gris)


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rea de ocupacin, y un incremento en la fragmentacin. La representa-

cin opuesta sera la de una especie en expansin y, por tanto, no amena-zada. La grfica donde todas las flechas se muestran ms o menos hori-zontales se correspondera con una poblacin estable que tampocoestara amenazada. Finalmente, la grfica donde alguna de las dos flechases horizontal mientras que la tercera decrece si se refiere al tamao depoblacin o a la superficie de ocupacin, o crece si se refiere a la fragmen-tacin, evidenciara una regresin menor.

El resultado de la evaluacin

Del proceso de evaluacin puede resultar que la especie se encuentreen uno solo de los seis niveles posibles o en varios. Por ejemplo si slo es

aplicable el criterio A puede resultar que la especie se encuentre en los ni-veles 2, 3 y 4 simultneamente, si es nicamente el B sern los niveles 2 y3, si es solamente el C o el D sern los niveles 2 y 4, y cuando slo es apli-cable el E el nico nivel vlido serel 1. Si no se puede aplicar ninguno deestos criterios entonces el nivel resultante podrser el 0 el 5 (Tabla 2).

Adems puede ocurrir que la situacin de una especie cumpla con msde uno de los criterios, por lo que el espectro de posibilidades es todavamayor. Esto, lejos de ser un inconveniente es una ventaja, ya que ampla elmargen de decisin posible en la catalogacin (Tabla 3), dando cabida adiferentes actitudes de conservacin en funcin de la mayor o menor dis-posicin a asumir riesgos o a aglutinar opiniones discrepantes (Akakayaet al. 2000).

Hay dos posibles catlogos donde incluir una especie, uno de taxonespropiamente en regresin, y por tanto amenazados en sentido estricto deltrmino, y otro de taxones que no estn en regresin pero sse encuen-tran en riesgo elevado (Fig. 3). El primero incluira a las especies evaluadasen los niveles 2, 3, 4 5, y el segundo a las evaluadas en el nivel 1.



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Tabla 3

Correspondencia entre los niveles de evaluacin y las categorasde catalogacin de las especies o poblaciones, segn anteproyecto

de Ley canaria de biodiversidad de 2004

Evaluacin Catalogacin

Nivel 5 Presuntamente extinguida

Nivel 4 En peligro de extincin Catlogo deespecies

Nivel 3 Sensible a la alteracin de su hbitat amenazadas

Nivel 2 VulnerableCATALOGADA

Nivel 1 Inters especial por razones cientficas, Catlogo de

ecolgicas o por su singularidad especies deIntersNivel 0 Inters especial por razn de tipo cultural Especial

NO CATALOGADA

Problemas de aplicacin

No todas las especies presentes en Canarias deben ser objeto de unaevaluacin del riesgo de extincin con vistas a su posible catalogacincomo amenazadas, por ejemplo, no tiene sentido evaluar las especies ex-ticas con fines conservacionistas ni las especies no residentes que al nocriar en Canarias no tienen poblaciones naturales que puedan ser objeto

de planes de recuperacin o conservacin. Las principales candidatas aevaluacin sern las especies nativas sobre todo las que son endmi-cas, que no constituyan una poblacin perifrica. A continuacin se de-tallan algunos de los problemas asociados a esta evaluacin.



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muestreo la hiptesis de regresin slo puede ser aceptada si se da la cir-

cunstancia de que el muestro ms intenso se hizo en las fechas ms re-cientes.

Cambio de escala

La informacin proveniente del Banco de Datos se almacena en dife-

rentes escalas, dependiendo del grado de concrecin del autor y de unaextrapolacin realizada en el proceso de registro de datos. La mayor con-crecin se traduce en una representacin en cuadrculas de 500 m de ladoprovenientes de una referencia en coordenadas geogrficas o de un top-nimo local cuya localizacin no deja duda. En este caso se dice que la cer-tidumbre es mxima (valor 1), mientras que en los casos de menor con-crecin los datos se almacenan en cuadrculas de 5 km de lado y la

certidumbre es menor (valores 3 y 4). Por ejemplo, si la fuente de informa-cin es un anlisis realizado en origen sobre cuadrculas de 5 km de lado,los datos se almacenarn en cuadrculas de similar resolucin pero connivel de certidumbre 2, mientras que si la fuente de informacin es unanlisis realizado sobre cuadrculas de 100 km de lado, se almacenarntambin en cuadrculas de 5 km pero con un nivel de certidumbre 3. Enlos estudios comparativos es recomendable considerar nicamente los ni-

veles 1 y 2 de certidumbre para los anlisis en el medio terrestre, y los ni-veles 1, 2 y 3 para los anlisis en el medio marino, porque su fiabilidad ylas particularidades de ambos entornos se ajusta bien a los objetivosplanteados.

Las comparaciones entre dcadas slo pueden realizarse con datos deun mismo nivel de concrecin pues en caso contrario las conclusiones

pueden mostrar una falsa imagen de la realidad (Fig. 9). Esto ocurre por-que la cantidad de informacin contenida en un mapa a escala de mayordetalle (grano fino) es mayor que la de un mapa de menor detalle (granogrueso), lo cual permite elaborar mapas a escala poco precisa a partirotros ms detallados, pero no al revs. Sin embargo, existen algoritmos

t ti d i d d h i l i f



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Poblaciones perifricas

Las especies no se distribuyen por igual en todo su rea de reparticin,y con frecuencia adoptan una estructura en metapoblacin con migracio-nes entre subpoblaciones, de tal forma que en algunas de ellas la canti-dad de individuos que nacen es mayor que los que mueren (fuente) y enotras ocurre lo contrario (sumidero), por lo que se mantienen a base de in-migrantes (Pulliam 1988). Generalmente, las poblaciones en los bordes del

rea de reparticin de la especie suelen ser del tipo sumidero, pudiendoen ocasiones extinguirse temporalmente para luego recuperarse de formaparcial con la llegada de nuevos inmigrantes (Lawton 1993). Se trata depoblaciones perifricas cuya inestabilidad demogrfica es intrnseca porlo que no tendra sentido catalogarlas como amenazadas, pues obligara auna gestin sin probabilidades de xito (Harrison 1991 Peterson 2001)


Figura 9

Una misma situacin, representada por la presencia de una especieen dos puntos concretos (crculos) puede llevar a distintas conclusiones

si se comparan escalas de anlisis distinta. En este caso la mezcla de escalasda la falsa imagen de que la especie sufre una fuerte regresin, cuando

en realidad estestabilizada

Censo de 1980

cuadrculas de 5 km

2.500 x 2 = 5.000 Has.

Censo de 1985

cuadrculas de 1.000 m

100 x 2 = 200

Censo de 1990

cuadrculas de 500 m

25 x 2 = 50 Has.

5km


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(Grdenfors et al. 2001). De esta forma tambin se excluiran de la evalua-

cin las especies divagantes y las especies visitantes de presencia irregu-lar.

Hbridos

Los hbridos son con frecuencia producto de una deficiente taxonoma,

aunque en ocasiones diferentes especies bien caracterizadas taxonmica-mente pueden mantener zonas hbridas en las zonas de contacto cuyaexistencia no queda desacreditada segn el concepto biolgico de especie(OBrien & Mayr 1991). No ocurre lo mismo con las subespecies que pordefinicin son reproductivamente compatibles y aunque por lo general sedistribuyen de forma aloptrica una eventual hibridacin podra desinte-grar la organizacin gentica de sus poblaciones (OBrien & Mayr 1991).

El rgimen de proteccin aplicable a un hbrido cuando uno de sus an-cestros es una especie amenazada ha sido objeto de grandes controver-sias. Entre los defensores de los genes como unidades bsicas de conser-vacin (Bowen 1999), los hbridos deben ser protegidos si tienen entre susparentales un taxn amenazado (Allendorf et al. 2001). Por su parte, losdefensores de unidades taxonmicas o ESUs como objeto de conserva-

cin, tienden a dar a los hbridos un valor de conservacin menor, sobretodo cuando son hbridos antropognicos (Allendorf et al. 2001), y la hibri-dacin es mirada como una forma de extincin (Rhymer & Simberloff1996).

Taxones inditos y taxones inciertos

Las especies o subespecies que no han sido formalmente descritas nopueden ser objeto de evaluacin o catalogacin dado que la falta de diag-nosis taxonmica impide reconocerlas. Se trata de evitar caer tanto enuna posible indefensin jurdica de los intereses afectados por la protec-i i d fi i i ti l f t d d t did



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casos en que la catalogacin entraa medidas de gestin, elaboracin de

planes e inversiones, esta alternativa no es aconsejable por el riesgo queentraa de promover costosas inversiones sobre posibles taxones falsos.

Catalogacin dinmica

La exploracin sigue siendo la principal fuente de datos biolgicos, por lo

que no sorprende que especies raras en origen luego se conviertan en co-munes al mejorar los muestreos o investigarse otros hbitats. Por otro lado,las revisiones taxonmicas y los nuevos descubrimientos provocan a menu-do cambios en los nombres, y no solo vara la asignacin a taxones comple-tos sino a veces se dan sinonimias proparteque solo afectan a determina-das poblaciones dentro de un taxn. Esto, junto al hecho de que tambinhay especies que tras una prolongada gestin consiguen recuperarse (Dore-

mus & Pagel 2001), es por smismo motivo mas que suficiente para que loscatlogos deban actualizarse de forma casi continua. Por ejemplo, la listaUICN de aves en extincin de 1988 inclua 1.030 especies, y la lista de 1994solo unas pocas ms, 1.111. Pero este incremento no se debia que se hu-bieran aadido 81 especies, pues en realidad entre ambas listas solo haban816 comunes, sino al dinamismo antes aludido, y a un refinamiento con-ceptual en las categoras a fin de disminuir la incertidumbre semntica de

algunas de ellas; de la primera lista desaparecieron 214 especies y en la se-gunda aparecieron 295 especies nuevas (Collar 2001).

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JOSL.MARTNESQUIVEL

Anexo

Umbrales de los criterios de referencia para evaluar la amenaza

Tipo VI-III Tipo II

A

B

C

D

E

Ritmo de reduccin dela poblacion/hbitat.

Regresin en el rea deocupacin.

rea de presencia(se mide solo de formacomplementaria alrea de ocupacin)

Tamao poblacionalpequeo y declive.

Probabilidad de extin-cin.

Poblacin, rea de ocu-pacin y fragmentacinmuy pequeos.

>70% en los ltimos 10 aos o a lo largo detres generaciones.

< 50 km2 y al menos uno de:a) ndice de fragmentacin de tendencia

creciente o estable, y de 4 o ms,b) tiende a bajar/fluctuaciones extremas.

< 250 exx maduros y declive continuo aotras ao de al menos 20% durante 5 aosseguidos o dos generaciones.

20% en 20 aos o en cinco generaciones.10% en 100 aos.

>50% en los ltimos 10 aos o a lo largo detres generaciones.

< 200 km2 y al menos uno de:a) ndice de fragmentacin de tendencia

creciente o estable, y de 3 o ms,b) tiende a bajar/fluctuaciones extremas.

< 1.000 exx maduros y declive continuo aotras ao de al menos 10% durante 10 aosseguidos o tres generaciones.

10% en 100 aos.

Tipo I

Inferior a 1.000 exx maduros. rea de ocupacin menor de 2,5 km2 si es endemismo local, 5 km2 si es endemismo in-

sular, 25 km2 si es endemismo pluriinsular y 50 km2 si es nativo no endmico. Indice de fragmentacin de 3 o mas.

Propuesta metodológica para la catalogación de especies amenazadas en Canarias

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