Antecedentes y propuestas metodológicas para evaluar el estado

Proyecto
Conservación de peces de agua dulce de la Cuenca del Plata
Antecedentes y propuestas metodológicas para evaluar el
estado de conservación de la ictiofauna de la Cuenca del Plata
Jorge Liotta - Julieta Peteán
Segunda versión
27 de junio de 2010
Fundación Humedales
1
Tabla de contenidos
1. La metodología de UICN
1.1. Resumen de Categorías y criterios de UICN
1.2. Proceso de evaluación de UICN
2 Trabajos relevantes y experiencias en otras regiones
2.1. Descripción de trabajos significativos y elementos críticos a la metodología de UICN
3 Antecedentes de conservación de peces en Argentina
3.1. Trabajos mencionados
3.2. Descripción de métodos utilizados
4 Situación actual
4.1. Problemáticas halladas
4.1.1.
Problemas relacionados con la identificación del “taxón”
4.1.1.1. Certeza en la identificación de las especies
4.1.1.2. Evaluación del taxón en su nivel adecuado
4.1.2. Dificultades derivadas de la escasez de información compilada
4.1.3. Dificultades en la aplicación de los criterios sobre especies “r-estrategas” en general
4.1.4. Dificultades para estimar la distribución geográfica en organismos dulceacuícolas
4.1.4.1. Problemas asociados al método de estimación de la distribución utilizado (EOO, AOO)
4.1.4.2. Problemas asociados a la escala seleccionada para el análisis
4.1.5. Dificultades por la naturaleza incierta de los datos (en tiempo y en espacio)
4.1.6. No inclusión de variables biológicas (salvo las relacionadas con el tamaño poblacional)
4.2. Caracterización de la situación nacional
4.2.1. La cuenca
4.2.1.1. Los ambientes
4.2.2. La ictiofauna
4.2.2.1. Riqueza de especies
4.2.2.1.1.
Especies endémicas
4.2.2.2. Información disponible
4.2.2.2.1.
Datos poblacionales
4.2.2.2.2.
Datos distribucionales
5 Propuesta para el trabajo en el taller
5.1. Recomendaciones
5.1.1. Aplicar exhaustivamente la metodología y los criterios de UICN
5.1.2.
5.1.3.
5.1.4.
Utilizar toda la información disponible
Jerarquizar las especies
Trabajar en etapas sucesivas
5.1.5. Estudiar alternativas para la estimación del rango de distribución de las especies.
5.2. Limitaciones y propuestas preliminares para resolverlas

Particularidades de la cuenca
2

Vagabundeo (= vagrancy)

Validación del uso de la base de datos de distribución

Base incompleta

Antigüedad de los registros

Falta de precisión en los registros

Falta de “vouchers” en el caso de las observaciones
6 Anexos
Anexo 1. Listado de nuevas especies halladas en el sector argentino de la cuenca del Plata
Anexo 2. Listado de especies endémicas del sector argentino de la cuenca del Plata
Anexo 3. Lógica Difusa
Anexo 4. Ejemplos de muestreos ictiológicos reiterados en un mismo sitio
Anexo 5. Aplicación del species mapping protocol a tres especies de la cuenca
7 Bibliografía
3
1. La metodología de UICN
1.1.
Resumen de Categorías y criterios de UICN
Además de recomendar la lectura cuidadosa de las publicaciones de UICN (2001), en la Tabla 1 se proporciona
un resumen de las categorías y criterios, a modo de resumen.
Tabla 1. Resumen de las categorías y criterios de UICN. Tomado de UICN, 2010.
4
1.2.
Proceso de evaluación de UICN
A continuación, traducción del texto disponible en el sitio Web http://www.iucnredlist.org/technicaldocuments/assessment-process.
Introducción
La Lista Roja de IUCN de especies amenazadas ™ es esencialmente una lista de comprobación de los taxones
que han sido sometidos a una evaluación de riesgo de extinción mediante las categorías y criterios de lista roja
de IUCN. La mayoría de las evaluaciones que aparecen en la Lista roja son llevadas a cabo por miembros de los
grupos de especialistas de IUCN SSC nombrados autoridades de lista roja, o por participantes de talleres de
evaluación global de biodiversidad. Sin embargo, las evaluaciones pueden ser realizadas por cualquier persona
y presentadas a la UICN para su examen.
A continuación se describe el proceso para completar una evaluación para ser publicada en la lista roja de la
UICN:
Completar y enviar una evaluación de la lista roja

La Lista roja incluye sólo las evaluaciones de nivel mundial / global. Evaluaciones de niveles regionales
o nacionales no se considerarán a menos que también se trata de evaluaciones globales (por ejemplo,
un endemismo del país debe tener el mismo estatus de lista roja a nivel nacional y mundial). (ver
Directrices para aplicar los Criterios de la Lista Roja de la UICN a nivel Nacional y Regional. Versión 3.0)

Se han desarrollado normas taxonómicas para los taxones que aparecen en la Lista roja, que deberían
ser consultadas antes de efectuar una evaluación.

Es útil iniciar una evaluación comprobando la Lista roja actual para averiguar si ya se ha evaluado el
taxón y por quién. Los nombres de personas o grupos responsables de cada evaluación aparecen en
las páginas de resultados detallados para cada taxón en el sitio web de la Lista Roja.

Todas las evaluaciones deben basarse en datos actualmente disponibles para el taxón en todo su
rango global. Los asesores deben tener plenamente en cuenta la literatura reciente y antigua
(publicada y gris) y otras fuentes fidedignas de información relacionadas con el taxón. Para las
evaluaciones de subespecies, variedades o subpoblaciones, una evaluación del nivel de especie
también se llevará a cabo.

Las evaluaciones deben seguir la versión más actual de las Categorías y criterios de la lista roja de
IUCN. Este folleto proporciona las reglas básicas para una evaluación de la lista roja. Se proporciona
mayor orientación sobre la aplicación de los criterios en la directrices para la utilización de las
categorías y criterios de la Lista Roja de UICN (tenga en cuenta que este documento se actualiza
anualmente). También se puede contactar con la unidad de lista roja de IUCN para obtener
información sobre la aplicación de los criterios de (consulte la información de contacto o utilice el
formulario de 'retroalimentación' en la parte inferior de esta página).
Se toma la recomendación de Mace et al. (2008): “las tablas resumen de los criterios son cada
vez más utilizadas por los asesores en lugar del texto completo; sólo suelen incluir las directrices
numéricas, y esto haber aumentado la proporción de malas interpretaciones (a los criterios)”.

Todas las evaluaciones deben incluir la documentación estándar, como se describe en el anexo 3 de
las categorías y criterios de lista roja de IUCN. Esto incluye la finalización de los programas de
clasificación estándar que describe el hábitat, amenazas, etc. y la prestación de un mapa que muestra
la distribución geográfica de las especies.
o
Las presentaciones hechas desde dentro de la red de IUCN SSC (por ejemplo, de grupos de
especialistas) deberán presentarse utilizando el módulo de entrada de datos de servicio de
información de especies (SIS) (DEM) a menos que se acuerde otra cosa antes de aprobarlos.
o
Comunicaciones desde fuera de la red SSC deben ser preferiblemente en formato electrónico.
Se ha confeccionado un cuestionario estándar para guiar a asesores a través de los requisitos
5
de la documentación. El cuestionario puede descargarse de aquí. No es obligatorio utilizar
este formulario al presentar las evaluaciones. El cuestionario es muy largo debido a la
inclusión del conjunto completo de esquemas de clasificación. Los usuarios necesitan sólo
rellenar las partes pertinentes a su taxón y pueden ignorar o incluso eliminar las partes de los
programas de clasificación que no aplican. Otros formatos electrónicos (por ejemplo, hoja de
cálculo de Excel-MS, base de datos de MS-Access, etc.) son posibles, pero se deben discutir y
el formato debe ser acordado con la unidad de lista roja de IUCN antes de su presentación.
o
Para ayudar a los asesores y las autoridades de la lista a realizar evaluaciones, especialmente
en los casos en donde hay incertidumbre sobre los datos que se utilizan, la lista roja ha
®
aprobado el uso de RAMAS lista roja, un paquete de software desarrollado por Applied
Biomathematics, una compañía de software ecológica de Nueva York. Este software aplica las
reglas de los criterios de lista roja de IUCN para obtener una evaluación y también incluye un
algoritmo para manejar explícitamente cualquier incertidumbre de datos (Akçakaya y Fresón,
2001). Si el software se utiliza para una evaluación, los archivos de datos resultantes de
RAMAS deberán presentarse junto con la evaluación.

Todas las evaluaciones completadas deben presentarse a la unidad de lista roja de la UICN (consulte la
información de contacto o utilice el formulario de 'retroalimentación' en la parte inferior de esta
página).

El personal del programa de especies de la UICN acusará recibo de todas las evaluaciones presentadas.
Comprobaciones de consistencia de evaluación y evaluación

Todas las evaluaciones presentadas deben evaluarse por al menos dos miembros nombrados de una
autoridad apropiada de lista roja (RLA) (ver detalles bajo la Lista Roja Descripción página). El proceso
de evaluación es similar al proceso de revisión por pares utilizado por revistas científicas en decidir
qué manuscritos se aceptan para su publicación.
o
Si se presenta la evaluación de un grupo de especialistas de UICN SSC o un RLA, esto debe ser
evaluado antes de ser presentado a la unidad de la lista de la red.
o
Si la evaluación es enviada desde fuera de la red SSC, el personal del programa de especies de
la UICN enviará la evaluación a la RLA apropiado. Si no hay RLA para la especie que se trate, el
personal del programa de especies de la UICN se encargará de la evaluación para ser
evaluados por expertos apropiados.

Las evaluaciones son normalmente concluidas dentro de un plazo de tres meses de remisión el RLA.
Sin embargo, el personal del programa de especies de la UICN informará a asesores de los retrasos a
este proceso.

Todas las evaluaciones presentadas (tanto las evaluadas como las no evaluadas) se comprueban por el
personal del programa de especies de la UICN (y a veces por el grupo de trabajo de peticiones de la
Subcomisión de evaluaciones de la biodiversidad de UICN SSC y normas) para mantener la coherencia
en la aplicación de las categorías de la lista de red y de criterios y la adecuación de la documentación
de soporte.

El personal del programa de especies de la UICN notificará a asesores de los resultados de todas las
evaluaciones (es decir, aceptación o rechazo de la evaluación) y de cualquier cuestión destacada en las
comprobaciones de coherencia y documentación.
o
Evaluaciones evaluadas aceptadas aparecerán en una futura actualización de la Lista Roja de
la UICN.
o
Evaluaciones evaluadas que son rechazadas se devolverán a asesores con una explicación de
las razones del rechazo. Las evaluaciones rechazadas, a continuación, pueden ser revisadas
y/o corregidas y presentadas nuevamente para ulterior consideración.
6
Publicación de la evaluación


Las evaluaciones pueden presentarse a la UICN en cualquier momento. Sin embargo, la fecha de
publicación de una evaluación aceptada depende de la fecha en que se recibió y evaluó la evaluación
(véase "Evaluación consistencia cheques y evaluación" más arriba). Se aplica el siguiente calendario:
o
Por lo general, se actualizará la lista roja de la UICN en abril / mayo de cada año.
o
Si se evalúan las evaluaciones recibidas por la Oficina de lista roja de IUCN en o antes del 31
de agosto se publicarán en la próxima actualización de la lista roja.
o
Si se evalúan las evaluaciones recibidas por la Oficina de lista roja de IUCN después de 31 de
agosto se celebrarán hasta el año siguiente antes de publicarse.
Todas las evaluaciones que aparecen en el sitio Web de la lista roja están abiertas a revisiones. Ha sido
desarrollado un proceso de peticiones para manejar desacuerdos con listados actuales que aparecen
en la lista de la red.
Se adjunta además un extracto de las “Directrices para Emplear los Criterios de la Lista Roja de la UICN a Nivel
Nacional y Regional. Versión 3.0.” preparadas por la Comisión de Supervivencia de Especies de la UICN en 2003.
Las Categorías de la Lista Roja de la UICN fueron desarrolladas para clasificar las especies en alto riesgo de
extinción a nivel mundial. Para los niveles regional, nacional y local (en adelante regional) existen
básicamente dos opciones: (1) Publicar un subconjunto inalterado de la Lista Roja global de las especies que
se reproducen en la región o que visitan la región de manera regular en cualquier estadio. Esta puede ser
una opción factible, en especial si existe en la región un gran número de especies endémicas o casi
endémicas amenazadas, o si hay una marcada insuficiencia general de datos sobre el estado de las especies
dentro de una región. (2) Evaluar el riesgo de extinción de las especies y publicar una Lista Roja sólo referida
a esa región.
Mientras la primera opción es directa, la segunda presenta una serie de dificultades que no existen a escala
mundial, tal como la evaluación de poblaciones que sobrepasan fronteras geopolíticas, fases no
reproductivas de las poblaciones y taxones no autóctonos. Al realizar evaluaciones regionales también es
particularmente importante reconocer que aunque las Categorías de la Lista Roja de la UICN reflejan el
riesgo relativo de extinción de especies, el proceso para establecer prioridades para las acciones de
conservación puede requerir algunas otras consideraciones. En consecuencia, se han desarrollado
directrices para facilitar el empleo de las categorías y criterios de la Lista Roja de la UICN a nivel regional.
Las directrices finales se presentan en este documento. Algunos de los asuntos han demostrado ser difíciles
de resolver a satisfacción de todos. Después de una larga deliberación, estas directrices se basan en
principios generales prudentes y las recomiendan para todos aquellos que deseen realizar evaluaciones de
la Lista Roja a nivel regional.
Algunas aclaraciones teniendo en cuenta preocupaciones surgidas en el foro
El enfoque precautorio (ante la falta de información precisa sobre la especie en cuestión)
Las directrices de la UICN recomiendan adoptar un enfoque precautorio pero realista a la hora de aplicar los
criterios, y que cada razonamiento debe estar documentado explícitamente (UICN, 2005). Por ejemplo, cuando
se sabe que ha tenido lugar un declive de la población (por ejemplo debido a la pesca) pero no se ha aplicado
ningún tipo de gestión para aliviar las presiones sobre la población, se puede asumir que dicho declive
continuará en el futuro. Si se sabe que existe actividad pesquera, pero no existe información sobre las capturas
por unidad de esfuerzo (CPUE), los especialistas pueden emplear datos de pesquerías similares para extrapolar
tendencias de población probables. Asimismo, cuando no existen datos del ciclo biológico, se puede aplicar la
demografía de otra especie estrechamente relacionada (Fowler y Cavanagh, 2005).
7
Poblaciones separadas geográficamente (poblaciones saludables en otros ambientes pero que en el área de
análisis presentan problemas o están amenazadas)
La Lista Roja de la UICN permite la evaluación por separado de poblaciones separadas geográficamente. Estas
subpoblaciones se definen como “grupos de población separados geográficamente o por otras razones en el
seno de la población (mundial) entre las que existen limitados intercambios demográficos o genéticos,
típicamente, un individuo o gameto emigrado por año lo más” (UICN 2001). Las evaluaciones de
subpoblaciones se muestran de forma separada en la página web de la Lista Roja de la UICN.
8
2.
Trabajos relevantes y experiencias en otras regiones
2.1.
Descripción de trabajos significativos y elementos críticos a la metodología de UICN
A continuación se mencionan algunos trabajos publicados que mencionan y discuten aspectos relacionados con
los criterios de UICN y su adecuación a organismos acuáticos.
El objeto es:

identificar elementos y mecánicas de trabajo que puedan ser utilidad para este proyecto.

detectar problemas identificados en estos trabajos y sus modos de resolución.
Mace et al, 2008
Este trabajo reciente refuerza la importancia de la UICN y de las listas rojas.
Entre otros temas, explicita el propósito de las mismas y explica las bases teóricas de los criterios
seleccionados.
Además, proporciona detalles de aplicación, referidos a cada uno de los criterios de UICN.
Propósito de la Lista Roja
Las Listas rojas estaban destinadas a crear conciencia y ayudar a las acciones de conservación
directa para especies (Fitter y Fitter 1987). UICN (1996) establece que los objetivos de su lista
roja son para (1) proporcionar un índice global del estado de degeneración de la biodiversidad y
(2) identificar y documentar las especies que más necesitan atención de conservación, si las tasas
de extinción globales deben reducirse. Para alcanzar estos objetivos, el sistema de clasificación
debe ser objetivo y transparente.
También debe ser aplicable a una gran variedad de especies y hábitat; estandarizado para un
rendimiento consistente y que los resultados sean independientes del tasador o la especie de ser
evaluados; accesible para permitir una gran variedad de expertos para usarlo; científicamente
defendible; y razonablemente riguroso (es decir, que debe ser difícil clasificar especies de manera
inapropiada).
Teoría de la extinción
Las categorías de la lista roja de UICN pretenden reflejar la probabilidad de que una especie se
extinga bajo las circunstancias reinantes. La extinción se produce cuando la tasa de mortalidad (y
emigración) es mayor que la tasa de nacimiento (e inmigración) durante un tiempo lo
suficientemente largo como para que el tamaño de la población llegue a cero. En igualdad de
otras condiciones, la probabilidad de extinción es mayor cuando el tamaño de la población es
pequeño, cuando la tasa de disminución es alta (las tasas de mortalidad son mucho mayores que
las tasas de natalidad), y cuando las fluctuaciones en el tamaño de la población son grandes en
relación con la tasa de crecimiento de la población (aumento de la probabilidad de que el tamaño
de la población llegue a cero). Poblaciones muy pequeñas son susceptibles a la estocasticidad
demográfica, mediante la cual variaciones aleatorias en las tasas de natalidad y muerte pueden
conducir a la extinción incluso cuando la tasa de crecimiento promedio de la población es
positiva (Richter-DYN y Goel 1972; Goodman 1987). Además, pequeñas poblaciones pueden
sufrir desproporcionadamente los efectos genéticos, tales como la acumulación de alelos
recesivos perjudiciales en virtud de la endogamia (Soulé 1980), pérdida de caracteres
9
cuantitativos que permiten la adaptación, acumulación de mutaciones levemente perjudiciales
(Hedrick, 1992; Frankham 1995a) y varios otros factores de comportamiento, sociales y
demográficos, conocidas colectivamente como efectos de Allee (Courchamp et al., 1999). En
contraste, las poblaciones más grandes son vulnerables cuando amenazas o procesos extrínsecos
están impulsando disminuciones o fluctuaciones importantes de las que las poblaciones no se
pueden recuperar. Esta distinción fue caracterizada por Caughley (1994) como el paradigma de la
población pequeña y el paradigma de disminución de la población; conceptos que proporciona
una línea crítica de pensamiento para formular los criterios de riesgo de extinción y en particular
reforzar la importancia de reflejar ambos tipos de vulnerabilidad de la población.
A partir de la teoría básica es posible establecer amplias generalizaciones acerca de las relaciones
entre el tamaño de la población, las tasas de crecimiento de la población, las fluctuaciones en las
tasas de crecimiento de la población, y el tiempo de extinción (Lande 1993) (fig. 1). Las
disminuciones exponenciales deterministas siempre son graves, donde el tamaño de la población
tiene muy poco efecto sobre el riesgo de extinción. La estocasticidad demográfica es poco
probable que sea importante para cualquier población que tiene más de 100 individuos, pero la
variación ambiental aleatoria o las catástrofes son importantes para las poblaciones de todos los
tamaños, y se hace más importante cuando la variación aumenta mucho en relación con la tasa
de crecimiento de la población. La acumulación de alelos recesivos perjudiciales plantea un
riesgo genético; por lo tanto, para salvaguardar la variabilidad genética durante cientos de años,
se recomienda que se mantenga el tamaño de la población efectivo mínimo en al menos 50.
Dado que el tamaño de la población genéticamente eficaz es con frecuencia menor al 10% del
número real de individuos en una población (Frankham 1995 b), esto sugiere que una población
mínima absoluta de 500 individuos es necesaria evitar la endogamia nociva. Aún mayores de
poblaciones son necesarias para preservar la variación de rasgo cuantitativos: mantener altos
niveles (> 90%) durante miles de años requiere tamaños de población efectiva mínima de por lo
menos 5.000, y para prevenir la acumulación de mutaciones levemente perjudiciales durante
decenas de miles de años se requieren tamaños de población efectiva mínima de alrededor de
10.000 – 100.000 (Lynch y Blanchard 1998; Lynch y Lande 1998; Frankham 1999). Debido a las
dificultades en la estimación de los valores de parámetros claves, estos tamaños de población
crítica se interpretan como guías para la importancia relativa de diferentes características, en
lugar de umbrales reales para la gestión (Lande 1998).
La aplicación de esta teoría a las situaciones del mundo real es complicada, por la variación en las
amenazas en el tiempo y el espacio, y por diferencias significativas entre las especies. Las
categorías de la lista roja de UICN pretenden reflejar la probabilidad de que una especie en
particular se extinga en las actuales circunstancias; la probabilidad de extinción, por lo tanto,
depende de los procesos amenazantes y de las características de las especies.
…
Criterio B: Rangos de área pequeños y su disminución
El Criterio B permite calificar a una especie como amenazada cuando su rango geográfico es muy
restringido y cuando otros factores sugieren que está en peligro. En algunas situaciones, el
tamaño de la población puede no ser medible o pertinente a un riesgo elevado de extinción, por
ejemplo, cuando una especie está restringida a pequeñas áreas o a restos de hábitat que están
desapareciendo. Aunque este criterio fue desarrollado originalmente para las plantas, el grupo
de redacción considera que este criterio es aplicable a otras especies, especialmente aquellos en
altas densidades dentro de áreas o hábitat restringidos.
Este criterio no utiliza simplemente el rango del área como un sustituto (o estimador) para el
tamaño de la población. Aunque existe una correlación positiva muy amplia dentro y a través de
especies entre el tamaño del rango geográfico y los números de población total, hay mucha
variación, y los detalles pueden modificarse de acuerdo a la escala espacial en el que se
evaluaron las especies (Gaston 1994a, Gaston et al. 2000; Blackburn et al. 2006). En algunos
casos, especies pueden calificar por tamaño de población y por área de distribución, pero más a
10
menudo las dos medidas funcionarán de modo parcialmente independiente. Muchas especies
que califican como amenazadas bajo el criterio B no pueden calificar sobre la base del tamaño de
la población. Por el contrario, algunas especies (por ejemplo, muchos mamíferos marinos) no
pueden calificar bajo criterio B, sin importar lo cerca que estén de la extinción, debido a que los
patrones de distribución de los individuos superan los umbrales críticos.
La medición del área de distribución es complicada (Gaston 1991; Gaston 1194 a, 1994 b, 1994 c,
2003; Maurer 1994). Los criterios consideran dos cantidades, la extensión de la ocurrencia (EOO)
y el área de ocupación (AOO) (sensu Gaston 1991). La extensión de la ocurrencia se define como
el área contenido dentro de los límites continuos más cortos que pueden extraerse para abarcar
a todos los sitios conocidos, inferidos o proyectados de la ocurrencia de una especie. Esta medida
podría ser fuertemente influenciada por casos de vagancia y por discontinuidades o disyunciones
marcadas dentro de la distribución general de una especie, las cuales deben ser excluidas. Lo que
constituye una discontinuidad o disyunción ha quedado deliberadamente vago, pero lo que es de
particular preocupación aquí son extensiones de ocurrencia compuestas de ambientes amplios
que son totalmente inadecuados para las especies o incluso a menudo para dispersarse en ellos.
Por ejemplo, sería inadecuado incluir áreas de intervención del océano al estimar EOO para una
especie que habita bosque y que aparece en sitios en dos continentes. Las directrices de la UICN
proporcionan detalles adicionales sobre la estimación de EOO (UICN 2006).
El área de ocupación cuantifica el área dentro de la EOO donde se encuentra la especie. Las
especies casi nunca se distribuyen a lo largo de toda su EOO. Tal como se aplica en los criterios,
AOO es el área más pequeña esencial en cualquier etapa, para la supervivencia de las
poblaciones existentes de una especie (por ejemplo, sitios de anidación coloniales, sitios de
alimentación para las especies migratorias). El tamaño de la AOO para una especie depende
inevitablemente de la escala espacial en el que se mide: cuanto mayor sea la resolución, más
pequeña será la zona resultante (Gastón 1991). Ha habido mucho debate sobre cómo este
problema puede ser mejor resuelto (Keith et al. 2000; Hartley y Kunin, 2003).
Aunque no se especifica ninguna escala de medición en los criterios, las “reglas del arte” indican
que la escala debe ser adecuada a los aspectos biológicos pertinentes de las especies y debe
medirse en una cuadrícula (o equivalentes). Las directrices dan consejos más específicos para
evitar problemas de escala cuando se utiliza AOO (UICN 2006). En general, las escalas espaciales
utilizadas para medir rangos deben reflejar patrones de traslado y dispersión de las especies en
cuestión, y resoluciones extremadamente finas o gruesas conducirán a listados inadecuados bajo
el criterio B.
Se ha pensado que la medición de EOO y AOO es difícil para especies con rangos lineales (por
ejemplo, especies intermareales, y de arroyos y ríos). Estos rangos de áreas tienden a ser muy
pequeños porque una dimensión (por ejemplo, el ancho de la zona intermareal o el río) es muy
limitada. De hecho, especies que dependen de hábitats lineales son especialmente vulnerables
porque una amenaza rápidamente puede afectar un área entero (por ejemplo, un evento único de
contaminación aguas arriba puede afectar fácilmente a todo el río aguas abajo). En resumen, por
lo tanto, se piensa que las áreas de rangos lineales son un reflejo fiel de riesgo.
A diferencia de lo que ocurre con las tasas de disminución y el tamaño de las poblaciones, no
existe un marco teórico fuerte para asociar rangos de áreas (que pueden contener números
enormemente diferentes de individuos) con diferentes niveles de riesgo de extinción. Por lo
tanto, aunque un criterio basado en rango de área fue considerado como esencial para el listado
de muchos grupos de organismos (para los cuales los datos de población o bien no están
disponibles o no son de gran importancia en la determinación de riesgo de extinción), la elección
de los umbrales críticos para el criterio B ha estado plagada de dificultades tanto desde puntos
de vista metodológicos como biológicos. Las decisiones finales se hicieron en gran parte sobre
una base iterativa de ensayo y error y por pruebas empíricas efectuadas por los expertos SSC,
utilizando datos de una variedad de especies pertinentes. Esto resultó en el mantenimiento de
una relación constante de los valores límite para EOO y AOO (una diferencia de un factor de 10)
en cada una de las categorías de “en peligro crítico” de extinción, en “peligro de extinción” y
“vulnerables”, y cortes, respectivamente, de 100 km2, 5.000 km2 y 20.000 km2. Todas estas áreas,
11
para EOO y AOO, son relativamente pequeñas, reflejando que para este criterio, un riesgo de
extinción se asocia con cada rango de área.
A menos que sean extremadamente pequeñas (véase el criterio D), un rango de área de tamaño
limitado no es suficiente por sí solo para que una especie califique como amenazada. Muchas
especies han persistido correctamente durante largos períodos dentro de rangos globales
pequeños y tienen un bajo riesgo de extinción (Gastón 1994 a; Gastón 2003). Para calificar bajo el
criterio B, por lo tanto, una especie también debe demostrar al menos 2 de 3 otros síntomas de
riesgo. Para evitar un sobre listado, las condiciones se hicieron difíciles de cumplir. Debe haber
alguna evidencia de que la población está o puede estar en continua disminución, severamente
fragmentada, limitada a unas pocas locaciones, o sujeta a fluctuaciones extremas. Estudios
teóricos y empíricos indican que todas estas condiciones aumentarán la probabilidad de
extinción.
Los comentarios sobre el criterio B sugieren que puede ser demasiado incluyente, con sus
valores umbral establecidos tan altos, que un gran número de especies se muestran
incorrectamente como amenazadas (Keith 1998). De hecho, para ciertas pequeñas áreas
naturales, tales como las islas oceánicas, donde el área total bajo análisis es pequeña, hay poca
heterogeneidad de hábitat y las amenazas son generalizadas, todas las especies endémicas
pueden calificar con razón como amenazada. Sin embargo, las especies no pueden anunciarse
como amenazadas únicamente sobre la base de un rango de área pequeña, por lo que el número
de tales casos es limitado. Más a menudo, el área bajo evaluación es pequeña, porque es una
subunidad políticamente definida dentro de un área más amplia, en cuyo caso la evaluación debe
incluir el estado de las especies fuera de la zona (UICN 2003)….
…
Criterio D. Tamaño de la población muy pequeño.
El criterio D permite que una especie se liste como amenazada sin pruebas de que ha tenido,
tiene o tendrá una disminución de algún tipo. Fue desarrollado porque los modelos teóricos
muestran que –numéricamente- pequeñas poblaciones pueden tener riesgos de extinción
relativamente altos únicamente por procesos internos.
El término estocasticidad demográfica se ha utilizado para describir el proceso mediante el cual
una variación aleatoria en las tasas vitales demográficas entre individuos o una variación
aleatoria en la proporción entre los sexos puede conducir por sí sola a la extinción de la población
(Goodman 1987; Lande de 1993), la importancia de lo cual se sostiene empíricamente por un
número de estudios sobre poblaciones muy restringidas (Kokko y Ebenhard 1996; Legendre et al.
1999). Aunque la estocasticidad demográfica generalmente no tiene importancia para las
poblaciones con tamaños de población efectiva mayor a unos 100 individuos, sus efectos
perjudiciales son amplificados por historias de vida y diferencias de comportamiento entre
especies (Sorci et al. 1998; Legendre et al. 1999). Por lo tanto, los números utilizados como
umbral en los criterios son más grandes. Para ser vulnerable, poblaciones con menos de 1000
individuos maduros pueden calificar. Las cifras equivalentes de en peligro de extinción y
críticamente en peligro son 250 y 50. La escala de estos valores, refleja la relación entre el
tamaño de población y el tiempo de extinción (Fig. 1).
El criterio D tiene un subcriterio D2, que está presente sólo en la categoría vulnerable. El
Subcriterio D2 permite a las especies calificar únicamente sobre la base de una distribución muy
restringida (es decir, es el área de rango equivalente de D1). El Subcriterio D2 es
conceptualmente distinto, sin embargo, debido a que está implícito en su definición, que no es
sólo el rango restringido lo que debe utilizarse para listar a la especie en esta categoría. Por el
contrario, es una prueba de que la especie está amenazada realmente porque su distribución es
muy restringida. A veces se ha abusado del subcriterio D2, principalmente a través de la
aplicación de los umbrales numéricos mencionados en la primera parte de la definición, sin hacer
referencia a la segunda parte. Las tablas resumen de los criterios son cada vez más utilizados por
12
los asesores en lugar del texto completo, sólo suelen incluir las directrices numéricas, y esto
puede haber aumentado el alcance de la mala interpretación.
El Subcriterio D2 no se extiende hacia las categorías de mayor riesgo, debido a que las
justificaciones para la inclusión son aún más problemáticas a niveles más altos de riesgo. Aunque
D2 está justificada bajo el principio de precaución en el relativamente bajo nivel de riesgo
abarcado por la categoría vulnerable, esto no es así en peligro y en peligro crítico. Algunos
usuarios creen que D2 debería ampliarse para permitir categorías mayores a vulnerable, para
especies sumamente restringidas (Seddon 1998), mientras que otros encuentran que D2 es
demasiado inclusivo y son críticos en que aparentemente no se reconoce que para muchas
especies la rareza es un estado natural, y que sólo ciertos tipos de especies raras están realmente
amenazadas de extinción (de Lange y Norton 1998). Durante esta revisión de criterios, las
condiciones para D2 fueron más ajustadas para evitar sobre listados, pero aun se encuentra
entre los elementos de los criterios de UICN aplicados con mayor inconsistencia.
…
Cavanagh y Gibson, 2007
Este trabajo evalúa el estado de conservación de los Condrictios del Mediterráneo.
Se transcriben algunos párrafos
El programa Lista Roja del Grupo Especializado en Tiburones de la UICN desarrolló una estrategia
para completar evaluaciones mundiales de todas las especies de Condrictios (~1200 en todo el
mundo). Esta “Evaluación Mundial de Condrictios” se llevó a cabo mediante una serie de talleres
regionales para facilitar las discusiones en detalle y reunir los recursos y la experiencia regional.
Las evaluaciones regionales fueron agrupadas para producir una evaluación mundial para cada
especie (a menos que sea endémica, en cuyo caso la evaluación regional fue la misma que la
mundial). Para especies de amplia distribución, algunas de las categorías de evaluación
regionales pueden ser diferentes de la mundial.
En este trabajo se destaca la importancia de evaluaciones nacionales o regionales.
En la Tabla 3.2 se observa que si se consideran sólo las especies amenazadas, para la mayoría de
ellas se cuenta con evaluaciones tanto regional como mundial; existe una proporción claramente
mayor de peces cartilaginosos más seriamente amenazados en el Mediterráneo de lo que están
mundialmente.
Además del análisis del estado de amenaza de las especies se pueden identificar las amenazas
por tipo (y en el tiempo), lo que permite la elaboración de recomendaciones en ese sentido.
13
En la Tabla 3.3 se presenta un resumen de los diferentes tipos de amenazas, tal como han sido
identificadas en el registro de principales amenazas de la UICN para cada especie (planilla que se
elabora por especie). Se observa cómo algunas perduran y otras disminuyen probablemente
debido a acciones que se llevaron adelante.
Se pueden cruzar las amenazas con los instrumentos internacionales y regionales relevantes para
la conservación y gestión.
14
En el trabajo pueden observarse otros análisis que también son útiles para la elaboración de
recomendaciones específicas a los Estados, investigadores, ONGs, etc.
Algunas conclusiones que se desprenden de este trabajo:



Debido a la insuficiencia de datos e información, 18 especies se han clasificado en la
categoría de Datos Insuficientes. A pesar de la falta actual de datos este grupo podría
incluir de hecho a algunos de los Condrictios más vulnerables; es necesario orientar la
financiación y la investigación hacia estas especies. Aunque a menudo se cita la poca
cantidad de datos disponibles como un problema, esto no debería utilizarse para justificar
la falta de ordenación.
En muchos casos no está claro si los niveles de captura actuales son sostenibles,
principalmente debido a la falta de notificación desglosada por especies. Cualquier
incremento del esfuerzo pesquero, especialmente en ausencia de ordenación, se convierte
por tanto en causa obvia de preocupación. Es crucial mejorar la investigación y monitoreo.
Considerando el normalmente alto nivel trófico de este grupo de peces y su contribución a
la función del ecosistema, resulta esencial conservar su diversidad así como los
ecosistemas. Una pesca saludable depende de la productividad del ecosistema. La gestión
responsable de la pesca debería tener en cuenta las profundas interacciones entre las
pesquerías y los ecosistemas que la soportan aplicando el enfoque de ecosistemas a la
pesca (FAO 2003). Se deberían emplear medidas de gestión como las “zonas sin capturas” y
las Áreas Marinas Protegidas para reducir las presiones sobre las poblaciones.
Darwall et al., 2005
El trabajo no discute ninguna adecuación de criterios para su aplicación a organismos de agua dulce.
Musick, 1999
En 1999, Musick resume los resultados de una serie de workshops internacionales dedicados a definir los
criterios a usar para evaluar el riesgo de extinción de peces marinos.
Aunque, como se dijo, el énfasis está puesto en especies de peces marinos sometidos a explotación pesquera,
destaca varios elementos críticos que dificultan la aplicación de los criterios de UICN a los peces marinos en
general (y que pueden extrapolarse a los de agua dulce).
15
Tabla 2. Comparación de las categorías de conservación de varias organizaciones. Tomado de Musick, 1999.
“La American Fisheries Society (AFS) considera prudente adoptar un conjunto precautorio de
criterios que:

Identifiquen Distinct Population Segments (DPS)1 en riesgo en un estadio suficientemente
temprano de declinación como para evitar su listado como amenazado o en peligro de
extinción,

Minimicen la probabilidad de subestimar o sobreestimar el riesgo de extinción,

Usen el mejor conocimiento existente acerca de la dinámica de los stocks a bajos niveles de
población, y

Permitan a los expertos en DPSs disponer de todo el conocimiento disponible acerca de las
historias de vida y el estado de conservación de las especies, con el fin de clasificar su riesgo de
extinción.”
Comienza diciendo
“Algunos científicos han percibido que las especies explotadas son las que en principio
contradicen los actuales criterios de disminución de UICN (Hudson y Mace 1996). Sin duda, las
especies más explotadas no se ajustan al modelo de disminución IUCN debido a su alta
productividad (la base para su explotación en primer lugar). ”
“En realidad, la contradicción se encuentra con todas aquellas especies que no están fuertemente
K-seleccionadas, independientemente de si son explotadas o no. ”
Los criterios de disminución de IUCN son adecuados principalmente para organismos
fuertemente K-seleccionados (con la excepción de declive debido a la pérdida del hábitat).
Se trata de un problema biológico genérico, no se limita a especies explotadas.
Por lo tanto, debido a que la declinación como un factor de riesgo depende fuertemente de la
resiliencia del stock o de su tasa intrínseca de aumento, proponemos un sistema de dos niveles,
que asigna primero a los DPSs en una de cuatro categorías de resiliencia o productividad.
Los DPSs pueden clasificarse mediante cualquier información disponible sobre los siguientes (ver
Tabla 3):
1

la tasa intrínseca de aumento, r, (expresado como un porcentaje instantáneo o anual)

el coeficiente de crecimiento de Von Bertalanffy, k

fecundidad, (Fec)
DPS = distinct population segment = segmento distinto (= único, distinguible) de población
16

edad en la madurez, (Tmat)

la edad máxima, (Tmáx)
Tabla 3. Valores sugeridos para los parámetros indicadores de productividad: tasa intrínseca de crecimiento r, k de Von
Bertalanffy, fecundidad (Fec), edad de la primera maduración (Tmat), y edad máxima (Tmax). Las DPSs pueden clasificarse
de acuerdo a su producción como Alta, Media, Baja y Muy baja. Los parámetros se sugieren solo como valores guías y
pueden no ser consistentes para todos los DPSs dada la gran diversidad existente entre las estrategias de vida de los peces.
Tomado de la tabla 3 de Musick (1999)
Los valores utilizados en la Tabla 3 se basan en encuestas de parámetros vitales en Musick (1999)
y otros documentos citados. Estos valores deben basarse en el estado de la población sin
explotar. La tasa intrínseca de aumento es la verdadera clave a la resiliencia, ya que incorpora
todos los otros componentes en el cuadro 3. Como tal, cuando se dispone de información sobre r,
debería tener prioridad en la asignación de un DPS a una categoría de productividad.”
La tasa intrínseca de aumento, r, puede ser aproximada por la tasa real de aumento cuando se
dispone de observaciones empíricas de recuperación de la población de baja abundancia.
La edad de madurez es el siguiente índice más importante después de la tasa de aumento
intrínseco, y a menudo está relacionado con la k de coeficiente de crecimiento y con edad
máxima.
La Fecundidad puede ser particularmente valiosa en marcar los DPSs en el extremo inferior de la
escala, pero puede ser engañosa para DPSs en el máximo de la escala; es decir, algunas especies
de rockfish del Pacífico pueden tener muy alta fecundidad, pero la supervivencia larval es muy
baja y el reclutamiento es poco frecuente. La clave para evaluar la vulnerabilidad de estas
especies es comparar la fecundidad a edad máxima. Las especies con reclutamiento errático y
poco frecuente tienden a tener una longevidad grande a fin de promover la iteroparidad y
mantener la eficiencia.
Muchos peces exhiben una correlación directa entre la edad o el tamaño y la fecundidad. A los
efectos de la categorización de AFS, sugerimos utilizar la fecundidad en la primera madurez. En
ausencia de una estimación de r, el DPS deben clasificarse de acuerdo con la categoría más baja
de productividad para la que haya datos disponibles en la tabla. En consecuencia, un pez con alta
fecundidad (> 104), pero madurez tardía (5-10 años) y larga vida útil (> 30 años), podría
clasificarse en la categoría de muy baja productividad.
Una vez que se ha estimado la resiliencia del DPS, su declinación se puede comparar con los
umbrales de declinación sugeridos en la Tabla 4.
17
Tabla 4. Umbrales de declinación para las cuatro categorías de DPSs basadas en la resiliencia de la población. Si la
declinación alcanza un umbral, la DPS debería ser listada como vulnerable y sujeta a una vigilancia estrecha para un listado
eventual futuro (tomado de la Tabla 4 de Musick, 1999).
Estos umbrales son provisionales y están basados en declinaciones de poblaciones observados
señalados anteriormente en este documento y recordando la necesidad de tener cautela. Si la
disminución es igual o superior al umbral para la categoría de productividad adecuada, el DPS
aparecerá automáticamente como vulnerable y marcado para continuar sus estudios por
expertos científicos, que pueden decidir actualizar el nivel de amenaza a amenazada o en peligro
de extinción, o bajar de categoría el estado, si procede.
Estas evaluaciones de expertos deben incorporar toda la información disponible pertinente sobre
la biología de la DPS en cuestión. Razones de descalificación podrían ser que el stock haya estado
bajo administración reciente y se haya estabilizado por lo que sería conservación- dependiente, o
que incluso después de un descenso hasta 1/1000, el DPS todavía persiste en números
significativos en el medio ambiente. Algunas poblaciones de peces marinos son tan enormes que
esta situación puede no ser inusual. La disminución debe medirse en términos de individuos
maduros, que pueden expresarse como números o biomasa. En DPSs donde un sexo fuertemente
limita la capacidad reproductiva de la población, entonces debe considerarse sólo el declive en el
sexo limitante.
Finalmente, el trabajo de Musick considera otros factores de riesgo para la conservación de las especies (sobre
todo aquellas para las que no se cuenta con la información poblacional derivada de estudios pesqueros), que
son de importancia.
En este caso se plantea un tratamiento general para el conjunto de las especies que cumplen con cada criterio:
Rareza: Algunas especies son conocidas sólo por un pequeño número de especimenes, o
aparecen en colecciones con poca frecuencia y en pequeñas cantidades. Estas especies pueden
ser intrínsecamente raras debido a factores ecológicos o evolutivos, o pueden ser simplemente
crípticas o difíciles de hallar. Hasta que esas preguntas son contestadas por expertos cualificados,
las especies raras deben clasificarse al menos como vulnerables.
Rangos pequeños y endemismos: especies que son endémicas o que tienen distribuciones
geográficas pequeñas y contiguas (como islas, archipiélagos, sistemas fluviales, etc.) donde el
hábitat está o puede estar bajo amenaza de degradación o destrucción debería ser clasificado
como vulnerable. Donde se ha producido o está ocurriendo una pérdida de hábitat importante,
estas especies se pueden calificar como amenazadas o en peligro de extinción. La importancia de
la pérdida de hábitat debe evaluarse en el contexto de la biología del DPS y de acuerdo tanto a la
cantidad de hábitat crítico disponible como a la vulnerabilidad de ese hábitat. El sistema de UICN
de uso de rangos estandarizados y zonas de ocupación para definir riesgo sin considerar la
biología específica y la escala de la distribución original de las especies no es un predictor
particularmente bueno del riesgo de extinción futuro. Keith (1998) encontró que los umbrales de
distribución de UICN tendrían que reducirse para ser útiles para plantas vasculares, mientras que
Roberts et al (en prensa) sugirieron que se incrementen los umbrales para peces marinos de
arrecifes.
Requerimientos Especializados de Hábitat: Algunas especies pueden estar relativamente
extendidas pero ocupar hábitat muy específicos dentro de su rango. Por lo tanto, su área de
ocupación puede representar sólo una pequeña parte de ese rango. Cuando los hábitat son
18
particularmente vulnerables (como los arrecifes de coral y los lechos de gramíneas marinas) y
sujeto a degradación, destrucción o fragmentación de hábitat, la pérdida podría ser el factor
crítico hacia la reducción o extirpación de la población. La pérdida de hábitat debe examinarse
como un factor de riesgo en el contexto de la biología del DPS bajo consideración. En algunos
casos una pérdida del 10 % puede conducir a su inclusión en la lista; en otros, una pérdida de > 50
% puede no plantear ninguna amenaza de extirpación.
Kottelat y Freyhof, 2007
Tan cerca en el tiempo como el año 2007, Kottelat y Kreyhof se lamentan del estado de la taxonomía de la
ictiofauna de Europa (¡!).
Señalan que en unos diez años (de 1990 a 1997), el número de
especies de peces de agua dulce se duplicó, de unas 170 a 358
en su territorio, y que esto se debió básicamente a la
descripción de muchas nuevas especies y en menor medida a
que algunas especies adicionales no habían sido reconocidas
en la literatura.
“Es importante notar que la Lista roja
de UICN es una herramienta diseñada
para valorar los riesgos de extinción,
no para determinar medidas
necesarias de conservación, y menos
para fijar prioridades.”
En la página 5 de su libro, comentan:
”Un problema muy serio con la bibliografía (especialmente trabajos recientes) es que muchos
autores descansan acríticamente sobre datos previos, muchas revisiones son meramente
compilaciones de datos antiguos y a veces incompatibles, y que muchas guías nacionales e
internacionales están más o menos copiadas de otras anteriores. Los errores se propagan así
durante largo tiempo, aun cuando hayan sido corregidos décadas atrás en la literatura científica.
Las figuras en general se “adaptan” de otras anteriores, que a su vez se basaron en otras previas,
con más cuidado en el valor estético (o la evitación del plagio) que en la realidad de lo natural.”
En la página 9 relatan la metodología usada para evaluar el estatus de las especies.
“Se proporciona el estatus en las listas rojas de UICN, seguido de una descripción corta de las
principales amenazas a la especie, si la tiene, y además se aportan comentarios relacionados. El
estatus de las especies endémicas del Mediterráneo se basa en evaluaciones hechas durante un
workshop de UICN en Málaga (España) en diciembre de 2004. El estatus de todas las otras
especies europeas se han evaluado durante la preparación de este libro, en coordinación con la
unidad de biodiversidad de agua dulce de UICN. Los detalles de las evaluaciones están disponibles
en la base de datos de UICN (http://www.iucnredlist.org). Revisamos el estatus de todas las
especies europeas, basados en nuestras propias observaciones, datos y estimaciones. Para
algunas especies del Mediterráneo, las evaluaciones hechas durante el workshop de Málaga
estuvieron basadas en datos taxonómicos disponibles en ese momento. La taxonomía de muchas
especies se ha revisado para el presente libro, requiriendo una actualización de su estatus de la
Lista Roja. Nuestras evaluaciones se han hecho a través del procedimiento formal de validación
de UICN, excepto para unas pocas especies que aun aguardan comentarios de grupos de
especialistas relevantes de la Comisión de Supervivencia de Especies de UICN. Estas valoraciones
provisionales están marcada con un asterisco (*). Especies sin nombre que están en las categorías
LC o DD no estarán en la Lista roja hasta que se nombren, y su estatus se marca con dos
asteriscos (**).”
Los mismos autores advierten que categorizar a las especies es sólo el principio de lograr su
conservación:
“Es importante notar que la Lista roja de UICN es una herramienta diseñada para valorar los
riesgos de extinción, no para determinar medidas necesarias de conservación, y menos para fijar
prioridades.”
19
Además señalan los problemas detectados por ellos para la aplicación de los criterios de UICN a
organismos de agua dulce.
“Aunque se ha diseñado para ser usada con toda clase de organismos, los criterios han sido
obviamente diseñados en principio con organismos terrestres en mente, y su aplicación a
organismos estrictamente acuáticos es a veces problemática. Esto se aplica especialmente a las
definiciones de extensión de la ocurrencia, área de ocupación y fragmentación.”
En particular, sobre la extensión de la ocurrencia, comentan:
“Es el área dentro del límite mínimo continuo dentro del cual se sabe que la especie ocurre. Es
definida como el polígono convexo que incluye a todas las localidades conocidas de una especie.
Por supuesto, para organismos de agua dulce, esto es de poco valor, por su incapacidad de
sobrevivir más que unos pocos segundos en tierra seca; esto resulta en que una especie
restringida a unos pocos pantanos alrededor del Mediterráneo (e.g. Aphanius fasciatus) tenga
una extensión de la ocurrencia mayor que el área completa del Mediterráneo.”
Sobre el área de ocupación, señalan con precisión el significado del concepto e ilustran con
ejemplos:
“Es el área dentro de la extensión de la ocurrencia en la cual la especie realmente aparece. Una
especie usualmente no se halla en todas partes dentro de su extensión de ocurrencia. Por
ejemplo, estará ausente en hábitat inadecuados (o terrestres, en el caso de los peces). Una
especie puede vivir más o menos a lo largo de toda la cuenca de una río (puede haber individuos
errantes o que derivan, o individuos aislados arrastrados por crecidas y llevados aguas abajo a
lugares poco comunes). El área de ocupación incluye SÓLO los hábitats en los que la especie
normalmente se alimenta y reproduce, y las áreas esenciales para su supervivencia. Por
ejemplo, el área de ocupación de una especie con homing con un sitio único obligatorio de
reproducción es el área de ese sitio de reproducción, y puede ser de sólo unos pocos metros
cuadrados de extensión (véase también “location”, más abajo). En hábitat lacustres, una especie
de aguas profundas puede verse ocasionalmente en aguas costeras poco profundas; estos sitios
son parte de su extensión de ocurrencia, pero no de su área de ocupación; la inversa será cierta
para una especie bentónica litoral observada ocasionalmente como pelágica en medio del lago.
Referido a locación (no confundir con localidad)
“Una locación (en el contexto de las Listas Rojas) se define como un área distinta geográfica o
ecológicamente en la que un único evento amenazante puede afectar rápidamente a todos los
individuos presentes del taxón. Una locación puede incluir parte de una o muchas
subpoblaciones. Locación no debe confundirse con localidad.”
Finalmente, con respecto al uso de la expresión severamente fragmentado, dicen
“en el contexto de las Listas Rojas, se usa cuando un riesgo incrementado para un taxón es
consecuencia del hecho de que la mayoría de sus individuos se encuentran en poblaciones
pequeñas y relativamente aisladas.”
Jelks et al., 2008
Resumen:
Este trabajo constituye la tercera compilación de peces de diádromos y de agua dulce en peligro
y extintos (i.e. en peligro, amenazados y vulnerables) en Norteamérica, preparada por el Comité
20
de Especies Amenazadas de la Sociedad Americana de Pesquerías. Desde que se hizo la última
revisión en 1989, las amenazas a los peces de aguas continentales se han incrementado de
manera importante. La presente lista incluye 700 taxa vivientes pertenecientes a 133 géneros y
36 familias, un incremento del 92% con respecto a las 364 especies listadas en 1989. Este
aumento refleja la adición tanto de distintas poblaciones de peces que previamente no habían
sido reconocidas en peligro, como de taxa recientemente descritos o redescubiertos.
Aproximadamente 39% de los peces descritos de agua dulce están amenazados. Existen 230
especies vulnerables, 190 amenazadas, 280 en peligro y 61 presumiblemente extintas o
extirpadas del medio natural. De aquellas consideradas como amenazadas en 1989, la mayoría
(89%) mantienen el mismo estado de conservación, o peor; sólo 6% han mejorado su situación y
5% han sido sacadas de la lista por varias razones. La degradación del hábitat y la introducción de
especies foráneas se identifican como las principales amenazas para las especies enlistadas,
muchas de las cuales están restringidas a pequeñas áreas. Documentar la diversidad y el estado
de los peces raros es un paso indispensable en la identificación e implementación de acciones
para su protección y manejo.
Helfman, 2008
Este autor ha hecho un excelente y exhaustivo trabajo de análisis del tema de la conservación de peces en su
libro “FISH CONSERVATION. A Guide to Understanding and Restoring Global Aquatic Biodiversity and Fishery
Resources”.
Se traducen y transcriben a continuación una serie de fragmentos, relacionados específicamente con los temas
de este documento:

Aplicación de los criterios de UICN a peces de agua dulce

Vulnerabilidad de peces de agua dulce
Aplicación de los criterios de UICN a peces de agua dulce (página 57)
Los criterios de IUCN para la asignación de categorías de riesgo se centran en "extensión de la
presencia" y "área de ocupación,", que corresponden aproximadamente al rango geográfico
general de una especie en el primer caso y el espacio real donde se encuentra, en el segundo.
Umbrales cuantitativos se aplican en la asignación de especies a un ranking, con umbrales de 100
km2 de “extensión de la presencia” y 10 km2 de “área de ocupación” para calificar a una especie
como “en peligro crítico”. ¿Qué implican estos criterios para los peces de agua dulce del mundo?
Maurice Kottelat (com. pers., 2000) ha analizado peces europeos de agua dulce a la luz de los
criterios de la UICN. Muchos peces ocupan áreas relativamente restringidas, ya sea naturalmente
o debido a la fragmentación de su hábitat; el hábitat de una especie que sólo aparece
esporádicamente en un número de ríos se limita sólo a esos tramos de río. La extensión de la
ocurrencia no es todo el espacio contiguo de mapa que rodea los lagos o ríos o arroyos donde la
especie se conoce; es propiamente sólo el área de las masas de agua. En particular en las
regiones templadas, muchos peces viven en cursos relativamente pequeños en cabeceras de
cuencas o en manantiales termales. Muchos están restringidos a una o unas pocas cuencas
hidrográficas. Por lo tanto, las áreas de ocurrencia y ocupación son apenas de unas decenas de
metros de ancho y decenas de kilómetros de largo. Kottelat utiliza el ejemplo del río Rin, que
tiene 1.320 km de largo por 100 m de ancho, lo que da 132 km2 de superficie. La mayoría de las
especies se halla sólo en una parte de esa zona, y sus áreas reales de ocupación son incluso más
pequeñas, haciendo que todos los endemismos del Rin estén críticamente amenazados, ya que
cumplen el criterio de 100 km2. Kottelat llegó a la conclusión de que la mayoría de los peces de
agua dulce europeos están en peligro o en peligro crítico, según las denominaciones de la UICN,
con relativamente pocas especies que sin embargo caen en la categoría todavía alarmante de
vulnerable.
Un análisis similar de los peces de agua dulce de Estados Unidos, sin duda, daría lugar a las
mismas conclusiones, especialmente en las zonas ricas en especies del sudeste y sudoeste, donde
21
son mayores los endemismos localizados y la biodiversidad. Las categorías de la UICN, con su
énfasis y definiciones de zona de ocupación, pueden ser apropiadas para especies terrestres,
pero para reflejar con precisión el estado de los organismos acuáticos, pueden necesitar
revisión.
Vulnerabilidad de peces de agua dulce
Características de las especies vulnerables y correlatos con el peligro de extinción
(página 75)
Numerosos autores han intentado
Overriding any attempt to identify “traits”
enumerar y comprender los rasgos
that may predispose species toward
biológicos y las circunstancias que
extinction is the realization that biology
caracterizan a las especies particularmente
interacts with anthropogenic change;
vulnerables. Esta literatura se ha centrado
without human presence, most species
principalmente en aves y mamíferos y llegó
a la conclusión de que las especies
would continue to survive. (Helfman, 2008)
propensas a la extinción se caracterizan por
tener grandes masas, hábitos depredadores (alta posición trófica), crecimiento lento o
poblaciones muy fluctuantes, pobre capacidad de dispersión o colonización, rango geográfico
restringido (endemismos localizados), fuertes hábitos migratorios, reproducción en grupo, baja
fecundidad, maduración tardía, tiempo de generación largo, intolerancia a la presencia humana
y especialización relativa con respecto al uso de alimentos o hábitat (por ejemplo, Ehrenfeld
1970; Terborgh 1974; McKinney 1997). Sólo recientemente se ha aplicado este análisis a peces,
con éxito parcial.
Los trabajos sobre peces vulnerables generalmente han enfocado el tema a través de una
caracterización o una predicción. La primera incluye estudios descriptivos que observan una
fauna local o regional e intentan derivar patrones de vulnerabilidad de rasgos biológicos y
circunstancias ambientales (por ejemplo, Maitland 1995; Moyle 1995; Burkhead et al. 1997;
Etnier 1997; Johnston 1999; Roberts y Hawkins 1999). Los análisis predictivos aplican métodos
estadísticos a los conjuntos de datos derivados de datos descriptivos para determinar si se puede
utilizar un modelo o enfoque estadístico particular para predecir qué especies en una región
puedan transformarse en amenazadas (por ejemplo, Moyle y Williams 1990; Angermeier 1995;
Parent y Schriml 1995; Warren et al. 1997).
Para empezar, es instructivo preguntarse qué taxones han sido más afectados por las actividades
antropogénicas hasta el punto de extinción. Utilizando todas las extinciones reportadas en el
apéndice, podemos evaluar la vulnerabilidad entre familias en función del tipo de Hábitat, el
tamaño o rango de hábitat y rasgos conocidos de historia natural (tablas 4.1, 4.2). Entre las
familias con una tasa alta de extinción (5 % o más de las especies), la correlación más fuerte
parece ser la distribución restringida o poblaciones aisladas, como las de especies que se
reproducen en un único lago o arroyo, o una pequeña cuenca (por ejemplo, salmónidos,
bedótidos, adrianíctidos, goodeidos, ciprinodóntidos y gasterósteidos). Este patrón se aplica
también a especies individuales en las familias con menos de 5 % de extinciones (por ejemplo,
mojarras ciprínidas, poecílidos vivíparos, cíclidos). Un cuerpo de pequeño tamaño es una
característica de muchos de estos peces; las pocas excepciones son los esturiones anádromos
(que también están expuestos a la explotación humana), catostómidos, y algunos cíclidos. No se
conocen extinciones marinas. El único elasmobranquio de la lista, el tiburón del Ganges, Glyphus
gangeticus, es una especie fluvial, subrayando una vez más los impactos en hábitat de agua
dulce.
La mayoría de las especies extintas se encontraban en lagos (Harrison y Stiassny 1999), los que
conforman el 99 % del agua dulce en la superficie de la tierra. Los ríos conforman alrededor del 1
%; cuevas y manantiales son insignificantes en términos de volumen (McAllister et al. 1997). Un
número desproporcionado de extinciones, por lo tanto, ha ocurrido en hábitats relativamente
pequeños como cuevas, estanques y manantiales, lo que no es sorprendente dada la facilidad
con que se perturban estos hábitat. Los ríos también han sufrido extinciones desproporcionadas
22
con respecto a su volumen. Una comparación alternativa se centra en la diversidad relativa en
diferentes hábitat (tabla 4.2). Las diversidades aproximadas presentadas en el capítulo 1 resaltan
la vulnerabilidad relativa de hábitat pequeños. Sin embargo, las pérdidas respecto a la diversidad
invierten el orden de los lagos y ríos: extinciones lacustres se han producido en mayor proporción
de lo que cabría esperar de su diversidad, especialmente si la situación en el lago Victoria es tan
mala como muchos creen. Debido a que los lagos renuevan su agua con poca frecuencia en
comparación con ambientes lóticos, y habida cuenta de las densidades humanas alrededor de los
lagos y de su intensidad de uso, los impactos sobre las faunas lacustres no son sorprendentes.
VULNERABILIDAD: REPASO Y SINTESIS (página 81 y siguientes)
Las listas y las revisiones que se resumen en los capítulos 1-3, combinadas con la síntesis anterior
sobre peces propensos a la extinción sugieren una serie de atributos de hábitat, ambiente,
geográficos y de historia de vida que pueden predisponer y empujar incluso especies de peces a
la extinción (cuadro 4.4  Tabla 5 de este documento). En esta lista son notables las diferencias
entre los peces y vertebrados terrestres y entre especies de peces marinas y de agua dulce.
Además, diferentes autores, tal vez debido a las variaciones biológicas, así como a cuestiones
metodológicas, han llegado a algunas conclusiones diferentes. Sobrepuesto a cualquier intento
de identificar "rasgos" que puedan predisponer a las especies hacia la extinción, está la
percepción de que la biología interactúa con los cambios antropogénicos; sin presencia
humana, la mayoría de las especies continuaría sobreviviendo. Sin embargo, especies con
ciertos rasgos parecen ser más propensas a la extinción — es decir, más sensibles a las influencias
antropogénicas — que otras.
Ecological trait
Small range, endemic
SE
streams
(a)
Tennessee (b)
x
Spring / small habitats
Small body size
N. Amer.
minnows
(c)
Virginia
(d)
Great
Lakes (e)
California
(f)
SE (g)
Europe
(h)
Europe
(i)
x
(x)
x
x
x
x
x
x
(x)
x
x
x
Specialized ecology
x
Fragmented range
x
Benthic habits
x
(x)
x
n
(x)
(x)
(x)
x
n
n
x
x
(x)
x
x
Large body size
x
(x)
x
x
x
Not piscivorous
x
x
x
Dependent on currents
x
x
x
Lack parental care
Low fecundity
n
x
Diadromy / migration
Short life
x
x
x
n
n
n
x
Tabla 5. Tabla tomada de Helfman (2008: 81). Referencias: x = trait associated with imperiled fishes; (x) = trait inferred
from data; n = trait not correlated with vulnerability. SE = southeastern U.S.
Notas: Estas categorías no incluyen rasgos generalmente aceptados, como: puesta de huevos en grietas; cardúmenes o
agrupaciones pequeñas; tamaño de población pequeño; y maduración tardía.
Peces de aguas continentales
Como se ha mencionado, un tamaño grande es, con frecuencia, una amenaza de conservación
notable para las aves y los mamíferos. Los seres humanos eligen como presas preferentemente a
grandes animales terrestres. Además, un cuerpo homeotérmico grande es energéticamente más
23
costoso de mantener y requiere un rango más grande, lo que aumenta las probabilidades de
encuentro con los seres humanos.
En los peces, o al menos en los peces de cursos de agua analizada anteriormente, la pequeñez –
de cuerpo, de hábitat o de rango geográfico- se asocia con riesgo. Peces pequeños endémicos
que viven en hábitat pequeños y aislados (aguas termales, cuevas, cabeceras) en un rango
limitado de geográfico están múltiplemente amenazados. Estos rasgos también están asociados
con baja fecundidad y escasa densidad de población, que implican problemas adicionales (sin
embargo, un tamaño grande representa un peligro incuestionable entre los peces marinos
explotados; véase, Dulvy y Reynolds 2002).
Sudáfrica puede servir como un caso de prueba. Allí el peligro es inversamente proporcional al
tamaño corporal, con aproximadamente el 70 % de los listados de especies de agua dulce y el 90
% de las especies estuariales son menores a 150 mm de longitud (Skelton 1990). Como en otras
áreas, la restricción de sitio y el rango limitado también se correlacionan fuerte y
positivamente con el peligro de extinción. La mayoría de las especies indígenas de agua dulce y
de estuarios que están restringidas a una única cuenca hidrográfica o a estuarios a lo largo de una
pequeña sección de la costa tienen un estatus de conservación (Skelton 1990; Skelton et al.
1995).
Hábitos bentónicos asociados con la cría y la alimentación predisponen a estos peces (en su
mayoría de ríos) a la extirpación, principalmente debido a la depositación de sedimentos. Los
peces de agua dulce que desovan en el fondo y no poseen cuidados parentales (removiendo
sedimentos) están desproporcionadamente amenazados entre las especies consideradas en el
presente análisis. Bruton (1995) sugirió, sin embargo, que en todo el mundo existe una
correlación entre el cuidado parental y rango restringido o hábitos especializados, lo que
podría explicar la aparente vulnerabilidad que él encontró entre las especies con cuidados
parentales. Obviamente es necesario un análisis adicional de circunstancias ecológicas y patrones
filogenéticos dado el aparente desacuerdo acerca de la influencia de los cuidados parentales
sobre la vulnerabilidad.
Los hábitos bentónicos especializados también interactúan con embalses y la dependencia con el
flujo de agua. Peces bentónicos, adaptados a la corriente, no pueden vivir en las profundidades ni
en las extensiones litorales de los embalses, ni pueden tolerar la fragmentación del rango que a
menudo se produce cuando se construyen presas múltiples, que dividen y embalsan las cuencas
hidrográficas (ver capítulos 5, 6).
De las otras correlaciones fuertes mencionadas con la vulnerabilidad, no es sorprendente que los
especialistas ecológicos a menudo sean vulnerables, dado el éxito con que los generalistas
introducidos invaden y dominan los hábitat acuáticos perturbados. El correlato de pequeñez
probablemente explica la falta de piscivoría entre los peces amenazados, a diferencia de las aves
y mamíferos amenazados, muchos de las cuales tienen puestos elevados en sus redes tróficas.
También, la tendencia de especies migratorias o diádromas a ser vulnerables se ha observado a
menudo en los debates de peces amenazados. Por estas y otras varias características de
vulnerabilidad, el estudio de Parent y Schriml, 1995 de peces lacustres (véase el cuadro 4.4)
contrasta con las tendencias entre los peces de la secuencia. Estas especies no mostraron
amenazas asociadas con cuerpo pequeño, baja fecundidad, especialización ecológica o hábitos
migratorios. Estas diferencias sugieren que los peces de lagos (o lo que queda de la fauna nativa
norteamericana lacustre) pueden hallarse bajo un conjunto alternativo de restricciones y significa
una nota de precaución sobre la generalización de correlaciones de vulnerabilidad. Datos
adicionales de otros estudios de lago y hábitat serían instructivos; dadas las extinciones múltiples
entre conjuntos de especies de lagos, necesitamos desesperadamente datos ecológicos y
biológicos comparativos de estas configuraciones regionales, principalmente tropicales.
Muchos peces vulnerables utilizan varios hábitat como parte normal de su historia de vida,
independientemente de un comportamiento migratorio (Rosenfeld 2003). Cuanto más tipos de
hábitat requieran, más probable será que los individuos se encuentren con condiciones
degradadas en algún momento. Por lo tanto una historia de vida compleja interactúa con una
ecología especializada, algo así como un doble whammy. Un ejemplo son las especies fluviales
que utilizan las llanuras aluviales, canales laterales, madrejones u otras zonas marginales como
24
una parte de su biología. Muchas modificaciones antropogénicas sobre los grandes ríos - presas,
canalizaciones, construcciones de diques, dragados - perturban los ciclos de inundación
naturales, impiden la inundación de las llanuras aluviales y canales laterales y causan el desagüe
de los madrejones. Las áreas de la planicie aluvial sirven como sitios de desove y criadero de
muchas especies ribereñas, incluyendo los darters y minnows, que tendemos a caracterizar como
habitantes de aguas rápidas (Scheidegger y Bain 1995; véase el capítulo 6). La inundación de la
llanura aluvial puede ocurrir en el invierno o primavera, o en la estación lluviosa, dependiendo de
la configuración geográfica regional. Independientemente de esto, las inundaciones son
predecibles, y las especies dependen de esta previsibilidad para desarrollar sus actividades y para
poder sacar provecho de la disponibilidad de alimentos y hábitat vinculados a los ciclos de
inundación. Las actividades humanas, particularmente la construcción de presas, cambian,
interrumpen y eliminan -a veces completamente- este ciclo. Llanuras aluviales y madrejones
secos no son compatibles con las especies adaptadas a la inundación.
A partir de los antecedentes presentados, se elaboró la Tabla 6, que muestra algunas características generales
de las especies propensas a la extinción, comparando lo conocido en mamíferos y aves con lo correspondiente
a peces de agua dulce.
Características que se asocian a un
mayor riesgo de extinción
Aves y mamíferos
Peces de agua dulce
Tamaño corporal
Grande
Pequeño
Posición trófica
Alta (depredadores)
No piscívoros
Crecimiento
lento
Poblaciones
muy fluctuantes
Pequeñas
Tamaño de los grupos
Pequeños
Capacidad de dispersión o
colonización
Pobre
Rango geográfico
Restringido (endemismos
localizados)
Restringido; endemismos;
fragmentado
Hábitos migratorios
Fuertes
Presentes
Reproducción
En grupo
Cuidados de la cría
Ausentes
Fecundidad
Baja
Baja
Maduración
Tardía
Tardía
Tiempo de generación
Largo
Corto
Tolerancia a la presencia humana
No
Uso de alimentos o hábitat
Especializados
Especializados
Complejidad ecológica o de hábitat
Alta
Tabla 6. Tabla comparativa de rasgos que implican vulnerabilidad en tetrápodos superiores y en peces de agua dulce.
Darwall et al., 2009
Estos autores adoptan a la cuenca como unidad efectiva de conservación para organismos acuáticos
continentales. En este caso, los autores proponen utilizar la información procedente del HYDRO 1K
25
Simaika y Samways, 2010
Trabajan también en Sudáfrica, en invertebrados acuáticos continentales (odonatos) y critican fuertemente el
uso del concepto “extensión de la ocurrencia” (EOO) de UICN. Destacan que debe actualizarse, ya que no se ha
modificado desde el comienzo de los criterios.
Y proponen que:
The IUCN extent of occurrence (EOO), for freshwater catchment species, should be redefined as
‘the sum of the smallest hydrological units identified, of presently known, inferred or projected
occurrences of a taxon, excluding cases of vagrancy, that are used to estimate the threat to a
taxon’. A single hydrological unit is also the conservation or management unit. Here we suggest
that this unit is the quaternary catchment.
Aplicación de lógica difusa a criterios y metodologías de UICN
Existen varios antecedentes de intentos de uso de técnicas de lógica difusa, que permiten trabajar con niveles
elevados de incertidumbre, como sucede a menudo en la tarea de categorizar especies.
Se reproducen a continuación los resúmenes modificados de tres trabajos que avanzan en esta línea, con el
objeto de presentar la alternativa y ponerla a consideración de los participantes del foro y del taller.
No se avanzó más allá de la mención de los métodos, ya que su aplicación requiere trabajos más específicos
que no están dentro del presente proyecto,
Sí se creyó conveniente añadir un Anexo 3 al documento, con una definición de la lógica difusa que plantean
estos trabajos.
Regan et al., (2000)
Resumen:
La clasificación de especies en peligro de extinción utiliza categorías en ''extinto en estado
silvestre ', ''peligro'' y así sucesivamente, que son intrínsecamente vagas. Esta vaguedad presenta
varios problemas para aquellos que intentan clasificar especies en este esquema. La forma
habitual de hacer frente a esta vaguedad es eliminarla proporcionando definiciones precisas de
las categorías en cuestión.
En este documento se propone una alternativa, de teoría de conjuntos difusos, que respeta la
vaguedad inherente de las categorías cruciales sin comprometer la utilidad del esquema de
clasificación. Los autores observan que, en muchos casos, este método conduce a clasificaciones
intuitivamente más apropiadas que el método tradicional.
Akçakaya et al. (2000)
Resumen:
Los datos requeridos para completar las reglas de decisión basadas en umbrales de los
parámetros de UICN (rango de distribución, el tamaño poblacional, la historia poblacional y el
riesgo de extinción) son frecuentemente estimados con una incertidumbre considerable debido a
errores de medición, variación natural y vaguedad en la definición de los parámetros usados en
las reglas.
Actualmente no existen lineamientos específicos para enfrentar la incertidumbre. La
interpretación de datos inciertos por diferentes estimadores puede conducir a clasificaciones
inconsistentes debido a que ciertas actitudes hacia la incertidumbre y el riesgo pueden tener una
influencia importante en la clasificación de especies amenazadas. Estos autores proponen un
método para enfrentar a la incertidumbre que puede ser aplicado a los criterios actuales de IUCN
26
sin alterar las reglas, los umbrales, o la intención de estos criterios. El método propaga la
incertidumbre en los parámetros usados y asigna a la especie evaluada

a una sola categoría (a como lo hace el criterio actual) o

a un rango de categorías plausibles, dependiendo de la naturaleza y la extensión de las
incertidumbres.
Cheung et al., 2005
Estos autores proponen el uso de un sistema experto difuso (fuzzy expert system) para desarrollar un índice de
vulnerabilidad intrínseca de peces marinos, basado en relaciones publicadas entre la historia de vida y
características ecológicas, y la vulnerabilidad a la extinción.
Las variables que se ingresan incluyen:

Longitud máxima

Edad de primera madurez

Longevidad

Parámetro de crecimiento K de Von Bertalanffy

Tasa de mortalidad natural

Fecundidad

Intensidad del comportamiento gregario

Rango geográfico
La metodología es muy interesante y resulta en una aplicación que podría tomarse (con las
modificaciones pertinentes) para avanzar en este caso, ante la dificultad de obtener datos precisos en
muchas de las variables necesarias.
27
3.
Antecedentes de conservación de peces en Argentina
3.1.
Trabajos mencionados
Se conocen varios trabajos en los que se ha tocado el tema de la conservación, en particular refiriéndose al
grupo de los peces dulceacuícolas.
Grigera y Úbeda, 2002
Hasta el 2002, el trabajo de Grigera y Úbeda sirve como compilación y análisis. Estas autoras efectuaron una
revisión de 60 trabajos realizados entre 1960 y 2001 sobre categorizaciones y establecimiento de prioridades
de conservación de vertebrados de Argentina.
Se reproduce la siguiente tabla, en la que se muestran los criterios utilizados por los distintos autores para la
categorización de las especies.
Criterios
Métodos
Distribución
Área de distribución total
Área de distribución nacional, regional
Grado de endemismo
Tendencia del área de distribución
Abundancia
Tamaño poblacional / Abundancia
Tendencia poblacional
Características biológicas
Fragilidad o rusticidad ecológica
Especialización trófica
Nivel trófico
Especialización en el uso del hábitat
Especialización / uso del espacio vertical
Potencial reproductivo
Tamaño / masa corporal
Permanencia/ nidificante o no
Tipo de locomoción
Singularidades
Rol ecológico
Singularidad dentro del Parque
Singularidad
Valor cultural
Singularidad taxonómica
Antigüedad del linaje
Aislamiento genético
Calidad del hábitat
Amenaza de destrucción del hábitat/calidad
Representación del hábitat
Obras de infraestructura
Ganadería
Agricultura y/o actividades forestales
Turismo
Depredación o disturbios por animales domésticos
A
B
x
x
X
X
x
X
X
C
x
x
x
D
E
F
x
G
x
x
x
H
I
x
x
J
X
x
X
K
x
x
x
x
X
x
x
X
X
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
X
x
X
X
x
X
X
x
X
x
x
X
x
X
X
X
X
X
X
x
x
X
X
x
x
X
x
x
x
X
X
x
X
X
X
x
X
x
X
X
x
X
X
X
X
X
28
Introducción de especies exóticas
Extracción
Persecución, presión extractiva
Uso
Protección
Grado de protección
Presencia en Parques Nacionales
Distribución en Parques Nacionales
Abundancia en Parques Nacionales
Otras evaluaciones
Estatus internacional, nacional y local
Estatus internacional y nacional
Estatus nacional
Otros criterios
Valor económico
Sanidad
X
x
x
x
X
x
x
X
X
X
X
X
x
x
x
x
x
x
x
x
x
X
X
X
X
X
x
x
x
X
X
X
X
X
X
X
x
Tabla 2. Criterios que componen los métodos para evaluar aspectos relacionados con la conservación de vertebrados,
creados por autores argentinos. Los criterios se presentan agrupados por similitud; las cruces indican en cuáles métodos
son utilizados. A: Crespo (1982); B: Chani et al. (1989a); C: Reca et al. (1994); D: A Balabusic et al., APN, com. pública, 1989;
E: Vides Almonacid (1989); F: APN (1991); G: Bertonatti y González (1992); H: Galliari y Goin (1993); I: Navarro et al., IADIZA,
com. pública, 1994; J: Ojeda et al. (en prensa); K: Dellafiore y Maceira (1998).
Se muestra además un gráfico (Figura 1) elaborado a partir de información reunida en dicho trabajo, en el que
se ve que el grupo de los peces ha sido considerado en 13 de 60 trabajos revisados (un 22%), a pesar de
constituir el segundo grupo más diverso de vertebrados (luego de las aves).
45
Nº de trabajos
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Peces
Anfibios
Reptiles
Aves
Mamíferos
Figura 1: número de trabajos de conservación que consideran a cada grupo de vertebrados en Argentina de 1960 a 2001.
Se destaca por su importancia como criterio ordenador la propuesta presente en este trabajo:
“… advertimos que los criterios utilizados podrían ser agrupados y evaluados en sucesivas etapas.
Serían tres conjuntos según Millsap et al. (1990), o dos según los restantes autores mencionados:
1) El primer conjunto estaría formado por los criterios referidos a las características biológicas, la
distribución y la abundancia, que corresponden a las variables “biológicas” de Millsap et al.
(1990), “científicas” de Margules y Usher (1981) o de “conservación” del taller coordinado por
Grigera y Rau (2000).
2) Según Millsap et al. (1990) el grado de protección se ubicaría en un segundo grupo de
variables llamadas de “acción”.
29
3) Las acciones extractivas, la singularidad taxonómica y variables locales forman parte para
estos últimos autores de un tercer grupo de variables suplementarias. Estas variables son afines a
los “criterios políticos” de Margules y Usher (1981), quienes incorporan el valor cultural a este
conjunto y justifican llamarlos “políticos” porque no están basados en principios biológicos,
ecológicos o biogeográficos.
El segundo y tercer grupo de criterios conformarían el conjunto de criterios de “priorización”
descriptos en Grigera y Rau (2000).
Millsap et al. (1990) establecen que las variables suplementarias deben ser utilizadas con
posterioridad a los otros grupos de variables, puesto que sirven para destacar las especies
detectadas como vulnerables por medio de la ponderación de las variables biológicas.
Coincidentemente, Margules y Usher (1981) sostienen que este tipo de criterios no debería ser
usado en una primera evaluación, porque, sobre todo las acciones extractivas, adquieren
significancia en casos de rareza o vulnerabilidad.”
Finalizan el trabajo destacando:
“Proponemos el camino del acuerdo, de la aceptación de que quizás sean necesarios diversos
métodos para los distintos grupos faunísticos, y de la comprensión de la urgencia con que
debemos resolver los problemas de la conservación de los recursos naturales en Argentina.”
A posteriori de este trabajo, se pueden mencionar los siguientes:

López et al., 2003
Elaboraron un listado actualizado y comentado de la ictiofauna del país, e incorporaron una
categorización sui generis basados en su experiencia, y en antecedentes bibliográficos.

Liotta, 2005.
Propuso una metodología cuantitativa para una categorización jerárquica del conjunto de la ictiofauna
continental conocida del país, aplicando criterios de UICN, y haciendo énfasis en los criterios
distribucionales.

Zayas y Cordiviola, 2007
Aplicaron el índice SUMIN a la familia Characidae en la provincia de Santa Fe.
Se considera que la aplicación del índice presentó algunos inconvenientes. En la publicación no se
observa la tabla base de valoración de los atributos valorados para cada especie, por lo que no puede
analizarse cómo fueron evaluadas las especies.

Cappato y Yanosky, 2009.
El proyecto “Uso Sostenible de Peces en la Cuenca del Plata” de UICN-Guyrá-Proteger siguió los
lineamientos de UICN para la categorización de especies. En primer lugar se elaboraron fichas que
fueron discutidas y consensuadas en un taller de especialistas realizado en Asunción, Paraguay.
Participaron 30 especialistas provenientes de Paraguay, Brasil, Bolivia y Argentina. Se evaluaron 192
especies, 11 de las cuales fueron catalogadas con algún grado de “amenaza” y 50 como con “Datos
Insuficientes” 2.
2
Las especies “amenazadas” fueron tres (el pirá pitá (Brycon orbignyanus), la chanchita Gymnogeophagus setequedas y la
vieja del agua Hypostomus dlouhyi).
30

Chébez et al., 2009
Categorizaron un total de 348 especies de peces de agua dulce de todo el país, de las cuales una se
encuentra “en peligro”, cinco “vulnerables”, 256 fueron catalogadas como “raras” y 86 fueron las
especies indeterminadas.
La mojarra desnuda (Gymnocharacinus bergi) es la especie más amenazada del país por ser endémica
de las nacientes del arroyo Valcheta, en el borde de la Meseta del Somuncurá, Río Negro. La misma
está siendo afectada por la ganadería y por la introducción de peces exóticos. Este fue el primer pez
argentino en ser incluido en el Red Data Book como “en peligro”. Fueron incluidas además como
“vulnerables”: Lepidosiren paradoxa, Aplochiton taeniatus, Aplochiton zebra, Galaxias maculatus y
Galaxias platei.

Cordiviola et al., 2009
Aplicaron el índice SUMIN a las especies del orden Siluriformes presentes en el sitio Ramsar
Jaaukanigás, en la provincia de Santa Fe.
3.2.
Descripción de métodos utilizados
La comparación de los resultados y listados obtenidos en estos trabajos se dificulta por las disímiles
metodologías utilizadas.
Las metodologías que utilizan y hacen una ponderación cuantitativa de diversos criterios son la del índice
SUMIN (sumatoria de índices) originalmente diseñado para tetrápodos (Reca et al., 1994), la propia de UICN, y
la presentada por Liotta (2005), que puede considerarse dentro de los criterios de la anterior.
3.2.1 SUMIN
El primer método recurre a doce variables multiestado referidas a aspectos taxonómicos (singularidad
taxonómica), distribucionales (distribución a nivel continental y a nivel nacional y presencia en áreas
protegidas), bioecológicos (amplitud en el uso del hábitat, amplitud en el uso del espacio vertical, tamaño,
potencial reproductivo, amplitud trófica, abundancia y singularidad) y de uso (acciones extractivas). Fue
adaptado para su aplicación en peces de agua dulce de Patagonia por Bello y Úbeda (1998), y utilizado
posteriormente por Orlandini et al. (2001) para la ictiofauna de las sierras pampeanas en Córdoba, por Zayas et
al. (2005) para los Characidae de la provincia de Santa Fe y por Cordiviola et al. (2009) para los Siluriformes del
sitio Ramsar Jaaukanigás.
Las especies “vulnerables” fueron ocho (Ancistrus piriformis, Corydoras carlae, Genidens barbus, Rhamdella aymarae,
Rhamdella cainguae, Salminus hilarii, Steindachneridion scriptum y Zungaro jahu).
Como “casi amenazadas” (NT) se registraron 3 especies (Hemisorubim platyrhynchos, Loricaria tucumanensis y
Simpsonichthys chacoensis).
Otras 49 especies resultaron “con datos deficientes” (que fueron Ancistrus pirareta, Aphyocharax nattereri, Aphyocharax
rathbuni, Apteronotus albifrons, Astyanax paraguayensis, Astyanax pellegrini, Australoheros guarani, Austrolebias bellottii,
Austrolebias patriciae, Austrolebias vandenbergi, Brachyhypopomus brevirostris, Brachyhypopomus pinnicaudatus,
Brochiloricaria chauliodon, Brycon hilarii, Bunocephalus iheringii, Bunocephalus rugosus, Catathyridium lorentzii, Cheirodon
ibicuhiensis, Cichlasoma pusillum, Erythrinus erythrinus, Farlowella paraguayensis, Gymnocorymbus ternetzi, Hemigrammus
tridens, Heterocheirodon yatai, Hyphessobrycon elachys, Hyphessobrycon luetkenii, Hypophthalmus oremaculatus,
Loricariichthys edentatus, Macropsobrycon uruguayanae, Megalebias monstrosus, Megalonema argentina, Myleus tiete,
Neofundulus ornatipinnis, Odontostilbe microcephala, Papiliolebias bitteri, Piabucus melanostoma, Potamotrygon
brachyura, Potamotrygon histrix, Pyrrhulina australis, Rhamphichthys hahni, Rhaphiodon vulpinus, Schizodon dissimilis,
Serrapinnus calliurus, Serrapinnus kriegi, Serrapinnus microdon, Tridentopsis cahuali, Trigonectes aplocheiloides, Xyliphius
barbatus y Xyliphius lombarderoi).
Finalmente, 122 especies se categorizaron como “de preocupación menor”.
31
El método indica que las especies con un grado mayor de amenaza (“vulnerables de máxima prioridad”) son
aquellas que poseen puntajes superiores a la media más un desvío estándar, del conjunto considerado. Las que
están por sobre el valor promedio son las consideradas “vulnerables de atención especial”.
Como punto débil, se señala que el resultado del análisis depende fuertemente del tamaño y las características
del conjunto considerado. Aunque los puntajes se asignan especie a especie, la categorización se efectúa a
través de la comparación de los puntajes entre sí.
Si dentro de este conjunto hay especies de características muy distintas, el desvío será mayor, y menos
especies quedarán ubicadas dentro de los sectores de mayor vulnerabilidad. A la inversa, podría darse el caso
hipotético de que todas las especies analizadas tuviesen puntajes muy altos, con lo que ninguna quedaría
dentro del rango de “máxima prioridad”.
Estas dificultades se reducen -al menos en parte- al aplicar el índice a subconjuntos grandes o al conjunto de la
ictiofauna de una región.
3.2.2. Liotta, 2005
El segundo método aplica los criterios de UICN, haciendo énfasis en lo referido a distribución geográfica,
debido a la dificultad de obtener los datos necesarios para aplicar los criterios poblacionales.
En este trabajo se elaboró un modelo conceptual que prioriza a las especies en función de tres variables
fundamentales: carácter de endemismo, frecuencia de registros y rango de distribución. El objetivo fue
reordenar la información actualmente disponible sobre presencia, frecuencia de registros y distribución
geográfica de la ictiofauna continental argentina, y utilizar criterios cuantitativos para alcanzar un conjunto de
valoraciones de nivel comparable sobre la vulnerabilidad de las especies.
32
4. Situación actual
4.1.
Problemáticas halladas
Se detectaron varios problemas para la aplicación de los criterios de UICN a los peces de agua dulce de la
cuenca del Plata.
A continuación se describe brevemente cada uno
4.1.1. Problemas relacionados con la identificación del “taxón”
4.1.1.1. Certeza en la identificación de las especies
El trabajo mencionado de Kottelat y Freyhof (2007) señala las dificultades halladas en Europa, debidas a una
insuficiente claridad en la taxonomía de los peces en ese continente, que por otra parte es de los más
estudiados del planeta.
En Sudamérica y en Argentina en particular, existen grupos completos de peces de los que aun no se posee un
claro panorama taxonómico, requiriéndose profundas revisiones. Por otro lado, se ha señalado en reiteradas
oportunidades la necesidad de fomentar la formación (y evitar la emigración posterior) de cuadros de
profesionales en sistemática e identificación.
4.1.1.2.
Evaluación del taxón en su nivel adecuado
Musick (1999) y el trabajo posterior de la AFS (Jelks et al., 2008) señalan la necesidad de evaluar el estado de
conservación no sólo de especies, sino de taxa de jerarquías inferiores (como por ejemplo, stocks o poblaciones
distintas de salmónidos).
La AFS ha definido el segmento distinto (o distinguible) de población (DPS, por Distinct Population Segment en
inglés). Un DPS puede incluir stocks únicos, grupos de stocks, metapoblaciones, subespecies o especies,
dependiendo de la información disponible sobre genética, distribución, aislamiento y parámetros de su biología
e historia de vida.
4.1.2. Dificultades derivadas de la escasez de información compilada
El sesgo geográfico de la intensidad del muestreo se ha identificado como un problema. Smith y Darwall (2006),
en su evaluación de peces del mediterráneo, explicitan la evidente falta de datos sobre especies de peces del
norte de África (salvo Marruecos y algunas zonas de Túnez y Argelia).
La situación argentina es complicada, por varias razones:
No se llevan a cabo monitoreos periódicos de las poblaciones de peces, como los realizados en otros países
(Francia, ver por ejemplo Oberdorff et al., 2002; EEUU, ver por ejemplo Fagan et al., 2005).
Además se evidencian disímiles presiones de muestreo entre distintas regiones de la cuenca, casi siempre en
relación a unidades académicas o museos.
La descripción muy reciente de varias decenas de especies hace que se disponga de muy pocos datos sobre
ellas.
No se abunda más en esta dificultad, pese a considerarse crítica. Todo lo anterior lleva a que no haya una gran
cantidad de registros puntuales compilados y georreferenciados disponibles.
Mucha más información está contenida en las colecciones de museos y centros de investigación. Pero el
trabajo de disponer, reunir y compilar dichos datos es muy difícil.
4.1.3. Dificultades en la aplicación de los criterios sobre especies “r-estrategas” en general
Musick (1999) indica que aunque las que más presentan problemas al aplicar los criterios de UICN son las
especies de importancia pesquera, “en realidad, la contradicción se encuentra con todas aquellas especies
que no están fuertemente K-seleccionadas, independientemente de si son explotadas o no”.
Se señala que los umbrales de reducción de población establecidos por IUCN para la inclusión de las especies
en las distintas categorías de amenaza son adecuados principalmente para organismos fuertemente Kseleccionado.
33
En la misma línea, Kottelat (2007) señala que -aunque deben ser usados con toda clase de organismos- los
criterios de UICN han sido obviamente diseñados en principio con organismos terrestres en mente, y su
aplicación a organismos estrictamente acuáticos es a veces problemática.
En los casos en que se dispone de más información poblacional, como en las especies de importancia pesquera
comercial, puede intentarse la aplicación de las propuestas de Musick (1999). Un detalle está en la parte 2 de
este documento (página 6).
4.1.4. Dificultades para estimar la distribución geográfica en organismos dulceacuícolas
4.1.4.1. Problemas asociados al método de estimación de la distribución utilizado (EOO, AOO)
Ya se ha visto que la aplicación del concepto de Extensión de la Ocurrencia (EOO) no es adecuado para aplicarlo
a organismos acuáticos continentales (Kottelat y Freyhof, 2007; Helfman, 2008).
La medida de Área de Ocupación (AOO) puede ser más aplicable a organismos acuáticos, aunque también se
presentan dificultades. En las tablas se observa que se ha considerado que la AOO es un 10% de la EOO. Sin
embargo, en los ambientes terrestres, la superficie ocupada por cuerpos de agua es muy variable y en general
menor a ese número. A nivel global, el porcentaje es de un 2,8% (McAllister et al., 1997). En la cuenca del río
Salado en la provincia de Buenos Aires, los cuerpos de agua, incluidos los semipermanentes, es de alrededor
del 2% de la superficie (Vázquez et al., 2003).
4.1.4.2. Problemas asociados a la escala seleccionada para el análisis
Se observó que la estimación del área ocupada por una especie varía de acuerdo a la escala a la que se trabaja:
cuanto más detallada es el área de la unidad seleccionada, mayor es la proporción de unidades en que no hay
registros, y menor resulta el AOO de esa especie.
Esto produce un efecto negativo: sobreestimar el área de distribución de las especies para las que se cuenta
con registros escasos o poco precisos, o en las situaciones en las que se dispone de unidades de análisis muy
grandes.
4.1.5. Dificultades por la naturaleza incierta de los datos (en tiempo y en espacio)
Registros de diversa precisión
Los registros de presencia de las especies tienen la precisión con que fueron ubicados por los autores de cada
trabajo o presentes en las descripciones de las colecciones incluidas. Esto hace que haya una gran variabilidad y
que hay un error asociado al utilizar simultáneamente toda la información.
Representatividad de los registros
Es muy poco frecuente que se disponga de series de datos repetidos, es decir de registros efectuados en
tiempos sucesivos en una misma región. Lo normal es que los registros surjan de eventos de colecta únicos o
aperiódicos.
En unos pocos casos, se dispone de series temporales efectuadas con artes de pesca semejantes. En el ANEXO
4 se analizan dos casos a modo de ejemplo.
4.1.6. No inclusión de variables biológicas (salvo las relacionadas con el tamaño poblacional)
Se ha considerado inadecuado que UICN no contemple variables biológicas en sus criterios (Helfman, 2008). Sin
embargo, también se ha dicho que lo fundamental de las variables biológicas está incluido en los criterios
poblacionales (resultados del foro).
34
4.2.
Caracterización de la situación nacional
4.2.1. La cuenca
Los aspectos principales de la cuenca del Plata, su extensión y complejidad ambiental, han sido discutidos en el
proyecto previo al presente, resumido en Cappato y Yanosky (2009). Para mayores detalles pueden consultarse
a Iriondo et al. (2007), Neiff (1990, 1999), COMIP (1994), entre otros.
Aquí sólo se hacen algunos comentarios específicos sobre aspectos que tienen una importancia directa en la
adecuación de los métodos de UICN a los peces de la cuenca.
4.2.1.1.
Los ambientes
La cuenca en Argentina tiene subsistemas bien diferenciados, e ictiofaunas asimismo bien caracterizables y
diferentes, aunque por supuesto con una estructura básica común.
Los cursos de los grandes ríos (Paraguay, Paraná y Uruguay; Bermejo y Pilcomayo, Salado) junto con su enorme
sistema de humedales asociados conforman un subconjunto propio.
El sistema de Iberá constituye un enorme conjunto de ambientes con estructura y funcionamiento distintos,
tanto en calidad de agua como en sustrato y en composición biótica.
Los cursos generalmente pequeños que drenan la provincia de Misiones, en sus vertientes al Paraná, al Iguazú
y al Uruguay se diferencian de los anteriores en geomorfología, tipos de ambientes y composición específica.
Los tramos altos del Bermejo y el Pilcomayo, en las provincias del noroeste, se diferencian también en clima,
relieve y composición.
Finalmente, los arroyos de las provincias de Entre Ríos y Corrientes, que drenan al Uruguay han develado en los
últimos años una importante riqueza de especies y nuevas especies.
Figura 2. Cuenca completa del río de la Plata.
35
4.2.2. La ictiofauna
4.2.2.1. Riqueza de especies
Debe destacarse que la ictiofauna regional está aun en proceso de descubrimiento. En la Figura 3 se muestra
cómo se han ido incorporando las especies al elenco de la cuenca del Plata en Argentina.
500
450
número de especies presentes
400
350
300
250
200
150
100
50
0
1750
1800
1850
1900
1950
2000
Año
Figura 3. Aumento del número de especies registradas en la cuenca del Plata. Se incluyeron especies limítrofes e
introducidas en el análisis.
En los últimos años se han continuado hallando especies nuevas, y la tasa de aparición de especies no se ha
reducido. En la Figura 4 se observa un detalle del aumento de la riqueza de especies en los últimos veinte años.
En este período se incorporaron nada menos que 79 especies. Muchas son nuevas especies; en otros casos se
trata de registros en Argentina de especies previamente conocidas en otros países de la cuenca.
470
Número de especies presentes
460
450
440
430
420
410
400
390
380
1989
1994
1999
Año
2004
2009
Figura 4. Aumento del número de especies presentes en la cuenca del Plata en los últimos 20 años. Se incluyeron
especies limítrofes e introducidas en el análisis.
Muchas de las adiciones a la fauna de peces de la cuenca del Plata en Argentina corresponden a los géneros
Astyanax (13 especies), Bryconamericus (7 especies) y Crenicichla (6 especies).
En el Anexo 1 se presenta la lista sistemática de las especies halladas en los últimos 20 años, con el año de
descripción de cada una.
36
Los principales focos de aparición de especies se encuentran en la provincia de Misiones y en el noroeste del
país, pero se han hallado nuevas especies en todo el territorio argentino de la cuenca.
El conjunto completo de las especies presentes en la cuenca del Plata en Argentina, está integrado por un total
de 445 especies nativas.
Se han identificado además otras 11 especies consideradas limítrofes.
Finalmente, se menciona la presencia de otras 10 especies introducidas en la cuenca.
4.2.2.1.1.
Especies endémicas
De acuerdo a los registros disponibles, 71 especies son endémicas de la cuenca del Plata en Argentina. Esto
significa un porcentaje de endemismos de 15,9 %.
Es interesante destacar que de esas 71 especies endémicas, 11 fueron descriptas en el siglo XIX, otras 12 fueron
descriptas en el siglo XX, antes de la publicación del libro de Ringuelet et al. (1967) y 47 se describieron luego
de esta publicación. 35 de ellas se describieron en lo que va del siglo XXI.
Es posible que algunas de las especies que ahora se consideran endémicas puedan hallarse en otros países y
dejen de serlo.
Un listado se encuentra en el Anexo 2.
4.2.2.2.
Información disponible
La metodología de UICN se centra, como se vio en el capítulo 1, en una serie de criterios que se refieren a la
declinación del tamaño de población o distribución, a la disminución en el área de ocurrencia, a cambios en la
estructura de la población o en ciertos atributos biológicos (como tasa de reproducción, el tiempo de
generación y tamaño de maduración) y a cambios en la probabilidad estimada de extinción.
El análisis de la situación de otros países / continentes muestra que habitualmente se realizan grandes
esfuerzos de recopilación, ya sea para nutrir eventos de talleres o reuniones de categorización de faunas o
directamente para ser usados en las categorizaciones.
A nivel regional, se hizo un esfuerzo de estas características para la realización del taller de Asunción,
organizado por UICN-GUYRA-PROTEGER en 2008. Este trabajo dio como resultado la categorización de cientos
de especies.
Se menciona, por su implicancia en el trabajo a seguir, que surgió como una preocupación del foro previo a
este documento la posibilidad de que se hubiesen categorizado como “LC” a especies que deberían haberse
considerado “DD”.
4.2.2.2.1.
Datos poblacionales
Para lograr aplicar los criterios de UICN, es necesario conocer, para cada especie en estudio, al menos uno de
los siguientes datos:

el tamaño poblacional y su reducción a lo largo de un tiempo, que puede ser de tres generaciones o de
diez años.

La cantidad de individuos maduros sexualmente existentes al momento del estudio.
Categoría
En peligro crítico (CR)
En peligro (EN)
Vulnerable (VU)
Reducción de la población
> 80 – 90 % / 10 años o 3 generaciones
> 50 – 70 % / 10 años o 3 generaciones
> 30 – 50 % / 10 años o 3 generaciones
37
Número de individuos maduros
< 50 – 250
< 250 – 2.500
< 1.000 – 10.000
La cantidad de información disponible para las especies de la cuenca es sumamente disímil.
De algunas, como las de importancia comercial u ornamental, se dispone de datos más o menos abundantes.
Sin embargo, es difícil pensar que pueda conocerse la información solicitada referida a la reducción de la
población (aun con baja precisión), ni siquiera para las especies más importantes o con mayores datos, como el
sábalo, el dorado o el surubí.
Aun conociendo la información, es opinable su significación en el caso de las especies de importancia pesquera,
como se detalló en la parte 2 (Musick, 1999; Helfman, 2008) y en el punto 4.1.3.
Y los datos son mucho más escasos para la gran mayoría de las especies, especialmente para las que pueden
considerarse raras.
4.2.2.2.2.
Datos distribucionales
Para lograr aplicar los criterios de UICN, es necesario conocer, para cada especie en estudio:

El tamaño de su área de distribución, y si además, en la misma se da
o
fragmentación, o escaso número de locaciones
o
reducción, y/o
o
fluctuación severa en la misma.
En esta línea, se cuenta con información procedente de la base de datos elaborada y mantenida por la
Fundación Óga y el Museo de Ciencias Naturales "Rvdo. P. Antonio Scasso", de San Nicolás.
La porción de esta base de datos correspondiente a la cuenca del Plata tiene algo más de 8.000 registros
georreferenciados puntuales, pertenecientes a 476 especies.
Figura 5. Registros de peces en el sector argentino de la cuenca del río de la Plata. Cada punto puede representar más de
un registro.
38
5. Propuesta para el trabajo en el taller
5.1.
Recomendaciones
A partir de los antecedentes descriptos, se pueden hacer algunas consideraciones acerca del trabajo a seguir:
5.1.1.
Aplicar exhaustivamente la metodología y los criterios de UICN
Se considera conveniente aplicar todo lo posible los criterios y metodologías propuestas por UICN.
Este es el único modo de lograr que los resultados sean comparables con las de las listas globales u otras listas
nacionales.
5.1.2.
Utilizar toda la información disponible
Es necesario definir si se tiene un volumen crítico de información sobre las especies a categorizar, o al menos
sobre un subconjunto de ellas.
Debe efectuarse una exhaustiva recopilación de datos, y recurrir especialmente (en el ámbito del taller o a
posteriori) al conocimiento de los expertos en cada grupo sistemático y en las distintas subregiones de la
cuenca.
De este modo puede advertirse si se concluirá el trabajo con un gran número de especies “con datos
deficientes”, lo que en sí es una información a tener en cuenta y valiosa de presentar.
Ante la elevada probabilidad de que la información disponible sea poco precisa, convendría evaluar la
posibilidad de desarrollar un método de lógica difusa.
Existen antecedentes publicados ya mencionados, como Regan et al., (2000), Akçakaya et al. (2000) y el más
conocido de Cheung et al (2005), que actualmente se presenta como un dato estándar dentro del sitio de
FishBase (www.fishbase.org).
5.1.3.
Jerarquizar las especies
Dada la gran cantidad de especies existentes en la porción argentina de la cuenca, y la siempre escasa
disponibilidad de tiempo, se cree indispensable priorizar y jerarquizar las especies a categorizar.
Así se podrá orientar el esfuerzo hacia un subconjunto de las especies que resulten seleccionadas.
Para esto, se sugiere utilizar el modelo conceptual de la Figura 6.
Especies nativas
Endémicas
Raras
3
4
6
1
5
2
7
Con distribución
restringida
Figura 6: Modelo conceptual tentativo de priorización de especies
En este modelo, los números ubicados en las intersecciones de los subconjuntos indican la importancia relativa
de las especies contenidas en cada uno. Así, del conjunto de las especies nativas que no son periféricas o
39
limítrofes, aquellas que son a la vez endémicas, poseen pocos registros, y además éstos se agrupan en una
distribución geográfica restringida poseen la máxima vulnerabilidad. En segundo término se prioriza a las
especies endémicas y de distribución restringida, aunque tengan un número más elevado de registros, y así
sucesivamente.
Se propone priorizar en primer lugar a las especies endémicas ya que el subconjunto de raras + de distribución
restringida, pero no endémicas, podría contener especies sumamente abundantes o ampliamente distribuidas
en otros países.
Se reitera la importancia de trabajar sobre las especies endémicas del sector argentino de la cuenca, ya que –al
menos para este subconjunto- se logrará una categorización igual para los niveles nacional y global. Se
proporciona un listado de especies endémicas en el Anexo 2.
Obsérvese que los criterios utilizados aquí están dentro de las recomendaciones presentes en Musick (1999),
en lo referente a criterios de rareza, rangos pequeños y endemismos. El último criterio de ese trabajo,
requerimientos especializados de hábitat, no se aplicó en este modelo debido a que no es probable que se
cuente con la información necesaria.

Trabajar en etapas sucesivas
En paralelo con el punto anterior, se sugiere aplicar el criterio presentado en Grigera y Úbeda (2002), y trabajar
primero con elementos biológicos y distribucionales, representativos de la vulnerabilidad intrínseca de las
especies, y en una etapa posterior, incorporar elementos que tienen que ver con la “interacción” de la especie
con la actividad humana, ya sea de tipo positivo (grado de protección) o negativo (acciones extractivas).
Nivel de criterio
1º. Criterios de
conservación
Ejemplos
Características
biológicas
Distribución
geográfica
Abundancia
2º. Criterios de
acción
3º. Criterios
suplementarios
Ejemplos de UICN
Declinación del tamaño de
población.
Disminución en el área de
ocurrencia.
Cambios en la estructura
de la población o en
ciertos atributos biológicos
como tasa de
reproducción, el tiempo de
generación y tamaño de
maduración
Ejemplos del SUMIN
Distribución
Continental (DICON)
Distribución Nacional
(DINAC)
Abundancia (ABUND)
Tamaño corporal
(TAM)
Potencial Reproductivo
(POTRE)
Amplitud en el Uso del
Hábitat (AUHA)
Amplitud en el Uso del
Espacio Vertical
(AUEVE)
Amplitud trófica
(AMTRO)
Observaciones
Son las variables “biológicas”
de Millsap et al. (1990),
“científicas” de Margules y
User (1981) o de
“conservación” del taller
coordinado por Grigera y
Rau (2000).
Grado de
protección
Grado de Protección
(PROT)
Según Millsap et al. (1990)
Acciones
extractivas
Singularidad
taxonómica
Variables
locales
Acciones extractivas
(ACEXT)
Singularidad (SING)
Singularidad
taxonómica (SINTA)
Son afines a los “criterios
políticos” de Margules y
Usher (1981), quienes
incorporan el valor cultural a
este conjunto y justifican
llamarlos “políticos” porque
no están basados en
principios biológicos,
ecológicos o biogeográficos.
Tabla 7. Niveles de criterios mencionados en Grigera y Úbeda (2002) y ejemplos de UICN y SUMIN
En particular, se propone comenzar con los datos poblacionales y distribucionales disponibles, tratando de
procesarlos comparativamente para todas las especies.
40
Sobre el subconjunto de las especies más vulnerables, aplicar los criterios de acción y los suplementarios.
No obstante el proceso de jerarquización propuesto antes, se sugiere efectuar una revisión de casos para evitar
omisiones.
5.1.4.
Estudiar alternativas para la estimación del rango de distribución de las especies.
Es necesario estudiar las alternativas disponibles para estimar el rango de distribución de las especies.
Como insumo para la estimación de los rangos de distribución de las especies de la cuenca, se cuenta con los
mapas de registros puntuales georreferenciados de la base de datos elaborada por el autor del presente
documento, que se ha publicado recientemente en el sitio de la Fundación Óga.
Además de la metodología clásica de UICN: la Extensión de la Presencia y el Área de Ocupación, se propone
considerar otras.
En principio, se sigue la propuesta de considerar unidades naturales de conservación (como las cuencas o
subcuencas) más que utilizar cuadrículas, que no son representativas de la distribución de organismos
acuáticos continentales.
La primera es la metodología (remitida por Julieta Peteán) titulada “IUCN Freshwater Biodiversity Assessment
Unit - Species Mapping Protocol”. Ésta propone el uso de la capa Hydro1K del Servicio Geológico Minero de
Estados Unidos (USGS) (ver Figura 7). Puede ser aplicada a la cuenca del Plata, ya que se dispone de
información, tanto de los registros puntuales de las especies como de la cartografía digital propuesta allí.
Figura 7. Imágenes de la capa Hydro1K del USGS y cursos de agua asociados.
También es posible utilizar unidades de mayor grado de detalle, tomando como modelo las “cuencas
cuaternarias”, sugeridas por Simaika y Samways (2010) para la categorización de organismos de agua dulce del
sur de África. Estos autores, al igual que otros (Hartley y Kunin, 2003), señalan la importancia de utilizar
unidades geográficas pequeñas para estimar la extensión de la presencia de las especies. Esto reduce el riesgo
de sobreestimar el área de distribución de las especies.
Para avanzar en esta línea, se dispone del shape (cartografía digital y georreferenciada detallada) para el
conjunto de la cuenca del Plata. Este shape fue proporcionado gentilmente por TNC 3. Se propone usar las
subcuencas de clase 2 (denominadas “SIZE2”), cuyas áreas están en general en el orden de 100 a 1.000 km2,
algo más detalladas que las “cuencas cuaternarias” de Simaika y Samways (2010).
Para evaluar el efecto de la escala de análisis sobre la estimación del rango de distribución, se ha propuesto
(Hartley y Kunin, 2003) que más que aplicar una escala predefinida a todas las especies a categorizar, pueden
3
The Nature Conservancy, South American nested watersheds dataset, Paulo Petry y Leonardo Sotomayor, 2007-2009.
41
construirse curvas que representen el cambio de la estimación del rango de distribución de cada especie al
calcularlo sobre distintas escalas.
Para aplicar esto es necesario definir las unidades y escalas de análisis. En este caso, una propuesta posible es
utilizar las cuencas de distintos órdenes (2, 3, 4) en la evaluación.
En este punto es necesario además considerar situaciones diferenciales, de acuerdo a las características
ambientales en que se hallen las especies (ver punto 4.2.1.).
5.2. Limitaciones y propuestas preliminares para resolverlas

Particularidades de la cuenca
Varios autores han considerado que, para los ecosistemas dulceacuícolas, la cuenca es la unidad natural de
conservación efectiva (Darwall et al., 2009). Simaika y Samways (2010) proponen que la unidad sea la “cuenca
cuaternaria” es decir una subcuenca de pequeño tamaño que evite sobrestimar la distribución de las especies a
categorizar.
En regiones semiáridas o áridas, o con unidades distintas de drenaje separadas entre sí, y de tamaños
equivalentes, resulta más fácil utilizar este criterio. Pero en una cuenca de las características de la del Plata,
esto se complica.
Por eso se describieron brevemente distintas subunidades ambientales en el punto 4.2.1. y subsiguientes.
Se muestran en el Anexo 5 los casos de tres especies, todas de la cuenca, que presentan características
ambientales distintas, para las que se observan las dificultades que aquí se advierten.

Vagabundeo (= vagrancy)
Un elemento que puede introducir confusión es considerar como vagrancy a la dispersión hacia el sur que se
verifica para muchas especies, en épocas estivales o en años de crecientes importantes.

Validación del uso de la base de datos de distribución
Se propone aquí el uso de una base de datos (Fundación Óga – Museo "P. Scasso") como recurso inicial para
jerarquizar y preseleccionar aquellas especies que poseen rasgos de vulnerabilidad manifiestos de acuerdo con
los resultados mostrado en los capítulos 2 y 3.
No obstante, se puede adelantar ciertos problemas derivados del uso de la misma. Se plantean y analizan a
continuación.

Base incompleta
Puede considerarse que la base de datos es incompleta: seguramente hay muchos registros más en la
bibliografía o en colecciones, que no se han incorporado a la misma.
Esto implica que podemos estar sobrestimando a las especies raras o de distribución restringida y que,
si aumentásemos el esfuerzo de muestreo, hallaríamos más ejemplares y sitios para las especies raras.
Con respecto a esto, se hizo una evaluación retrospectiva de la base de datos. Se observó de qué
modo cambian las proporciones de las especies raras con respecto al total.
En la Figura 8 se muestra la proporción de especies que presentaba la base de datos cuando contenía
5.000, 7.500 y 10.000 registros.
42
3500
5.000 registros
7.500 registros
3000
Cantidad de registros
10.000 registros
2500
2000
1500
1000
500
0
1a6
7 a 20
21 a 53
54 a 100
100 a 259
Especies con "x a y" registros
Figura 8. Distribución de los registros entre las especies con distintos volúmenes de registros en la base.
Incorporar el doble de registros hizo que las especies que ya eran frecuentes sean proporcionalmente
aun más frecuentes, pero no aumenta significativamente el número de registros de especies que eran
raras o poco frecuentes al principio.
Lo que ocurre además es que, con el tiempo, se van descubriendo nuevas especies, que o son de
distribución restringida y/o raras, o estaban enmascaradas, confundidas con otras especies más
frecuentes.

Antigüedad de los registros
Dado que recopila el conjunto de la información disponible de la distribución geográfica de las
especies, esta base de datos incluye registros antiguos y nuevos, es decir, contempla tanto la
distribución histórica como la actual. En la Figura 9 se muestra cómo se distribuyen los registros en el
tiempo, en la base de datos sugerida.
La primera pregunta entonces es: ¿debemos considerar todos los registros disponibles, o sólo los más
recientes? Considerar los registros antiguos conlleva la amenaza de suponer que una especie está
presente en un sitio porque estaba allí hace X años.
3500
3000
Nº de registros
2500
2000
1500
1000
500
0
Hasta 1969
1970 - 1979
1980 - 1989
1990 - 1999
2000-2010
Período
Figura 9. Número de registros en cada período de tiempo mostrado.
43
Neiff (1999) sugiere que para estos casos, en que hablamos de humedales, la diversidad debe
considerarse como la sumatoria de los eventos de muestreo, incluyéndolos a todos, debido a que
potencialmente, las tasas de recambio de especies son siempre elevadas. Esto es especialmente
remarcable en ambientes acuáticos con elevada riqueza específica, como los de la cuenca del Plata.
Dentro de este ítem están anidados aspectos ecológicos como las variaciones estacionales y
multianuales de distribución, cambios ambientales naturales y provocados por disturbios
antropogénicos, etc.
Si se acuerda en descartar la información antigua, debe alcanzarse un acuerdo además en el valor de
corte de la antigüedad; es decir, ¿cuándo comienzan a ser considerados antiguos los registros?
Preliminarmente, se propone considerar como antiguos a los registros previos al año 1990, es decir
con más de 20 años.

Falta de precisión en los registros
De orden a reducir el acuerdo a lo mencionado en el punto 4.1.5., se consideraron poco precisos los
registros con más de 25 km de error.

Falta de vouchers en el caso de las observaciones
Prácticamente un 70 % de los registros compilados carece de un espécimen voucher que permita
corroborar la identificación.
44
6. Anexos
Anexo 1
Listado de nuevas especies halladas en el sector argentino de la cuenca del Plata
A continuación de la especie, se muestra el año de la descripción.
Orden Characiformes
Subfamilia Stevardiinae
Familia Characidae
2004
Bryconamericus agna
Bryconamericus ikaa
Bryconamericus mennii
2001
2004
2002
2003
Bryconamericus pyahu
Bryconamericus sylvicola
Bryconamericus uporas
2003
1998
2002
Bryconamericus ytu
Hypobrycon poi
2004
2001
Subfamilia Cheirodontinae
Heterocheirodon yatai
1992
Subfamilia Characinae
Nantis indefessus
Subfamilia Glandulocaudinae
Cyanocharax lepiclastus
“Astyanax clade”
Astyanax aramburui
Astyanax chico
Astyanax endy
2006
2004
2006
Astyanax ita
2002
Astyanax latens
Astyanax leonidas
2004
2002
Astyanax ojiara
2000
Astyanax paris
Astyanax pynandi
2002
2003
Astyanax saguazu
Astyanax troya
2003
2002
Astyanax tumbayaensis
Astyanax tupi
2005
2003
"Bramocharax clade"
Oligosarcus brevioris
Oligosarcus menezesi
Familia Erythrinidae
Hoplias australis
2009
Orden Siluriformes
Familia Cetopsidae
Subfamilia Cetopsinae
Cetopsis starnesi
2005
Familia Trichomycteridae
1990
1996
Subfamilia Trichomycterinae
Silvinichthys bortayro
2005
Trichomycterus catamarcensis
2000
Subfamilia Tridentinae
Tridentopsis cahuali
1990
"Hemigrammus clade"
Hemigrammus mahnerti
1989
Hyphessobrycon auca
Hyphessobrycon isiri
2004
2006
Familia Loricariidae
Hyphessobrycon togoi
2006
Subfamilia Hypoptopomatinae
Hyphessobrycon wajat
1999
Epactionotus yasi
Hisonotus aky
Hisonotus charrua
2004
2004
2006
Hisonotus hungy
Subfamilia Loricariinae
Loricaria holmbergi
2007
45
2005
Loricariichthys edentatus
2000
Orden Gymnotiformes
Loricariichthys melanocheilus
2000
Familia Hypopomidae
Loricariichthys rostratus
2000
Brachyhypopomus pinnicaudatus 1991
Rineloricaria Isasi
Rineloricaria misionera
2008
2005
Orden Cyprinodontiformes
Familia Rivulidae
Subfamilia Hypostominae
Hypostomus isbrueckeri
1990
Austrolebias apaii
2006
Hypostomus roseopunctatus
1990
Austrolebias monstrosus
1995
Hypostomus uruguayensis
1990
Austrolebias patriciae
Austrolebias toba
1995
2006
Austrolebias vandenbergi
Papiliolebias bitteri
Papiliolebias hatinne
1995
1998
2009
Subfamilia Ancistrinae
Ancistrus piriformis
Hemiancistrus fuliginosus
1989
1999
Familia Auchenipteridae
Familia Poeciliidae
Subfamilia Auchenipterinae
Subfamilia Poeciliinae
Cnesterodon pirai
Cnesterodon raddai
Trachelyopterus lucenai
1995
2009
2001
Familia Pimelodidae
Orden Perciformes
Subfamilia Pimelodinae
Pimelodus absconditus
1995
Familia Cichlidae
Pimelodus britskii
2007
Australoheros forquilha
2008
Pimelodus mysteriosus
1998
Subfamilia Heptapterinae
Imparfinis mishky
Australoheros scitulus
Australoheros tembe
Crenicichla gaucho
2003
1995
1992
2007
Rhamdella aymarae
Rhamdella cainguae
1999
2008
Crenicichla hadrostigma
Crenicichla minuano
Crenicichla missioneira
2007
1992
1992
Crenicichla tendybaguassu
Crenicichla yaha
1992
2006
Gymnogeophagus che
Gymnogeophagus setequedas
2000
1992
46
Anexo 2
Listado de especies endémicas del sector argentino de la cuenca del Plata
Orden Rajiformes
33. Trichomycterus alterus
Familia Potamotrygonidae
34. Trichomycterus catamarcensis
35. Trichomycterus corduvense
1.
Potamotrygon schuehmacheri
Orden Characiformes
36. Trichomycterus roigi
37. Trichomycterus spegazzinii
38. Trichomycterus tenuis
Familia Characidae
39. Parastegophilus maculatus
2.
3.
4.
Nantis indefessus
Astyanax aramburui
Astyanax correntinus
5.
6.
Astyanax endy
Astyanax erythropterus
7.
8.
9.
Astyanax ita
Astyanax latens
Astyanax leonidas
40. Tridentopsis cahuali
Familia Callichthyidae
41. Corydoras carlae
42. Corydoras micracanthus
Familia Loricariidae
43. Epactionotus yasi
44. Hisonotus aky
10. Astyanax ojiara
11. Astyanax paris
45. Hisonotus hungy
46. Brochiloricaria chauliodon
47. Loricaria holmbergi
12. Astyanax pynandi
13. Astyanax saguazu
14. Astyanax troya
15. Astyanax tumbayaensis
48. Loricaria tucumanensis
49. Rineloricaria catamarcensis
16. Astyanax tupi
17. Bryconamericus agna
50. Rineloricaria misionera
51. Hypostomus cordovae
18. Bryconamericus ikaa
19. Bryconamericus mennii
Familia Auchenipteridae
20. Bryconamericus pyahu
52. Trachelyopterus albicrux
21. Bryconamericus rubropictus
22. Bryconamericus sylvicola
23. Bryconamericus uporas
Familia Pimelodidae
24. Bryconamericus ytu
25. Hemigrammus matei
26. Hyphessobrycon auca
53. Pimelodus absconditus
54. Pimelodus albicans
55. Pimelodus argenteus
27. Hyphessobrycon igneus
28. Hyphessobrycon togoi
56. Pimelodus brevis
57. Pimelodus mysteriosus
58. Rhamdella aymarae
29. Hyphessobrycon wajat
30. Hypobrycon poi
31. Oligosarcus menezesi
59. Rhamdella cainguae
Familia Aspredinidae
60. Xyliphius barbatus
61. Xyliphius lombarderoi
Orden Siluriformes
Familia Trichomycteridae
32. Silvinichthys bortayro
47
Familia Poeciliidae
Orden Gymnotiformes
67. Cnesterodon pirai
Familia Rhamphichthyidae
68. Jenynsia maculata
62. Rhamphichthys hahni
Orden Perciformes
Familia Apteronotidae
Familia Cichlidae
63. Apteronotus ellisi
69. Australoheros tembe
70. Crenicichla yaha
Orden Cyprinodontiformes
71. Gymnogeophagus che
Familia Rivulidae
64. Austrolebias elongatus
65. Autrolebias toba
66. Papiliolebias hatinne
48
Anexo 3
Lógica Difusa
La lógica difusa o lógica borrosa se basa en lo relativo de lo observado. Este tipo de lógica toma dos valores
aleatorios, pero contextualizados y referidos entre sí. Así, por ejemplo, una persona que mida 2 metros es
claramente una persona alta, si previamente se ha tomado el valor de persona baja y se ha establecido en 1
metro. Ambos valores están contextualizados a personas y referidos a una medida métrica lineal.
Funcionamiento
La lógica difusa se adapta mejor al mundo real en el que vivimos, e incluso puede comprender y funcionar con
nuestras expresiones, del tipo "hace mucho calor", "no es muy alto", "el ritmo del corazón está un poco
acelerado", etc.
La clave de esta adaptación al lenguaje, se basa en comprender los cuantificadores de nuestro lenguaje (en los
ejemplos de arriba "mucho", "muy" y "un poco").
En la teoría de conjuntos difusos se definen también las operaciones de unión, intersección, diferencia,
negación o complemento, y otras operaciones sobre conjuntos (ver también subconjunto difuso), en los que se
basa esta lógica.
Para cada conjunto difuso, existe asociada una función de pertenencia para sus elementos, que indican en qué
medida el elemento forma parte de ese conjunto difuso. Las formas de las funciones de pertenencia más
típicas son trapezoidales, lineales y curvas.
Se basa en reglas heurísticas de la forma SI (antecedente) ENTONCES (consecuente), donde el antecedente y el
consecuente son también conjuntos difusos, ya sea puros o resultado de operar con ellos. Sirvan como
ejemplos de regla heurística para esta lógica (nótese la importancia de las palabras "muchísimo",
"drásticamente", "un poco" y "levemente" para la lógica difusa):

SI hace muchísimo calor ENTONCES disminuyo drásticamente la temperatura.

SI voy a llegar un poco tarde ENTONCES aumento levemente la velocidad.
Los métodos de inferencia para esta base de reglas deben ser simples, veloces y eficaces. Los resultados de
dichos métodos son un área final, fruto de un conjunto de áreas solapadas entre sí (cada área es resultado de
una regla de inferencia). Para escoger una salida concreta a partir de tanta premisa difusa, el método más
usado es el del centroide, en el que la salida final será el centro de gravedad del área total resultante.
Las reglas de las que dispone el motor de inferencia de un sistema difuso pueden ser formuladas por expertos,
o bien aprendidas por el propio sistema, haciendo uso en este caso de redes neuronales para fortalecer las
futuras tomas de decisiones.
Figura 10.
49
Los datos de entrada suelen ser recogidos por sensores, que miden las variables de entrada de un sistema. El
motor de inferencias se basa en chips difusos, que están aumentando exponencialmente su capacidad de
procesamiento de reglas año a año.
Un esquema de funcionamiento típico para un sistema difuso podría ser como el de la Figura 10.
Funcionamiento de un sistema de control difuso.
En la Figura 10, el sistema de control hace los cálculos con base en sus reglas heurísticas, comentadas
anteriormente. La salida final actuaría sobre el entorno físico, y los valores sobre el entorno físico de las nuevas
entradas (modificado por la salida del sistema de control) serían tomados por sensores del sistema.
Por ejemplo, imaginando que nuestro sistema difuso fuese el climatizador de un coche que se autorregula
según las necesidades: Los chips difusos del climatizador recogen los datos de entrada, que en este caso bien
podrían ser la temperatura y humedad simplemente. Estos datos se someten a las reglas del motor de
inferencia (como se ha comentado antes, de la forma SI... ENTONCES...), resultando un área de resultados. De
esa área se escogerá el centro de gravedad, proporcionándola como salida. Dependiendo del resultado, el
climatizador podría aumentar la temperatura o disminuirla dependiendo del grado de la salida.
Aplicaciones
Aplicaciones generales
La lógica difusa se utiliza cuando la complejidad del proceso en cuestión es muy alta y no existen modelos
matemáticos precisos, para procesos altamente no lineales y cuando se envuelven definiciones y conocimiento
no estrictamente definido (impreciso o subjetivo).
En cambio, no es una buena idea usarla cuando algún modelo matemático ya soluciona eficientemente el
problema, cuando los problemas son lineales o cuando no tienen solución.
Esta técnica se ha empleado con bastante éxito en la industria, principalmente en Japón, y cada vez se está
usando en gran multitud de campos. La primera vez que se usó de forma importante fue en el metro japonés,
con excelentes resultados. A continuación se citan algunos ejemplos de su aplicación:

Sistemas de control de acondicionadores de aire

Sistemas de foco automático en cámaras fotográficas

Electrodomésticos familiares (frigoríficos, lavadoras...)

Optimización de sistemas de control industriales

Sistemas de reconocimiento de escritura

Mejora en la eficiencia del uso de combustible en motores

Sistemas expertos del conocimiento (simular el comportamiento de un experto humano)

Tecnología informática

Bases de datos difusas: Almacenar y consultar información imprecisa. Para este punto, por ejemplo,
existe el lenguaje FSQL.

...y, en general, en la gran mayoría de los sistemas de control que no dependen de un Sí/No.
Lógica difusa en inteligencia artificial
En Inteligencia artificial, la lógica difusa, o lógica borrosa se utiliza para la resolución de una variedad de
problemas, principalmente los relacionados con control de procesos industriales complejos y sistemas de
decisión en general, la resolución la compresión de datos. Los sistemas de lógica difusa están también muy
extendidos en la tecnología cotidiana, por ejemplo en cámaras digitales, sistemas de aire acondicionado,
lavarropas, etc. Los sistemas basados en lógica difusa imitan la forma en que toman decisiones los humanos,
50
con la ventaja de ser mucho más rápidos. Estos sistemas son generalmente robustos y tolerantes a
imprecisiones y ruidos en los datos de entrada.
Algunos lenguajes de programación lógica que han incorporado la lógica difusa serían por ejemplo las diversas
implementaciones de Fuzzy PROLOG o el lenguaje Fril. Consiste en la aplicación de la lógica difusa con la
intención de imitar el razonamiento humano en la programación de computadoras. Con la lógica convencional,
las computadoras pueden manipular valores estrictamente duales, como verdadero/falso, sí/no o
ligado/desligado. En la lógica difusa, se usan modelos matemáticos para representar nociones subjetivas, como
caliente/tibio/frío, para valores concretos que puedan ser manipulados por los ordenadores.
En este paradigma, también tiene un especial valor la variable del tiempo, ya que los sistemas de control
pueden necesitar retroalimentarse en un espacio concreto de tiempo, pueden necesitarse datos anteriores
para hacer una evaluación media de la situación en un período anterior...
Ventajas e Inconvenientes
Como principal ventaja, cabe destacar los excelentes resultados que brinda un sistema de control basado en
lógica difusa: ofrece salidas de una forma veloz y precisa, disminuyendo así las transiciones de estados
fundamentales en el entorno físico que controle. Por ejemplo, si el aire acondicionado se encendiese al llegar a
la temperatura de 30º, y la temperatura actual oscilase entre los 29º-30º, nuestro sistema de aire
acondicionado estaría encendiéndose y apagándose continuamente, con el gasto energético que ello
conllevaría. Si estuviese regulado por lógica difusa, esos 30º no serían ningún umbral, y el sistema de control
aprendería a mantener una temperatura estable sin continuos apagados y encendidos.
También está la indecisión de decantarse bien por los expertos o bien por la tecnología, principalmente
mediante redes neuronales, para reforzar las reglas heurísticas iniciales de cualquier sistema de control basado
en este tipo de lógica.
Fuentes y contribuyentes del artículo
Lógica difusa Fuente: http://es.wikipedia.org/w/index.php?oldid=36474015
Contribuyentes: 4lex, ATW-KOD, Alexav8, Alfonso E. Romero, Ángel GN, Apohis, Ascánder, Baiji, Camilosw, Daniel JG, Didac,
Diegusjaimes, Dodo, Emijrp, Enric Naval, Eric, Fgomez58, HUB, Hornet69, Ingenioso Hidalgo, Isha, Jarisleif, Jhoropopo,
Joragupra, Jorge.maturana, JorgeGG, Julian Méndez, Krzysiulek, Luis Felipe Schenone, Macarrones, ManuelGR, Matdrodes,
Moriel, Numbo3, Petronas, Raulshc, Romero Schmidtke, Sauron, Tatets, Tirithel, Unf, Unificacion, Urumi, Vitamine, 99
ediciones anónimas
Fuentes de imagen, Licencias y contribuyentes
Archivo: SistemaDifuso.JPG Fuente: http://es.wikipedia.org/w/index.php?title=Archivo:SistemaDifuso.JPG Licencia: Public
Domain Contribuyentes: Emijrp, Tatets
Licencia
Creative Commons Attribution-Share Alike 3.0 Unported - http:/ / creativecommons. org/ licenses/ by-sa/ 3. 0/
51
Anexo 4
Ejemplos de muestreos ictiológicos reiterados en un mismo sitio
- Lagunas de la provincia de Buenos Aires
En lagunas de la provincia de Buenos Aires se han venido realizando muestreos de relevamientos pesqueros
desde hace varios años (Informes Biológico-Pesqueros de la Dirección Provincial de Pesca de la provincia de
Buenos Aires). Se observa en la Figura 11 (para la laguna de Gómez) y en la Tabla 8 (para la laguna Chascomús)
que la composición de especies varía entre años, muchas veces sin mostrar una tendencia definida de
crecimiento o decrecimiento de la riqueza específica. Esto puede responder en este caso a variaciones
ambientales y climáticas interanuales.
En estos casos no es trivial definir los criterios a tomar para seleccionar a las especies. ¿Qué composición de
especies se tomará? ¿La del último muestreo, la suma de los últimos años…?
16
Riqueza específica
14
12
10
8
6
4
2
0
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
Año del muestreo
Figura 11. Variación de la riqueza específica de peces en la laguna de Gómez (Junín, Bs. As.) en muestreos efectuados por
la Dirección Provincial de Pesca de Buenos Aires.
Tabla 8. Tomada de Berasain et al., 2005
- Río Paraná en San Nicolás, Buenos Aires
Por otra parte, es habitual que un único evento de muestreo no logre capturar al conjunto de la ictiofauna de
una zona. Como ejemplo, se muestra la incorporación de nuevas especies en una serie de 32 eventos de
muestreo en un monitoreo de peces efectuado a lo largo de 8 meses en el Delta del Paraná (ver Figura 12),
realizado siempre con el mismo método de captura.
52
Número acumulado de especies halladas
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
15/7/92
3/9/92
23/10/92
12/12/92
31/1/93
22/3/93
11/5/93
Fechas de muestreo
Figura 12. Aparición de especies a lo largo de un período de muestreo en el cauce principal del río Paraná Inferior.
A partir del evento de muestreo nº 22, la pendiente de la curva de aparición de especies cambia, pero nuevos
taxa siguen apareciendo hasta el final del período de muestreo.
Como reflexión, cabe preguntarse qué representatividad pueden tener muestreos puntuales y de corta
duración (la mayoría de los casos) para conocer la composición íctica de un sitio.
La obvia recomendación es la ejecución de programas de monitoreo íctico mantenidos en el tiempo,
observando las recomendaciones sugeridas en el reciente trabajo de Gauthier et al. (2010).
53
Anexo 5
Aplicación del species mapping protocol a tres especies de la cuenca
Se muestran los resultados de aplicar las primeras etapas del “species mapping protocol” a tres especies
seleccionadas: las mojarras Bryconamericus pyahu y Astyanax pynandi y el bagre Pimelodus brevis.
1. Bryconamericus pyahu
Es muy importante tener en cuenta que muchas de las especies endémicas y recientemente descriptas en la
cuenca se encuentran en las cabeceras de tributarios pequeños de los grandes ríos. En estos casos, resulta
importante contar con información detallada de las subcuencas de estos tributarios, para poder asignar una
categoría adecuada a estas especies. Este es el caso de Bryconamericus pyahu (Figura 13).
Figura 13. Registros puntuales de Bryconamericus pyahu y subcuencas de clase 2 en los que se ubicaron sus registros.
2
2
Áreas halladas: 301,2 km (cuencas anidadas con registros de la especie) – 1.754,8 km (cuenca del SNIH)
Bryconamericus pyahu es una especie de mojarra descubierta en 2003 por Azpelicueta, Casciotta y Almirón.
Fue hallada sólo en el arroyo Tateto, afluente del río San Antonio, que a su vez desemboca en el río Iguazú.
De acuerdo a los datos provistos por TNC, el área correspondiente a la subcuenca donde se halla el arroyo
Tateto es de 301,2 km2. Pero es necesario discriminar la superficie efectivamente ocupada por los ambientes
acuáticos. La longitud total de los cursos de agua existentes en esta subcuenca es de 173 km. La Figura 14
muestra esta información. El ancho de los arroyos es como máximo de 20 metros, y un promedio podría ser 15
m. Por lo tanto, la superficie real de ambientes acuáticos se puede estimar en unos 2,6 km2 (es decir, un 0,86%
del área total de la subcuenca).
Es mejor suponer que la especie usa todos los ambientes de esos arroyos, porque si discrimináramos pools de
riffles, o hallásemos una limitación en altitud (las cabeceras del arroyo están a unos 500 m.s.n.m., y la
desembocadura en el San Antonio a unos 200 m.s.n.m.), deberíamos reducir aun más el rango de la
distribución.
54
Figura 14. Sitio del registro puntual de Bryconamericus pyahu, subcuenca correspondiente y cursos de agua de esa
subcuenca.
2. Astyanax pynandi
En el segundo caso se trata de una mojarra descubierta por Casciotta, Almirón, Bechara, Roux y Ruiz Díaz,
también en 2003. La especie se circunscribe a ambientes del sistema de Iberá. En la Figura 15 se muestran los
registros puntuales de la especie y las subcuencas de clase 2 involucradas. El área acumulada de estas
subcuencas es de 5.790,6 km2.
La situación es distinta a la del primer caso, ya que existen subcuencas contiguas a las anteriores que en el
terreno están ampliamente conectadas. Si se calcula el área de todas las subcuencas conectadas, el resultado
es de 17.653,9 km2. Si se usara como unidad la cuenca nº 24 del SNIH, el área es de 27.569,8 km2.
Figura 15. Registros puntuales de Astyanax pynandi y subcuencas de clase 2 en los que se ubicaron sus registros.
3. Pimelodus brevis
Debe tenerse en cuenta que, en el caso particular de las cuencas gigantes, como la del Plata, los límites
aportados por las divisorias de aguas no parecen ser de tanta utilidad: una especie presente en el Paraná medio
55
no tiene barreras físicas que le impidan llegar al Paraguay, al alto Paraná (al menos hasta Yacyretá), o al delta
del Paraná.
Así resulta con la tercera especie considerada, el bagre Pimelodus brevis, descubierto por Marini, Nichols y La
Monte en 1933 Este bagre ha aparecido esporádicamente en los cauces principales de los grandes ríos
(Paraguay y Paraná) (Figura 16), lo que implica una distribución muy amplia, aun considerando las menores
2
unidades (subcuencas de clase 2). La superficie sumada de estas subcuencas de clase 2 es de 16.572,3 km .
Pero la cantidad de cuencas de clase 2 que podrían añadirse por contigüidad a las primeras es muy elevada.
Parece más práctico remitirse a las cuencas del SNIH, con lo que el área resultante es de 54.271,5 km2.
Además, en este caso el porcentaje real de ambientes acuáticos es alto, cerca del 100% en época de grandes
2
crecientes. La especie supera ampliamente los 2.000 km , valor umbral máximo establecido para las especies
consideradas “vulnerables”.
Las limitaciones a la distribución de las especies que habitan en estos ambientes tienen más que ver con
aspectos ecológicos, relacionados con su capacidad de dispersión y con sus requerimientos o tolerancias
ambientales. Esto implica que es necesario entrar en consideraciones plenamente “ecológicas” para definir los
límites.
Figura 16. Registros puntuales de Pimelodus brevis. A la izquierda, subcuencas de clase 2 en las que caen esos registros. A
la derecha, cuencas del SNIH en las que caen los registros.
56
7.
Bibliografía
Akçakaya, HR, S Ferson, MA Burgman, DA Keith, GM Mace y CR Todd. 2000. Making Consistent IUCN
Classifications under Uncertainty. Conservation Biology, 14 (4): 1001–1013.
Azpelicueta, M, JR Casciotta y AE Almirón. 2003. Bryconamericus pyahu (Characiformes, Characidae), a new
species from the río Iguazú basin, in Argentina. Revue Suisse de Zoologie, 110 (3): 581-589
Bello, MT y CA Úbeda. 1998. Estado de conservación de los peces de agua dulce de la Patagonia Argentina.
Aplicación de una metodología objetiva. Gayana, Zool., 62 (1): 45-60
Berasain G, DC Colautti, M Remes Lenicov y CA Velasco. 2005. Variaciones estacionales e históricas de las
especies ícticas de la laguna Chascomús. Biología Acuática Nº 22: 47-58.
Bertonatti, C y F González. 1992. Lista de los vertebrados argentinos amenazados de extinción. Bol. Técnico
Fundación Vida Silvestre 8:1-32.
Cappato J y A Yanosky (editores). 2009. Uso sostenible de Peces en la Cuenca del Plata. Evaluación Subregional
del Estado de Amenaza, Argentina y Paraguay. UICN, Gland, Suiza, 46 pp.
Casciotta, J, A Almirón y J Bechara. 2005. Peces del Iberá. Habitat y Diversidad. La Plata, Grafikar, 244 pp.
Casciotta, JR, AE Almirón, JA Bechara, JP Roux y F Ruiz Diaz. 2003. Astyanax pynandi sp n (Characiformes‚
Characidae) from the Esteros del Iberá wetland, Argentina. Revue Suisse de Zoologie, 110 (4): 807-816
Cavanagh, RD y C Gibson. 2007. El estado de conservación de los peces cartilaginosos (Condrictios) del
Mediterráneo. UICN, Gland, Suiza y Málaga, España. vi + 37 páginas.
COMIP (Comisión Mixta Argentino - Paraguaya del río Paraná). 1994. La fauna íctica del río Paraná. Tramo
argentino – paraguayo. Buenos Aires. 256 páginasChébez, JC. 1994. Los que se van. Especies argentinas en peligro. Editorial Albatros, Buenos Aires, 604 pp.
Chébez, JC, H López y J Athor. 2009. Peces de agua dulce amenazados de la Argentina en: Chebez, J. C. Otros
que se van. Fauna argentina amenazada: págs. 32-54, Edit. Albatros, Bs. As.
Cheung, WWL, TJ Pitcher y D Pauly. 2005. A fuzzy logic expert system to estimate intrinsic extinction
vulnerabilities of marine fishes to fishing. Biological Conservation 124: 97–111
Christie, MI. 1984. Determinación de prioridades conservacionistas para la fauna de vertebrados patagónicos.
Rev. Mus. Arg. Cienc. Nat. B. Rivadavia, Zool. 13(56):535-544.
Cordiviola, E, M Campana, D Demonte, D del Barco y A Trógolo. 2009. Conservation state of Siluriformes fishes
from the Ramsar Site Jaaukanigás (Middle Paraná River, Argentina). Gayana 73 (2) :222 – 232.
Darwall, W, K Smith, T Lowe y J-C Vié (comp.). 2005. The Status and Distribution of Freshwater Biodiversity in
Eastern Africa. Occasional Paper of the IUCN Species Survival Commission Nº 31. 48 páginas
Del Barco, DM. 1997. Lista de peces de la provincia de Santa Fe: 97-106. En: Sistema Provincial de Áreas
Naturales Protegidas, Gobierno de la Provincia de Santa Fe, Administración de Parques Nacionales, Asoc.
Coop. de la E.Z.E., Santa Fe, Argentina, 174 pp.
Fagan, WF, CM Kennedy y PJ Unmack. 2005. Quantifying Rarity, Losses, and Risks for Native Fishes of the Lower
Colorado River Basin: Implications for Conservation Listing. Conservation Biology 19 (6): 1872–1882.
Gauthier, P, M Debussche y JD Thompson. 2010. Regional priority setting for rare species based on a method
combining three criteria. Biological Conservation 143: 1501–1509.
Grigera, D y C Úbeda. 2002. Una revisión de los trabajos sobre categorizaciones y prioridades de conservación
de los vertebrados de Argentina. Ecología Austral 12: 163 – 174.
Grigera, D y J Rau. 2000. II Taller Criterios para la evaluación del estado de conservación de la fauna silvestre.
Gestión Ambiental 6: 87 - 93.
Hartley, S y WE Kunin. 2003. Scale Dependency of Rarity, Extinction Risk, and Conservation Priority.
Conservation Biology, 17 (6): 1559–1570.
Helfman, GS. 2008. Fish conservation: a guide to understanding and restoring global aquatic biodiversity and
fishery resources. Island Press, Washington. 585 pp.
57
Iriondo, MH, JC Paggi y MJ Parma (Eds.). 2007. The Middle Paraná River. Limnology of a Subtropical Wetland.
Springer-Verlag Berlin Heidelberg. 382 páginas.
Jelks, HL et al. 2008. Conservation Status of Imperiled North American Freshwater and Diadromous Fishes.
Fisheries. 33 (8): 372-407.
Kottelat, M y J Freyhof. 2007. Handbook of European freshwater fishes. Kottelat, Cornol, Switzerland y Freyhof,
Berlin, Germany.
Liotta, J. 2005. Peces continentales de Argentina: herramientas para su conservación. Resúmenes del 3°
Congreso de Limnología, Chascomús, Buenos Aires, 30/10 a 2/11 de 2005.
López, HL. 2001. Estudio y Uso Sustentable de la Biota Austral. Ictiofauna Continental Argentina. Rev. Cubana
Invest. Pesq (supl. especial, versión electrónica), abril 2001. 39 pp.
López, HL, AM Miquelarena y RC Menni, 2003. Lista comentada de los peces continentales de la Argentina.
Serie Técnica y Didáctica n° 5, Probiota. La Plata, Buenos Aires, 85 páginas.
Mace, G, NJ Collar, KJ Gaston, C Hilton-Taylor, HR Akçakaya, N Leader-Williams, EJ Milner-Gulland y SN Stuart.
2008. Quantification of Extinction Risk: IUCN’s System for Classifying Threatened Species. Conservation
Biology 22 (6): 1424 – 1442.
Margules, C y MB Usher. 1981. Criteria used in assessing wildlife conservation potential: a review. Biol.
Conserv. 21: 79 - 109.
Marini, TL, JT Nichols y F La Monte. 1933. Six new eastern south american fishes examined in the American
Museum of Natural History. Amer. Mus. Nov. 618: 1-7, 3 f.
McAllister, DE, AL Hamilton y B Harvey. 1997. Global Freshwater Biodiversity: Striving for the Integrity of
Freshwater Ecosystems. Sea Wind - Bulletin of Ocean Voice International 11 (3): 1-140.
Millsap, BA, AG Jeffery, ER Douglass y SI Cerulean. 1990. Setting priorities for the conservation of fish and
wildlife species in Florida. Wildlife Monogr. 111: 1 - 57.
Musick, JA. 1999. Criteria to Define Extinction Risk in Marine Fishes. The American Fisheries Society Initiative.
Fisheries, 24 (12): 6-14
Neiff JJ. 1990. Ideas para la interpretación ecológica del Paraná. Interciencia 15 (6): 424–440.
Neiff, JJ. 1999. El régimen de pulsos en ríos y grandes humedales de Sudamérica. Pp. 90-139. En Malvárez, AI
(editora). Tópicos Sobre Humedales Subtropicales Y Templados De Sudamérica. Oficina regional de ciencia
y tecnología de la UNESCO para América Latina y el Caribe. 224 pp.
Oberdorff, T, D Pont, B Hugueny y JP Porcher. 2002. Development and validation of a fish-based index (FBI) for
the assessment of rivers “health” in France. Freshwater Biology 47: 1720-1735.
Orlandini, SL, L Aun y R Martori. 2001. Estado de conservación de la ictiofauna de las Sierras Pampeanas de la
provincia de Córdoba, Argentina. Bol. de la Soc. de Biología de Concepción, Chile 72: 91-102
Reca, A, C Úbeda y D Grigera. 1994. Conservación de la fauna de tetrápodos. I. Un índice para su evaluación.
Mastozoología Neotropical 1: 17 - 28.
Regan, HM, M Colyvan y MA Burgman. 2000. A proposal for fuzzy International Union for the Conservation of
Nature (IUCN) categories and criteria. Biological Conservation 92: 101 – 108.
Ringuelet, RA, R Arámburu y AA de Arámburu. 1967. Los peces argentinos de agua dulce. Com. Invest. Cient.
Prov. Buenos Aires (CIC) La Plata, 602 pp.
Simaika, JP y MJ Samways. 2010. Large-scale estimators of threatened freshwater catchment species relative to
practical conservation management. Biological Conservation 143: 311–320.
Smith, KG y WRT Darwall. 2006. El estado y la distribución de los peces endémicos de agua dulce en la cuenca
del Mediterráneo.
UICN. 2001. Categorías y Criterios de la Lista Roja de la UICN: Versión 3.1. Comisión de Supervivencia de
Especies de la UICN. UICN, Gland, Suiza y Cambridge, Reino Unido. ii + 33 pp.
58
IUCN Standards and Petitions Subcommittee. 2010. Guidelines for Using the IUCN Red List Categories and
Criteria. Version . Prepared by the Standards and Petitions Subcommittee in March 2010. Downloadable
from http://intranet.iucn.org/webfiles/doc/SSC/RedList/RedListGuidelines.pdf.
Vázquez, P, I Entraigas, M Varni, M Gandini y E Usunoff. 2003. Identificación de patrones de anegamiento en la
cuenca del arroyo del Azul mediante el uso de imágenes Landsat. Revista de Teledetección 19: 43-50.
Vides-Almonacid, R, HR Alarde, GJ Scrocchi, F Romero, C Boero y JM Chani. 1998. Biodiversidad de Tucumán y
el noroeste argentino. Aportes de la Fundación Miguel Lillo a su conocimiento, manejo y conservación.
Opera Lilloana 43:1-89.
Vila, AR y C Bertonatti. 1993. Situación ambiental de la Argentina. Recomendaciones y prioridades de acción.
Bol. Técnico Fundación Vida Silvestre 14:1-72.
Zayas, M y E Cordiviola. 2007. The conservation state of Characidae Fish (Pises, Characiformes) in an area of the
Plata basin, Argentina. Gayana 71 (2): 178-186.
59