CUADERNOS UNIVERSITARIOS

ISSN – 0325 – 6308
CUADERNOS UNIVERSITARIOS
Universidad Nacional del Comahue
Centro Regional Universitario Bariloche
N° 44–Agosto de 2002
¿QUÉ
HACER CON LAS ESPECIES EXÓTICAS
INVASORAS? : PROBLEMÁTICA Y TÉCNICAS DE
MANEJO
Algunos ejemplos de especies exóticas en la Patagonia argentina
Martín Nuñez y Carolina Quintero
INDICE
INTRODUCCIÓN
1
¿QUÉ ES LO QUE SE PUEDE HACER?
7
NO HACER NADA
ERRADICACIÓN
MANEJO DE MANUTENCIÓN
7
9
12
CONTROL MECÁNICO
13
CONTROL QUÍMICO
13
CONTROL BIOLÓGICO
14
MANEJO DE ECOSISTEMAS
17
DISCUSIÓN
18
APÉNDICE 1
21
APÉNDICE 2
30
AGRADECIMIENTOS
32
BIBLIOGRAFÍA
33
2
Resumen
Desde las últimas tres décadas se ha tomado conciencia a escala mundial de los efectos de la
contaminación por especies. Tales efectos se resumen en cambios significativos en la composición,
estructura o procesos del paisaje, con destacados impactos biológicos, ecológicos, sanitarios y
culturales. Hay tres posibles opciones para controlar y manejar este problema, estas son:
1) No hacer nada, es sin duda la opción más usada, pero esto se atribuye a la escasa información
científica o a la carencia de fondos suficientes para hacer algo al respecto.
2) La Erradicación es mejor vista como una posibilidad para el principio de la invasión. Si bien
es factible su éxito, los intentos fallidos atentan por ser costosos ecológica y económicamente. Para
evitar fracasos, sus métodos deberían ser los mismos que los de control y efectuarse conjuntamente
en toda el área afectada. Los recursos deberían garantizar la erradicación completa seguida de fuertes
controles para evitar el restablecimiento.
3) El Manejo de manutención permite mantener a la especie invasora en un número bajo
suficientemente aceptable y se dividen en cuatro principales métodos. El Control mecánico con sus
variadas técnicas de remoción es el que presenta menores problemas. El Control químico es a veces
efectivo, aunque su uso es muy controversial. Muchos productos son muy caros y los efectos
colaterales o sus productos secundarios pueden ser sutiles y complejos. Además, las especies pueden
desarrollar resistencia siendo la vida útil de cada químico limitada. Por su parte, el Control biológico
plantea la introducción de enemigos naturales que mantengan una relación homeostática entre la
peste y su enemigo. Posee dos claras ventajas: el tratamiento es efectivo aun aplicado sólo en una
parte del sito afectado y el control actúa para siempre sin repetición del tratamiento. Sin embargo,
usualmente las especies introducidas para control biológico no proveen un substancial control de la
peste y tal agente puede dispersarse en áreas no deseadas. Por último, el Manejo de los Ecosistemas
plantea que el manejo de un ecosistema entero puede crear condiciones más favorables para las
especies nativas que para las exóticas.
En términos generales podemos decir que no hay un método mejor para manejar todas las
invasiones y que estas técnicas no son excluyentes entre sí. Asimismo, la biología básica de muchos
de los invasores está muy poco comprendida, a lo que se agrega la baja difusión y transferencia de
conocimientos tanto en el ámbito científico como en la transferencia al resto de los sectores. El
manejo efectivo de las invasiones requiere de un eficaz monitoreo y mecanismos de respuesta rápida.
A pesar de los numerosos inconvenientes listados hay muchas historias con éxito, las cuales se
magnificarían si las especies introducidas recibieran la atención política y el presupuesto
conmensurado con la amenaza global que ellas poseen.
3
Abstract
During the lasts three decades, a global consciousness of the effects of introduced species has
been developed. The effects of the introduction of exotic species can result in considerable changes
in landscape composition, structure and processes. Among the numerous problems that exotic
species pose, we can emphasize the biological, ecological, sanitary and cultural impacts. There are
three possible options for dealing with an established introduced species.
1) Doing nothing is without a doubt the most common option. This is usually due to a lack of
scientific information or necessary funding. 2) Eradication is usually viewed as a plausible option
at the beginning of a species invasion. Although eradication is often an achievable goal, failed
attempts can be costly in terms of ecology, the economy, and public confidence. To avoid failures,
eradication methods should be the same as control methods and should be applied throughout the
entire area affected. Resources should be adequate to guaranty complete eradication, followed by
strong controls to avoid re-establishment. 3) Management techniques maintain the invasive
species at an acceptably low number. The four principal management methods used are not
mutually exclusive. Mechanical control employs a variety of removal techniques and is the method
that presents the fewest problems. Chemical control is at times very effective, but its use is very
controversial. Some chemical products are very expensive, particularly if used over large areas, and
non-target effects of the chemical or its by-products can be subtle and complex. As well, invasive
species can develop resistance to the chemical product, thus limiting the effectiveness of the
product. Biological control is based on the introduction of natural enemies of the exotic pest, with
the purpose of reaching a homeostatic relation between the pest and its enemy. This method has two
clear advantages: the method can be successful even if applied in a small area and it can function in
the long term without needing to add more control individuals. However, we should bear in mind
that often this method is ineffective and the control agent may disperse to other areas resulting in
non-target effects. Finally, ecosystem management proposes that the management of a complete
ecosystem can create conditions which are more conducive for native species than for exotics.
I n general terms, there is no single method to deal with all invasions and methods are not
mutually exclusive. The basic biology of many invasive species is not well understood, and there is
a low transfer of knowledge, both within the scientific community as well as from the scientific
community to other sectors. The effective management of exotic species invasion requires efficient
monitoring and rapid response mechanisms. Despite all of the inconveniences previously listed
which are associated with eradication and management methods, there are many successful stories.
These successes could be multiplied if exotic species were to obtain public attention and funding
according to the global threat that they carry.
2
Universidad Nacional del Comahue
Centro Regional Universitario Bariloche
Agosto de 2002
¿QUÉ HACER CON LAS ESPECIES EXÓTICAS
INVASORAS?: PROBLEMÁTICA Y TÉCNICAS DE MANEJO
Algunos ejemplos de especies exóticas en la Patagonia Argentina
Martín Nuñez1y Carolina Quintero1
Introducción
En las últimas décadas se ha tomado conciencia a nivel mundial de los daños
provocados por la contaminación química, nuclear, etc., que suelen dejar importantes
secuelas fácilmente perceptibles para cualquiera. Pero hay otras formas de contaminación,
tanto o más graves, que son menos percibidas. En la década del 70’, diversos autores
comenzaron a hablar de la polución o contaminación por especies, haciendo alusión a los
gravísimos problemas ambientales que se observan a raíz de la introducción de especies
vegetales y animales (Ramilo 1992).
Es sabido que todos los ecosistemas son invadibles, aunque algunos pueden serlo más
que otros (Williamson 1996). La introducción de una especie que no es autóctona (vale
decir, que es exótica) toma conocimiento, en general, cuando ésta ya está establecida,
colonizando o expandiéndose. Su introducción y propagación en nuestros hábitats naturales
o seminaturales, produce cambios significativos en términos de composición, estructura o
procesos del paisaje (Bertonatti y Corcuera 2000).
Sin embargo, debe reconocerse que no todas las especies exóticas son igualmente
perjudiciales para la naturaleza. De esta manera, las más perjudiciales y preocupantes son las
especies invasoras. Es decir, aquellas que se dispersan “agresivamente” invadiendo con
mucha facilidad nuevos territorios, y/o depredan o compiten seriamente con especies
autóctonas, y/o alcanzan grandes densidades poblacionales y por ende consumen muchos
recursos del ecosistema o cambian las características generales del ambiente. Igualmente, en
general, no se sabe con precisión en qué caso una especie pueda comportarse de tal manera,
dado que una misma especie puede responder de modo distinto en hábitats diferentes
(Williamson 1996).
1
Centro Regional Universitario Bariloche. UNC. Direcciones de e-mail de los autores:
[email protected] y [email protected].
3
El desequilibrio generado, de manera casi inherente, por las especies introducidas radica
en al menos dos principios. Un principio ampliamente reconocido por la ecología es el de la
exclusión competitiva, esto es, que dos especies con igual nicho ecológico no pueden
convivir en el mismo lugar (independientemente del tipo de comportamiento adoptado por la
especie introducida). Es decir, que por cada especie que nosotros introducimos en un
ecosistema “estable” habrá una o varias especies que sufrirán alguna merma, aun cuando
sólo tenga sobre éstas algún efecto colateral. Esta merma puede visualizarse como
disminución en el número de individuos (densidad), en la biomasa (peso) o en la extensión
geográfica. Un aumento de cualquiera de estos parámetros incrementa la probabilidad de
extinción (Rapoport 1979). El otro principio que permite caracterizar a un ambiente es la
capacidad de carga, específica de él, para sostener los requerimientos biológicos de una
comunidad. A medida que se agregan nuevos individuos se estará sobrepasando la
disponibilidad de recursos que el hábitat brinda, saturándolo. Con el paso del tiempo, se
equilibrará el sistema eliminando el excedente o empobreciendo las poblaciones
preexistentes (Aprile 2000).
Antes de continuar es importante hacer mención a las diferencias existentes entre los
vocablos aquí utilizados, que por ser de aplicación cotidiana, generalmente suelen
confundirse o emplearse no del todo correctamente:
Antropocoria: es el transporte de un organismo por el ser humano.
Asilvestrada/o: es el ejemplar de una especie doméstica que mantiene gran parte de su vida
en libertad (o abandono), que puede recuperar patrones biológicos propios de sus ancestros
silvestres, pero que sigue manteniendo vínculos con el ser humano o centros urbanos.
Autóctona/o: es la especie propia de un lugar, hábitat o eco-región, con el que ha compartido
los procesos evolutivos. (= Nativa)
Doméstica/o: variedad, forma o taxón de animales o plantas que, teniendo su origen en
especies silvestres, han cambiado su fenotipo y hábitos ancestrales, por manejo y control
reproductivo del ser humano, del que dependen para subsistir.
Especies translocadas: especies autóctonas de un país y propias de un ecosistema dado, que
son introducidas en otro ecosistema al que no pertenecen, dentro del mismo país
Exótica o Foránea: es la especie que no es autóctona de un lugar y que puede estar cautiva o
libre en él. (= Alienígena)
Introducida: es la especie liberada -intencional o accidentalmente- en un lugar donde no es
autóctona, es decir, fuera de su área de distribución geográfica durante tiempos históricos.
Invasor/a: especie introducida cuyas poblaciones -por la acción directa o indirecta del
hombre- se propagan sin control, ocasionando disturbios ambientales.
Nativa/o: popularmente, el término es aplicado a la flora autóctona o "indígena" (como
también se la denomina). Toda planta, animal o población que pertenece a una comunidad
biótica natural.
Naturalizada/o: especie introducida y adaptada, que se reproduce con éxito, con
independencia del ser humano.
Silvestre: especie que ha evolucionado naturalmente, sin interferencia del ser humano.
4
Desde el punto de vista de la conservación de la naturaleza, ya sea de una Reserva
Natural o de un Parque Nacional, cualquier especie exótica es de por sí una “plaga”, debido
a que el objetivo principal de estas áreas es la conservación de sectores naturales lo más
inalterados posible, por tanto, cualquier especie exótica que se introduzca va en contra de
ese objetivo.
El origen de la presencia de especies ajenas a un ecosistema dado debemos buscarla,
básicamente, en dos factores:
1) La ruptura de una barrera natural (montañas, ríos, condiciones climáticas o sanitarias)
que impedía el avance exitoso de una determinada especie o forma, actualmente
producto de la acción del hombre (Figura 1).
2) La introducción – intencional o accidental – de individuos de una especie no autóctona.
La causa de la intencionalidad radica en intereses comerciales, deportivos, cinegéticos,
para manejo o inclusive por apego sentimental o cultural. De esta manera estamos
mencionando casos de antropocoria (Figura 1).
Figura 1: El ingreso de una especie exótica puede ser por ruptura de una barrera natural que permite el
ingreso a algunas especies(fig. izquierda), por un hecho accidental como ser el derrame del agua de lastre de
los barcos transoceánicos en puertos costeros o ambientes de agua dulce (ríos, lagos) que transportan
organismos de las aguas donde han cargado dicha agua (fig. central). O bien, intencionales para promover
por ejemplo una explotación comercial (fig. derecha).
Luego de la introducción de una especie, ésta puede no ampliar su territorio más allá de
donde la dejó el hombre o bien expandirse (Figura 2). Es decir, sigue un período de
naturalización, en el que la especie introducida se establece formando poblaciones. Luego,
estas poblaciones ponen a prueba su capacidad de adaptación al nuevo ámbito geográfico
(por ejemplo, a través de nuevas manifestaciones genéticas), y –si tienen éxito- inician una
decidida propagación o expansión, por lo general descontrolada (Bertonatti y Corcuera
2000). Es a partir de este momento en que hay una interacción intensa y a una escala cada
5
vez más significativa con las especies de plantas o animales autóctonos. De esta interacción
puede surgir una estabilización de los ecosistemas, pero a un elevado costo ambiental para la
diversidad biológica autóctona (Bertonatti y Corcuera 2000). De este modo numerosos
paisajes actuales, cuentan con una alta pérdida de especies locales dando origen a una nueva
asociación de carácter cosmopolita.
Figura 2: El comportamiento
desarrollado por las especies
introducidas depende, además de
las características propias de la
especie, de las características del
ambiente en el que se encuentra.
Una misma especie no siempre se
comporta por ejemplo como
invasora independientemente del
lugar. La respuesta puede ser muy
variada, distinguiéndose en los
extremos un comportamiento de
no-expansión demostrado aquí por
el álamo (fig. izquierda) o de
agresiva dispersión dado por la
retama (fig. derecha) en el caso de
la Patagonia Argentina.
La Unión Internacional para la Naturaleza (UICN) opina que los efectos de las
introducciones son difíciles de predecir y monitorear, y se las debe desalentar siempre que
sea posible (Aprile 1997). Entre todas las causas de introducción pueden reconocerse:
-
Accidentes: fugas y escapes de cargamentos de animales, estaciones de cría o
zoológicos.
-
Causas naturales que provocan el transporte de animales vivos, semillas o plantas de
un área donde es autóctona hacia otra donde no lo es.
-
Económicas, cuando se pretende fomentar el desarrollo productivo (peletero,
forestal, turístico, cinegético) en un lugar.
-
Comestibles, para disponer de nuevos recursos.
-
Deportivas, para fomentar la pesca o la caza (menor o mayor).
-
Estéticas o paisajísticas, para “elevar” el atractivo natural de un lugar.
-
Culturales, para “enriquecer” ambientes naturales considerados erróneamente
“pobres”.
6
Los especialistas coinciden en señalar que son muchos los problemas que originan las
especies introducidas (Bertonatti y Corcuera 2000), tales como:
-
Empobrecimiento de la biodiversidad de un lugar (por reemplazo de sistemas
naturales multiespecíficos por otros donde unas pocas invasoras son dominantes).
-
Alteración hidrológica (ej. el castor Figura 3).
-
Alteración de la química y composición del suelo (ej. Eucaliptus y jabalí).
-
Alteración de procesos geomorfológicos (en algunos casos contribuyen a la
medanización o erosión; en otros, a acumular sedimentos en cuerpos de agua).
-
Alteración del régimen del fuego (ej.: en algunos casos generan grandes volúmenes
de material combustible).
-
Introducción de nuevas enfermedades o propagación de las ya existentes.
-
Usurpación de nichos ecológicos, hábitat o recursos (alimento, refugio, territorio,
etc.) utilizados por especies autóctonas.
-
Competencia, depredación, desplazamiento o extinción de especies autóctonas.
-
Contaminación genética (por ejemplo, por hibridación entre especies o subespecies
distintas).
-
Desvalorización de las especies autóctonas y pérdida de identidad cultural – natural
(Figura 3).
Figura 3: Especies exóticas como causa de alteración: hidrológica producida por el castor en Tierra del Fuego
(fig. izquierda); de la química del suelo por plantaciones de pino en Isla Victoria PNNH, Argentina (fig. central).
O bien, contribuyen a la pérdida de identidad y conocimiento de las comunidades de su flora y fauna autóctona
(fig. derecha).
Además de los impactos Biológicos, Ecológicos y Sanitarios recién descriptos, esta
interacción transmite el impacto al aspecto Económico (por daños a cultivos o la
infraestructura humana) y Social (producto de la inseguridad provocada por ataques de
algunas especies al hombre o a los animales bajo su cuidado) además del Cultural y Legal
(por incumplimiento de las legislaciones vigentes).
7
Este tema especialmente complejo y de vital importancia biológica necesita de un rápido
tratamiento no sólo legislativo sino de estrictos planes de control y detección a nivel tanto
global como local. En este último sentido, el problema tradicionalmente denominado
“especies exóticas” tiene por protagonistas a más de 500 especies de plantas y no menos de
50 animales introducidos en Argentina (Navas 1987, Rapoport y Brion 1991, Bertonatti
1991, Bertonatti y Corcuera 2000) lo que evidencia la magnitud de los posibles y concretos
impactos que soporta la fauna y flora autóctona.
Resulta igualmente destacable, introducir aquí la relevancia de otro tipo de
introducciones generalmente no tenidas en cuenta, y que sin embargo pueden llegar a
provocar impactos muy fuertes sobre los ecosistemas. Este es el caso de las especies
translocadas, estas especies si bien son autóctonas de un país su introducción en otro hábitat
al de su origen es potencialmente perjudicial. Los límites entre naciones no representan
límites biogeográficos ni ecológicos, por lo que el transplante de especies dentro de los
límites de un país puede ser tan nocivo como el de cualquier otra especie foránea, en
especial en países con grandes extensiones territoriales.
Asimismo, es importante hacer mención que el transporte de plantas y animales no es
patrimonio exclusivo del hombre. Se ha demostrado que las aves acuáticas son capaces de
transportar en sus patas, plumaje y hasta en su tracto digestivo, semillas de plantas,
caracoles, algas y quistes de numerosos invertebrados; lo mismo ocurre con mamíferos e
insectos, hecho que explica el cosmopolitismo de muchas especies. Pero el hecho es que el
hombre ha llevado este proceso de transporte natural, pasivo y ocasional a formas activas y
masivas desconocidas en nuestro planeta; provocando frecuentemente el choque de especies
de múltiples regiones biogeográficas (Rapoport 1979).
Dentro de este marco, debe focalizarse la atención principalmente en las áreas con mayor
vulnerabilidad a las introducciones y en las especies invasoras en particular, dentro del pool
de especies introducidas. Las áreas con mayor vulnerabilidad a las introducciones coinciden
con islas geográficas o ecológicas (ecosistemas particulares o áreas naturales distribuidas en
parches), centros de endemismo, áreas con alta diversidad de especies o áreas con presencia
de especies amenazadas (Bertonatti y Corcuera 2001).
La magnitud de este problema depende de la escala a la que se esté observando la
naturaleza. En este sentido es importante destacar que ningún país cuenta con un índice de
contaminación del 0%, pudiéndose sugerir tentativamente que un 14% de las floras y faunas
del globo están compuestas de especies alienígenas (Rapoport 1979), siendo predecible el
incremento de este valor en estos últimos 20 años. Es por ello que es indispensable tener
conocimiento de las posibles opciones que existen para controlar y manejar este problema de
8
múltiples efectos. A continuación, explicaremos los métodos conocidos y empleados en la
solución de estos problemas y un breve resumen de algunas de las especies introducidas en
la Patagonia argentina (ver Apéndice 1).
¿QUÉ ES LO QUE SE PUEDE HACER?
Si una especie exótica rompe cualquier barrera que la mantiene donde se supone que
debe estar, existen tres opciones según Simberloff 2001a: no hacer nada, tratar de erradicarla
(ej. remover cada individuo), o tratar de mantenerla en un nivel aceptable. Aunque la opción
de no hacer nada es sin duda la más usada, esta opción es generalmente empleada en el caso
de especies de las cuales no se tiene suficiente información científica o se carece de fondos
suficientes para hacer algo al respecto, más que para especies de las cuales se juzga que no
harán un gran impacto y/o se consideran imposibles de controlar. La Erradicación es vista
como una posibilidad para el principio de la invasión, y el manejo de manutención resulta la
opción mejor vista, en especial las aplicaciones sobre manejo de los ecosistemas. Sin
embargo estas tres opciones merecen una cuidadosa consideración.
Existen tres
opciones
para el
control de
las especies
exóticas
introducidas
NO HACER NADA
ERRADICACION
Control Mecánico
Control Químico
MANEJO DE
MANUTENCION
Control Biológico
Manejo de los
Ecosistemas
No hacer nada
No hacer nada puede ser una opción atractiva en algunas circunstancias. Por alguna
razón una poca proporción de especies tienen un substancial impacto económico o
ecológico. Williamson y Brown (1986) y Williamson (1996) sugieren la “regla del 10” la
cual dice que aproximadamente el 10% de las especies introducidas se convierten en pestes.
La palabra “peste” es por supuesto una palabra arbitraria. Algunas personas pueden
9
considerar peste a una especie que para otra persona es un valioso recurso. Un ejemplo bien
conocido es el de la maldición de Paterson (Echium plantagineum), la cual es odiada por los
ganaderos, pero es imprescindible para los productores de miel (Cullen and Delfosse 1985,
Delfosse 1985). Un ejemplo de la región andino patagónica es la Rosa Mosqueta, la cual es
odiada por los ganaderos, ya que elimina superficie de pastoreo para su ganado, pero es un
recurso vital para muchos cosechadores y micro-emprendedores (fabricantes de dulce,
aceite, cosméticos, etc). Aunque la mayoría de las especies no generan un gran impacto, la
regla del diez no significa una gran ayuda a la hora de evaluar a un invasor especifico, ya
que no especifica si pertenece o no a tal 10%.
Un tópico común en la invasión de especies (ej., Hobbs y Humphries 1995) es que es
muy difícil predecir cual especie va a ser invasora y cual no. Asimismo, un problema que
persiste es la pobre cuantificación del problema de una especie invasora, ya que no se sabe
en qué grado esta especie es problemática, incluido el problema de costo/ beneficio al
planear una estrategia de manejo.
Además, alguna fracción de todas las especies introducidas, incluidas algunas
clasificadas como pestes importantes, puede suceder que pierdan importancia por la
reducción del número en forma espontánea. Este espontáneo colapso o retroceso está poco
estudiado como un fenómeno general aunque algunos interesantes casos (ej. Common
waterweed, Elodea canadensis, en Inglaterra [Arber 1920, Elton 1958, Simpson 1984], en
Alemania [Scherer-Lorenzen et al. 2000], y en Suecia [Andersson y Willén 1999]) están
bien documentados.
Desde otro punto de vista, el fenómeno de retraso temporal (time lag) está bien
estudiado (Simberloff et al. 1997). En muchos casos, algunas especies exóticas han
prevalecido inocuas en número bajo y geográficamente restringidas durante décadas, antes
de una rápida expansión hasta convertirse en una peste de gran importancia. Un ejemplo de
esto es Dipsacus laciniatus que estuvo en Norteamérica aproximadamente desde el siglo
XVIII al XIX, pero sin el estatus de peste y con una distribución geográfica muy restringida
(Solecki 1993) en Estados Unidos y Canadá. Esta planta luego se dispersó rápidamente en
los últimos 10 a 30 años en el noreste y medio-oeste de los Estado Unidos, quizás por la
construcción de autopistas y ahora es una peste en áreas naturales. Las causas del retardo en
el tiempo y el espontáneo declinamiento son aun un misterio y la frecuencia de ambos
fenómenos es también un misterio, aunque el retardo en el tiempo esta más documentado
(Simberloff 2001b). Por tanto la existencia de estos procesos ciertamente no argumenta la
opción de no hacer nada.
10
El conocimiento biológico dicta que la mayoría de las especies que se introducen se
agruparán con las especies que no se comportan como pestes. Sin embargo, no todas las
especies presentan las características de Dionaea muscipula (Venus’s flytrap) especie que
debe ser conservada por su restringido requerimiento de hábitat y su declinación de rango
geográfico en Carolina del Norte (Culotta 1994), y que ha sobrevivido como una pequeña
introducción en Florida por años y no muestra rasgos ni tendencias para volverse invasora
(Simberloff et al. 1997). Probablemente no sea un uso eficiente de los escasos fondos
reservados, al manejo de especies exóticas, el control de esta especie. Pero sí existen otras de
características opuestas, como es el caso del Jacinto de agua Sudamericano (Eichhornia
crassipes o camalote), una de las más ampliamente distribuidas y dañinas pestes de agua
(Schmitz et al.1997). Esta especie es frecuentemente enviada por correo de Florida, donde
esta especie es exótica, a Canadá para ser usada como planta ornamental (Brown 1997), lo
cual provoca una gran preocupación ya que desde Canadá puede ser enviado a otras regiones
cálidas. En Canadá el Jacinto de agua no es una preocupación ya que está condenado a morir
cada invierno a causa del frío. Desde el punto de vista de Canadá el no hacer nada sería la
postura más lógica, pero si se considera que esta especie es una potencial invasora de
ambientes cálidos, lo lógico es que se debería participar en el control de esta planta.
Desafortunadamente, muchas especies no son tan fáciles de evaluar. Actualmente los
argumentos para la opción de no hacer nada son similares a los expuestos en el caso de una
introducción planificada debe ser aceptada o rechazada, pero lo difícil de la situación es que
es imposible realizar predicciones.
Erradicación
La erradicación de una especie introducida ya establecida es comúnmente vista como un
hecho impracticable y un gasto de recursos con un potencial efecto devastador (ej. Dahlsten
1986). Parte de esta antipatía se debe a unas pocas bien publicitadas y costosas derrotas
(Myers et al. 1998, 2000), como el caso del intento de erradicación en Estados Unidos de la
hormiga de fuego (Solenopsis invicta), un costoso desastre que fue inherentemente
impracticable y que tuvo efectos colaterales en muchas especies que no eran el objetivo
(Figura 4). A esto se lo llamó el Vietnam de la Entomología (Wilson 1994). Otro ejemplo
menos dramático fue el proyecto de erradicación de la polilla codling (Cydia pomonella) con
insecticida; pero el proceso era muy caro y lento, por lo que la erradicación fue
económicamente impracticable (Simberloff 2001a).
11
Figura 4: Este proyecto de erradicación de la
hormiga de fuego argentina en EE.UU, fue llamado
el Vietnam de la Entomología, debido a que el
veneno químico que se utilizó no sólo diezmó las
poblaciones de hormigas autóctonas, sino que causó
fuertes impactos en cultivos o la salud misma del
hombre. En adición, a pesar de tal efecto
ecológicamente devastador, luego de 10 años de
intensos esfuerzos e inversión de grandes sumas en
tal proyecto, se observó que el área de distribución de
esta especie invasora no sólo no se había visto
afectada
sino
que
había
aumentado
considerablemente, seguramente tras la eliminación
de sus competidores locales. Luego de este fracaso, el
gobierno de los EE.UU abandonó su compromiso con
el problema.
Un examen de éxitos y fallas (Myers et al. 2000, Simberloff 2000a) sugiere que la
erradicación es una meta posible, pero que los intentos fallidos atentan por ser costosos en
términos ecológicos, económicos y de confianza del público, por lo tanto, ciertos criterios
deben ser tenidos en cuenta según Simberloff 2001a:
1) Los métodos de un programa de erradicación deberían ser los mismos que los de un
programa de control. La erradicación debería estar justificada ya que aunque falle, el
programa puede lograr una beneficiosa reducción poblacional (Simberloff 1997) mientras
los costos no sean desproporcionados al nivel de control esperado. Si la erradicación y el
manejo emplean métodos diferentes, una falla en la erradicación puede causar grandes
pérdidas. Por ejemplo un control de una peste con herbicidas que falle, puede causar grandes
pérdidas en los enemigos naturales de esta peste y tener efectos colaterales no deseados,
hasta inclusive exacerbar el problema. En cambio, un método de erradicación manual de la
misma peste por ejemplo si es el caso de una maleza, arrancando manualmente los
individuos, puede dejar en el peor de los casos todo como en un principio.
2) Los recursos deben ser suficientes para que la erradicación sea completa y deben ser
conmensurados con el beneficio que esto acarrearía. Para pestes establecidas en un gran
rango geográfico el costo puede ser millones de dólares, como por ejemplo la notable
erradicación del mosquito anofeles (Anopheles gambiae), vector de la malaria en una gran
área del noreste de Brasil (Soper y Wilson 1943, Davis y Garcia 1989). Esto fue bien
financiado por el gobierno de Brasil y la fundación Rockefeller (según Simberloff 2001a).
12
3) Tiene que haber lineamientos claros por parte de las autoridades ya que los programas de
erradicación deben ser llevados a cabo entre municipios, tierras privadas y provinciales,
donde los encargados de las tierras ven siempre en forma diferente los costos y beneficios.
Por ejemplo la liberación de insecticida, puede ser objetada por muchos miembros de la
comunidad pero ser vista como algo fundamental para los agricultores. Por esto la
erradicación requiere una absoluta cooperación, ya que puede tornarse en un fracaso por los
actos de sólo un individuo (Simberloff 2000a). Dicha cooperación, incluso, debe pasar
fronteras. Si un país lleva a cabo una campaña de erradicación de una plaga compartida con
otro, si este último no actúa de igual manera se arriesga el éxito de la iniciativa.
4) La biología del organismo debe ser suficientemente estudiada para formar una base
científica que prediga el éxito. Por ejemplo la exitosa erradicación del caracol gigante de
África (Achatina fulica) en Florida (Simberloff et al. 1997) fue posible por el conocimiento
de que el gusano no se autofecundaba. Similarmente plantas con un persistente banco de
semillas son más difíciles de erradicar que otras que no lo tienen.
5) Debe estar razonablemente controlado el restablecimiento de una nueva población de la
especie que ha sido erradicada. Un número de poblaciones de vertebrados han sido
eliminados con éxito de islas (Simberloff 2000a), con reinvasión muy lenta o ausente hasta
la fecha. Este aislamiento hace que las islas sean particularmente tentadoras. Un caso es la
erradicación de la rata noruega (Rattus norvegicus) de la Isla Langara en las Queen Charlotte
Island al oeste de Canadá (Myers et al. 2000). Pero si la polilla codlimg fuera erradicada del
valle Okanagan, habría reintroducciones rápidas de otras zonas de producción de manzana.
Aunque si los intereses son sobradamente altos, los recursos suficientes y los métodos
apropiados, la erradicación es posible inclusive si existe reinvasión. Ha habido 20 programas
de erradicación de la polilla gitana (Lymantria dispar) en la Columbia británica, EE.UU.
(Myers et al. 2000), aunque en la actualidad continua la reinvasión. El proyecto más grande,
en 1992 fumigó 20.000 ha con un insecticida de microbios con un costo de cerca de U$S 6
millones. Hay evidencia que la polilla fue erradicada cada vez, ya que la polilla tiene poca
dispersión. El método, un insecticida microbiano de Bacillus thuringiensis, cepa Btk., tiene
efectos colaterales benignos si se lo usa en forma local, y carece del potencial ecológico y
económico de dañar a poblaciones establecidas en todo el este de Estados Unidos. Un
ejemplo nacional, es la erradicación de la fiebre aftosa, ya que su eliminación reporta muy
altos beneficios (alrededor de $ 800 millones al año en exportaciones) en comparación al
13
costo (Figura 5), y le permite a la Argentina consolidarse como uno de los grandes
productores agrícola-ganaderos del mundo.
Figura 5: La erradicación de la fiebre
aftosa es positiva según numerosos
análisis de costo/ beneficio. Si bien no
puede ser definitiva su erradicación por
el hecho de que existe reinvasión desde
poblaciones vacunas cercanas, hay
evidencia de que cada una de las veces
fue erradicada.
6) Tiene que haber una razón para pensar que la erradicación no dejará un problema aun
mayor que la especie introducida. Por ejemplo si la erradicación es un éxito y no ocurre
reinvasión ¿Las especies erradicadas no dejarán espacio a otra especie exótica peligrosa?. En
las Islas Santa Cruz en California, la remoción de un gran número de pastos introducidos
dejó el camino libre para el crecimiento masivo de una maleza exótica, el hinojo
(Foeniculum vulgare) (Simberloff 2001a).
Manejo de manutención
Si la erradicación falla y no hacer nada no es una opción, hay varias aproximaciones
para mantener a la especie invasora en un número bajo suficientemente aceptable. Estos
métodos no son excluyentes, y ninguno es una solución mágica, todos han fallado en casos
particulares. Sin embargo, todos son útiles en ciertas circunstancias y todos tienen un lugar
en el arsenal que se puede usar contra especies invasoras.
Cuatro son los métodos principales: Control mecánico, Control químico, Control
biológico y Manejo de ecosistemas (Simberloff et al. 1997, Simberloff 2000b).
Particularmente en agricultura el término “ control integrado de pestes” es muy usado, ya
sea con la liberación de varios enemigos naturales autóctonos de pestes para aumentar el
número de éstos con poco uso de químicos, o la liberación de enemigos exóticos en conjunto
con un aumento del número de enemigos naturales (Cate y Hinckle 1994, Lockwood 2000).
14
Control mecánico
El Control mecánico comprende una variada gama de mecanismos, desde recoger
manualmente plantas o animales, al corte y quema de árboles o hasta el uso de complicada
maquinaria.
Usualmente la remoción manual de plantas y animales es marcadamente efectiva pero
requiere de un intenso trabajo. Habitualmente el trabajo de voluntarios es frecuentemente
usado, en general de organizaciones de conservación (ej. Randall et al. 1997). En Florida, se
encuentran muchos casos de voluntarios para la
erradicación de la peor planta invasora, Schinus
terebinthifolius (Brazilian pepper)
(Figura 6).
Otro ejemplo llamativo es el de Kentucky donde
los
procesados
por
beber
alcohol
son
sentenciados a remover cardo (Carduus nutans)
el cual se desarrolla muy bien en esa región y es
muy invasor. Asimismo, los presidiarios de
Florida son un componente fundamental para
disminuir el área ocupada por el árbol de
corteza de papel, Melaleuca quinquenervia
(Simberloff com. pers.).
Figura 6: Extracción mecánica del Schinus
terebinthifolius dentro del Parque Nacional
Everglades (EE.UU) para preservar un humedal
del que dependían las aves del lugar (Foto
extraída de Doren y Jones 1997).
Por supuesto, la opción de un trabajo pago es también una opción cuando la sociedad
reconoce que la remoción de las especies invasoras es algo importante.
Control químico
Los productos Químicos (ej. herbicidas, raticidas, insecticidas, entre otros; incluido el
pesticida microbiano Btk) son a veces efectivos, aunque su uso es muy controversial. Algunos
pesticidas antiguos tenían efectos colaterales substanciales, inclusive en la salud de los
humanos, como en el desastre ocurrido en la campaña de erradicación de la hormiga de fuego.
Los problemas bien difundidos de los químicos han dejado un legado de químico-fobia
(Williams 1997). A pesar de que algunos pesticidas modernos tienen muy pocos efectos
colaterales, el uso de éstos tiene otras desventajas (Simberloff 2000b). Primero, muchos son
muy caros, más aun si se los usa sobre grandes áreas naturales. Segundo, las especies pueden
desarrollar resistencia a los pesticidas por lo que se tornan aun más caros por la cantidad
creciente que debe usarse año tras año, y por lo tanto la vida útil de cada químico es limitada.
Sin embargo, el uso de pesticidas es a veces muy útil, usado solo o en conjunto con control
15
mecánico. Por ejemplo, en el caso del Jacinto de agua (Eichhornia crassipes), éste ha sido
reducido a niveles aceptables con el uso de químicos en Florida (Figura 7), y con el uso del
pesticida 2,4-D combinado con un poco de control mecánico (Schardt 1997). Por supuesto, los
efectos colaterales de los químicos o el de los productos secundarios que éstos forman pueden
ser sutiles y complejos. Un caso bien conocido fue la magnificación biológica producto del uso
de DDT, concentrado en las cadenas tróficas, el cual participó en la declinación de aves rapaces
por adelgazamiento en el espesor de sus huevos (Stiling 1996).
Figura 7: Experiencia llevada a cabo en el Lago Rousseau con el Jacinto de agua. Antes y después del
tratamiento conjunto de químicos (2,4-D) y control mecánico (Foto extraída de Schardt 1997).
Control biológico
El control biológico clásico - introducción de enemigos naturales (usualmente
predadores, herbívoros, parásitos o enfermedades) de una peste introducida - es un método
muy venerado para el control de una especie introducida en un número aceptable. Si bien su
meta es explícitamente la no erradicación (Center et al. 1997); podría decirse, que su meta es
la de mantener la relación homeostática entre la peste y su enemigo. Es decir, que un
aumento en la densidad de la población de la peste dispare automáticamente un aumento en
la cantidad de enemigos naturales, para que esto produzca una disminución de la población
de la peste. Esto muchas veces funciona de manera estupenda particularmente en agricultura
y silvicultura. En Canadá, el cardo (Carduus nutans) está bien controlado por el escarabajo
introducido Rhinocyllus conicus (Harris 1984). En África, la mandioca sudamericana
(Manihot esculenta) que fue devastada por un insecto también sudamericano (Phenacoccus
manihoti) que arribo en los años 70’, fue controlado con la intromisión de un parasitoide de
este insecto, una avispa: Epidinocarsis lopezi (Bellotti et al. 1999). Ejemplos como éstos
han hecho que se vea al control biológico como una alternativa “verde” en contra del uso de
químicos. Muchos piensan que ésta es la única alternativa posible para el problema de las
16
especies introducidas alegando que éste es el único método seguro, económico y sustentable
desde el punto de vista del medio ambiente para el control de las especies invasoras. Cuando
el control biológico funciona bien tiene dos claras ventajas sobre el control con químicos: el
tratamiento sólo se requiere hacer en una pequeña parte del sito con la peste, ya que el
bioagente se puede dispersar por su cuenta; y que el control actúa para siempre sin la
necesidad de repetir los tratamientos.
A pesar de esto el control biológico no es la panacea, por cinco razones principales
según Simberloff 2001a:
1) Usualmente no funciona. A pesar de los numerosos éxitos, la mayoría de las especies
introducidas para control biológico no proveen un substancial control de la peste elegida.
Por ejemplo, sólo un tercio de las especies elegidas para el control de pestes sobreviven en el
ambiente donde han sido liberadas (Williamson 1996).
2) A veces tiene efectos colaterales. Aunque se lo trate como un sistema amigo del
medioambiente los proyectos de control biológico pueden tener efectos sobre especies no
deseadas, inclusive sobre algunas de consideración para la conservación (Simberloff y
Stiling 1996). Por ejemplo los agricultores de Canadá introdujeron el gorgojo eurasiático
(Rhinocyllus conicus) para controlar al cardo, esta introducción fue considerada como un
importante éxito, aunque el gorgojo se dispersó por sus propios medios además de ser
distribuido por toda Norteamérica por agencias de los gobiernos y ciudadanos, amenazando
seriamente en la actualidad la subsistencia de varias especies de cardos nativos del género
Cirsium, incluida una especie que se encuentra en la lista de especies amenazadas para
Norteamérica (Louda et al. 1997). Una de las tragedias más grandes ocurridas para la
conservación fue la pérdida de varios caracoles endémicos de las islas del Pacifico, como
resultado de la introducción del caracol lobo (Euglandina rosea) introducido en un fallido
intento de controlar al caracol gigante de África, el cual se redujo en número por su cuenta
incluso en islas que no tenían a este activo depredador (Civeyrel y Simberloff 1996). Un
ejemplo similar es la introducción de la pequeña mangosta de la india (Herpestes javanicus)
a muchas islas en todo el mundo para controlar a las ratas, lo cual ha dejado como
consecuencia muchas extinciones no deseadas de vertebrados que eran presa de ésta
(Funasaki et al. 1988). Muchos de estos problemas se deben a que a pesar de que muchos
autores argumentan que no es aconsejable usar especies que no sean predadores específicos
de la especie a controlar, aun se siguen usando especies generalistas para controlar ciertas
pestes (ej. Center et al. 1997).
17
3) Los agentes de control biológico pueden dispersarse en áreas no deseadas. Todos los
organismos vivos tienen medios de dispersión y una vez dispersos tienen mecanismos para
establecer nuevas poblaciones. Por ejemplo, una polilla sudamericana del cactus
Cactoblastis cactorum, introducida en la Isla Nevis para controlar un cactus (Opuntia spp.),
se expandió a través de las islas del oeste y en los Estados Unidos, donde ha atacado
especies estrictamente endémicas (Simberloff 1992) y amenaza con distribuirse para el
sudoeste de EE.UU y México, donde se puede convertir en una peste de importancia para la
conservación y la agricultura. Esta característica, puede no ser previsible, pues por ejemplo
este mismo control en Australia fue exitoso sin ocurrir dispersión posterior (Figura 8).
Figura 8: Ejemplo de control
biológico
exitoso
en
Queensland, Australia en
noviembre de 1926. La
introducción de la polilla del
cacto (Cactoblastis cactorum)
logró controlar el crecimiento
descontrolado del cactus tunas
(Opuntia inermis), recuperando las especies autóctonas
la superficie de sotobosque
original (Foto extraída de
Curtis y Barnes 1993 ).
4) Los análisis de costo / beneficio son complicados (ej. Frank 1998). El análisis de
cualquier método de control debe ser lo más comprendido y estudiado posible (Simberloff y
Stiling 1998). En particular, en el tema del análisis de un método para agricultura donde los
costos y beneficios son vitales. Asimismo, en términos de conservación es aun más
complicado ya que es muy difícil ponerle un valor a la pérdida de una especie rara no
comercial.
5) Las introducciones de especies para control biológico son usualmente irreversibles,
excepto en casos de individuos no reproductivos; una vez que se introdujo una especie para
control, la erradicación no es en general una opción (Simberloff and Stiling 1996). Por eso,
un error o un efecto colateral no puede ser fácilmente reparado. Con un control químico, se
puede simplemente dejar de usar éste (ej. DDT) aunque también puede persistir mucho
tiempo en el medioambiente.
En adición al control biológico convencional, un número de otros métodos parecidos
está siendo usado en forma más o menos frecuente. Por ejemplo, la inundación o aumento
18
del número de enemigos naturales coleccionados y liberados para reducir la densidad de las
pestes. Otro ejemplo, es la inundación del ambiente con machos estériles con el mismo fin.
El control biológico clásico es usado mucho más que cualquier otro método de control no
tan convencional.
Un ejemplo atractivo de control biológico no convencional fue llevado a cabo en
EE.UU para controlar las dos plagas más destructivas de la agricultura: Heliothis zea que
ataca al algodón y Heliothis virescens al tabaco. Estas especies que totalizan pérdidas de
1.000 millones de dólares al año han sido controladas por mucho tiempo por químicos, que
causan la muerte de numerosos insectos, hasta inclusive de aquellos que se alimentan de
tales pestes.
El nuevo método alternativo para su control
es el uso de feromonas sexuales. La liberación de
estos compuestos en el campo provoca que los
machos de las dos especies crucen la barrera
específica y se apareen con hembras de la otra
especie. El apareamiento natural depende de un
sistema llave-cerradura, pero los miembros de las
dos especies difieren en las formas de sus
genitales; por lo que si bien estas diferencias no
evitan la copulación (Figura 9), una vez que la
pareja inadecuada copula no puede separarse
nuevamente y quedan atrapados en un abrazo
Figura 9: Apareamiento interespecífico
producto del control biológico con feromonas. Cuando los individuos del gusano
del algodón se aparean con los gusanos del
tabaco, la llave se atasca en la cerradura
(Foto extraída de Curtis y Barnes 1993 ).
mortal (Curtis y Barnes 1993).
Manejo de Ecosistemas
El manejo de un ecosistema entero puede a veces crear condiciones más favorables para
las especies nativas que para las exóticas. Esto fue, básicamente, la filosofía del control
cultural (Randall et al. 1997), una vieja aproximación realizada por la agricultura y la base
para el manejo integrado de plagas. El manejo de los ecosistemas, visto para el control de
especies introducidas, es simplemente una extensión del control cultural más allá de los
dominios de la agricultura. Así por ejemplo, en los bosques de pinos de hoja larga (Pinus
palustris) del sudeste de los Estados Unidos el mantenimiento de un régimen natural de
fuego quizás haya impedido el establecimiento de especies exóticas de plantas y animales
19
(Simberloff 2001c). En adición, Louda (2000) argumenta que un buen manejo de pastura,
especialmente evitando el sobrepastoreo, deja a los cardos lejos de ser una peste de
importancia comercial, debido a que éste pierde en la competencia con los pastos.
El manejo de los ecosistemas se está convirtiendo en un término muy usado en el
ambiente de conservación, aunque aun es básicamente una vaga idea, más que un set de
específicas técnicas de manejo; raramente ha sido rigurosamente testeado (Simberloff 1998).
Ya que es el más nuevo de las cuatro aproximaciones de manejo de manutención, el manejo
de ecosistemas es el que necesita más investigación al respecto.
20
Discusión
En cuanto a la amenaza que representan las especies exóticas, se pueden nombrar dos
aspectos alarmantes que le son inherentes: la Imprevisibilidad de las consecuencias
derivadas de una introducción y la Irreversibilidad de la situación una vez que la especie se
ha establecido. Dicha irreversibilidad es tal cuando la especie alcanzó una densidad que hace
prácticamente imposible la aplicación de un sistema de control efectivo, ya sea por sus
costos, el deterioro ambiental que produciría el propio sistema de control, o simplemente
porque la capacidad de recuperación de la especie es mayor que la de los métodos
disponibles para controlarla (Ramilo 2000).
Teniendo en cuenta lo expuesto en las secciones anteriores de este trabajo se pueden
obtener una serie de conclusiones.
La prevención resulta siempre la mejor herramienta de control.
Se puede afirmar que no existe un método universal aplicable a todas las invasiones por
igual. Asimismo, una misma especie puede ser manejada de diferente modo dependiendo
en que estadio de invasión se encuentre y del ecosistema en el que se la ha introducido.
En general, los métodos de manejo no son mutuamente excluyentes pudiéndose optimizar
los resultados utilizando más de un método en el mismo sistema.
Las opciones de manejo deben ser evaluadas en función del balance costo/beneficio y del
impacto sobre la especie deseada y las especie no deseadas o nativas, lo cual si bien
complica en gran modo el estudio previo a la realización de un plan de manejo es
fundamental, siempre y cuando el objetivo del plan de manejo sea la conservación.
Un aspecto peculiar del manejo biológico de las invasiones es que muchos proyectos
son reportados en revistas de baja difusión, si es que se los publica, y algunos se dispersan
de boca en boca (Simberloff com. pers.). Esto provoca, excepto en pocas oportunidades, que
se continúe reinventando en vez de utilizar la información novedosa de éxitos anteriores. De
esta manera, intentos innovadores no llegan a los encargados de desarrollar planes de
manejo, como tampoco algunos fracasos, o al menos en tiempo. El problema es más grave
en el área del control por erradicación y control mecánico, donde no hay mucha tradición de
publicación en ciertas revistas importantes, y menos grave (pero lejos de estar resuelto) es el
control por medio del uso de químicos y control biológico, cada uno de los cuales son
bastante antiguos y han desarrollado una gran literatura.
21
Más allá de estos problemas específicos está el más problemático, la escasez de análisis
de comprensión de todas las opciones a la hora de tratar con una invasión (Thomas y Willis
1998, Louda 2000). La solución a este problema sería la existencia de una agencia que tenga
un equipo de gente con todo el conocimiento, y que pueda tomar las decisiones para
controlar la invasión, prevenirla o evitarla, o bien detectarla en estadios tempranos de la
misma. Sin embargo, muy comúnmente las especies exóticas se vuelven responsabilidad de
individuos, los cuales tienen experiencia limitada o tangencial al problema y/o se hallan muy
comprometidos con una técnica. Básicamente, cualquier aproximación al problema sería una
buena investigación científica, y la inversión de la mayoría de las naciones está lejos de
conmensurar con el problema. La biología básica de muchos de los invasores está muy poco
comprendida. Una vez más el alcance del problema demanda un esfuerzo extra.
En la era de la tecnología de la información, precisos y grandes websites con extensivos
nexos podrían incrementar rápidamente la velocidad con la que los encargados de las
invasiones aprendan sobre éstas, las amenazas que pueden tener y los nuevos avances en la
completa gama de tecnología que puede ser usada en contra de las especies invasoras. Estos
sitios están ahora creciendo muy rápido, como por ejemplo los del United States Invasive
Species Council (http://www.invasivespecies.gov/) o el del proyecto sobre los Ecosistemas
Hawai en Riesgo (http://www.hear.org), y otros. Un reto constante en el mantenimiento de
los websites es la necesaria verificación de exactitud.
La identificación correcta de las especies es a veces complicada, aunque menos
problemática que la correcta evaluación de los métodos de manejo que aseguran ser eficaces.
Aunque se encuentra literatura científica sobre el tema, el traspaso de esta información a
ambientes menos científicos es demasiado lenta para las necesidades que tienen de
interpretación los no científicos. Los websites críticos y calificados pueden jugar un rol
básico en esto; vetando, interpretando, resumiendo y asesorando sobre trabajos publicados y
no publicados.
El manejo efectivo de las invasiones requiere un efectivo monitoreo y mecanismos de
rápida respuesta. Existe un rápido incremento en el costo a medida de que el área invadida
se incrementa, por eso es mejor una erradicación temprana (Simberloff 1997, Myers et al.
2000). Un efecto de las ventajas de erradicar temprano se vio en la rápida acción de
erradicación del mejillón de rayas negras del Caribe, Mytilopsis sp., en Australia (Myers et
al. 2000). Este pariente del mejillón cebra, Dreissena polymorpha (una especie muy
conocida por sus devastadores efectos) fue descubierto en 1999 en la Bahía Cullen, a seis
meses de su llegada a Australia, y antes de que se dispersara por todo el país, durante los
seis días que siguieron a su descubrimiento la bahía fue puesta en cuarentena y tratada con
22
160 toneladas de Lavandina (Hipoclorito de sodio) y 54 toneladas CuSO4. Todos los
organismos que vivían en esa bahía fueron muertos y la población del mejillón fue
erradicada. Se puede especular sobre si se hubiera descubierto el mejillón cebra en Estados
Unidos o el mejillón dorado en la cuenca del Río de la Plata antes de que invadieran, y el
dinero que se habría ahorrado si se la hubiera erradicado en ese momento. Inclusive si la
erradicación no es posible, la localización de las especies y un manejo de manutención
pueden mantener a la invasora en un número reducido para siempre y en una región
geográfica reducida y con ello ahorrar los gastos que se generan cuando la especie ya se ha
dispersado ampliamente (Schardt 1997) (También ver Mejillón dorado en Apéndice 1). El
monitoreo no es gratis, por supuesto, pero sus beneficios trascienden la detección del
invasor.
Finalmente, es importante no ser demasiado pesimista acerca del manejo de las especies
invasoras, aunque por supuesto es más eficiente no dejarlas entrar que manejarlas luego. A
pesar de todos los inconvenientes listados atrás para los métodos de erradicación y para
varios métodos de manejo, hay muchas historias con éxito. Imaginemos cuan eficiente sería
si las especies introducidas recibieran la atención política y el presupuesto conmensurado
con la amenaza global que ellas poseen.
23
Algunos ejemplos de especies exóticas en la
Patagonia Argentina
De acuerdo a lo expuesto anteriormente es inobjetable el problema generado por la
introducción de especies exóticas. Asimismo, especialmente perjudicial resulta este disturbio
en áreas protegidas, no a salvo de tal problemática por la imposibilidad de “cercar o aislar”
el área bajo protección (sobre todo en economías con pocos recursos para tales fines, como
es el caso de Argentina).
Dentro de este marco, resultan aun más conflictivas las áreas protegidas de montaña.
Estas áreas cuentan con un alto número de singularidades entre las que se pueden nombrar:
(1) su alto índice de endemismos locales, (2) sus particularidades geológicas e hidrológicas
y (3) su alta inestabilidad física, lo que produce un alto número de comunidades diferentes
en un ámbito reducido y en muchos estados distintos de sucesión, entre otras. Dichas
características, sumadas al hecho de ser hábitats esencialmente aislados hacen de estos sitios
lugares con frecuencia altamente susceptibles al daño por acción de organismos
introducidos. Dicho riesgo se incrementa debido a la alta proporción de tierra perturbada
(por causas naturales o humanas) y los bajos índices de crecimiento de las comunidades de
plantas, por lo menos entre las zonas subalpina y alpina (Duncan Poore 1993).
Dado que la mayoría de los Parques Nacionales de la Patagonia involucran áreas
montañosas (Armesto 1998), resulta esencialmente interesante una breve descripción de las
especies invasoras que actualmente se hallan en nuestra región. En adición, existe un fuerte
consenso entre técnicos e investigadores que trabajan en la Patagonia, en que la presencia de
especies silvestres introducidas es uno de los problemas de conservación más graves de la
región (Navas 1987, Martín et al. 1987, Úbeda y Grigera 1995 y Ramilo 2000).
ESPECIES VEGETALES
ESPECIES FORESTALES (Pseudotsuga sp., Pinus sp., Picea sp., Abies sp., Eucalyptus sp.).
Todas ellas fueron introducidas con fines comerciales, constituyendo hasta la fecha unas 65 000ha.
de tierras implicadas en la forestación sólo en la Patagonia Argentina, con una taza de plantación de
10.000 hectáreas por año (Schlichter y Laclau 1998, S.A.G.P.yA. 2001,). Si bien los
24
argumentos a favor remarcan la importancia de la generación de empleos, es importante hacer notar
que éstos podrían existir por igual, si se fomentara la forestación de especies nativas con calidades
madereras aun mejores, no enfrentándonos al problema de la fragmentación del hábitat, deterioro del
suelo, eliminación del sotobosque, cambios en el ciclo
hídrico (Schlichter y Laclau 1998) introducción de
plagas y mayor riesgo de incendio, principalmente.
Sin embargo, es preciso mencionar, que al parecer
en Patagonia, también en contra de lo pensado, las
especies de Pinus no actuarían hasta la fecha como una
especie invasora (Simberloff et al. 2002), sino que
están restringidas parcialmente a su lugar de siembra y
a zonas perturbadas por el hombre cercanas a las
plantaciones, lo que igualmente no quita su efecto
perjudicial debido a la disminución que provoca en la biodiversidad de las zonas donde esta fue
implantada. Haurdequin (1999) sugiere que la ausencia de invasión de especies de coníferas exóticas
se debe a que estas especies fueron implantadas en esta región mucho después que en otras regiones
del hemisferio sur como Sudáfrica, Australia o Nueva Zelanda Donde estas especies son altamente
invasoras (Richardson y Higgins1998), lo que implica que estas especies podrían invadir en un
futuro los bosques Patagónicos.
RETAMA (Cytisus scoparius)
La retama europea constituye una especie altamente invasora, con un alto poder de expansión
geográfica, crecimiento vegetativo y resistencia al clima, además de desarrollarse eficazmente en un
amplio rango de variaciones ambientales.
Gracias a ello y a su efectivo mecanismo de dispersión ha logrado
distribuirse ampliamente en las zonas urbanas, suburbanas e invadir
los bosque nativos reemplazándolos por una población extensa y
apretada de individuos de su especie como especie dominante y casi
única (como es el caso de Pto Radal en la Isla Victoria, PNNH),
además de impedir el crecimiento de renovales de especies nativas
dentro de la mata vegetal que forma.
25
ROSA MOSQUETA (Rosa rubiginosa)
Esta especie invasora constituye un problema importante para
los bosques nativos, debido a que si bien no es buena en el
desplazo de los arbustos autóctonos bajo el bosque sombrío, es
una veloz
y oportunista colonizadora de claros, formando
manchones paisajísticamente casi monoespecíficos.
Sin embargo, se la ha citado como posible planta nodriza del
ciprés en nuestros bosques (De Pietri 1992). Además de considerarse una especie de explotación
comercial, generando microemprendimientos productivos (dulce, aceites, cosméticos, etc).
MALEZAS SILVESTRES
Las especies que componen este vasto grupo poseen historias de colonización muy diversas o
semejantes, con orígenes casi desde la presencia del hombre en estas regiones, aunque es luego de la
conquista de América que se produce su gran auge.
En conjunto constituyen una representativa muestra del contacto
y comercio con las respectivas regiones biogeográficas, y en
general abundan ampliamente en las cercanías a las poblaciones
humanas, siendo casi su totalidad especies con utilidades
gastronómicas y medicinales. (Por ejemplo: Arctium minus,
Atriplex hastata, Capsella bursa-pastoris, Hypochoeris radicata,
Lapsana communis, Portulaca oleracea, Silybum marianum,
Ulex sp. y Urtica dioica, entre tantas otras) (Rapoport et al.
2001). Sin embargo, frente a la fuente de potencial uso
doméstico o comercial, en general tanto en nuestra región como
en algunas otras culturas, estas especies son despreciadas.
Al conjunto de especies ya mencionadas se suman las de
valor ornamental (Rosas, Serbal, Abedul, Alamo, entre otras.) y las plantaciones de frutales y
hortalizas cultivadas en las regiones urbanas y suburbanas. Además de casos puntuales de
introducciones perjudiciales de algas en el litoral argentino.
ESPECIES ANIMALES
Entre los mamíferos que a nivel mundial se consideran invasores, en la Argentina ya están
introducidos (Navas 1987): Jabalí (Sus scrofa), Chancho Cimarrón (Sus ‘domestica’), Caballo
Cimarrón (Equus ‘caballus’), Perro Cimarrón (Canis ‘familiaris’), Ciervos Axis (Axis axis), Dama
(Dama dama), Colorado (Cervus elaphus), Reno (Rangifer tarandus), Cabras Cimarronas (Capra
‘hircus’), Ratas Almizclera (Ondrata zibethicus) y Negra (Rattus rattus) (Bertonatti y Corcuera
2001). Además del Conejo (Oryctolagus cuniculus), Liebre (Lepus europaeus), Castor (Castor
26
canadensis) y Visón (Mustela vison). De este modo para 1979 los vertebrados exóticos dentro del
Parque Nacional Nahuel Huapi sumaban 13 especies lo que indica un 28% de contaminación
(Rapoport 1979).
CIERVO COLORADO (Cervus elaphus)
El ciervo colorado fue introducido en la Argentina por Pedro Luro en 1906 en la provincia de La
Pampa. En 1922 una veintena de ejemplares fueron llevados a la provincia del Neuquén. Otras
introducciones en la región andino patagónica son atribuidas a A. Anchorena y Ortíz Basualdo en la
Isla Victoria y Península Huemul (Ramilo 1984). En los Parques Nacionales Lanín y Nahuel Huapi
el ciervo colorado ocupa actualmente una gran parte de su superficie afectando principalmente
(Ramilo 2000) a la flora y fauna nativa mediante:
- Competencia con herbívoros nativos
- Interferencia en la regeneración del bosque nativo
-Alteraciones en la composición y estructura del bosque
nativo
- Competencia con ganado doméstico
- Perjuicios a las explotaciones forestales
A pesar de los numerosos perjuicios que constituye esta
especie en los bosques nativos de la región, ésta se ha
convertido en un recurso económico importante debido al
interés que suscita la caza deportiva y la comercialización
de sus derivados (ahumados, astas, artesanías regionales, etc.). Y quizás hasta se haya transformado,
en la actualidad, en la especie más promocionada como atractivo de la región.
JABALÍ (Sus scrofa)
A principios del siglo XX el jabalí europeo fue
introducido en la Patagonia para la caza
deportiva (Ramilo et al. 1986). Ha mostrado una
excelente adaptación a esta región y tiene una
muy alta capacidad de invasión. Entre los
aspectos negativos que se destacan (Ramilo
2000) se puede mencionar:
- Existe un escaso interés actualmente por la
caza deportiva
- Predación sobre crías de especies nativas y ganado (corderos)
- Daño en cultivos de granos y frutales
- Contaminación de aguas
- Alteración física y mecánica del suelo
27
- Severa degradación física en mallines
- Efectos aun no evaluados sobre plantas nativas
- Competencia con herbívoros nativos y ganado por consumo y daño de pasturas
- Destrucción de infraestructura, alambrados, etc.
LIEBRE EUROPEA (Lepus europaeus)
Como otros animales introducidos en nuestro país la liebre, a partir de su inserción, se extendió por
casi todo el territorio argentino e islas continentales (Grigera y Rapoport 1983), adaptándose a todos
los climas y a todas las topografías. Los datos más antiguos que tenemos se remontan al año 1888
donde fueron traídas desde Alemania siendo liberadas cerca de la ciudad de Rosario (Cañada de
Gómez). Actualmente habita una muy amplia variedad de ambientes: desde la alta montaña hasta
claros de bosques, estepas y regiones cultivadas (Mulleady 1988). Identificadas como frecuentes
efectos nocivos (Ramilo 2000) se enumeran:
- Competencia con herbívoros nativos y ganado
doméstico
- Daños en explotaciones forestales y frutales
- Daños en cosechas de granos finos y gruesos
- Perjuicios en la regeneración natural del bosque nativo
- Perjuicios en los trabajos de áreas degradadas
- Favorece la expansión de predadores (zorros y pumas)
CONEJO SILVESTRE (Oryctolagus cuniculus)
El conejo europeo ha invadido nuestra región desde Chile cruzando pasivamente la cordillera
(Rapoport 1979) y actualmente se encuentra avanzando hacia el sur, a paso constante, habiendo sido
ya registrada en la provincia de Río Negro (Jacksic com. pers.). Los principales efectos negativos
identificados (Ramilo 2000) incluyen:
- Las poblaciones asilvestradas no presentan aspectos económicos positivos
- Competencia con herbívoros nativos y ganado doméstico
- Daños en explotaciones forestales y frutales
- Perjuicios en la regeneración natural del bosque nativo
- Perjuicios en los trabajos de áreas degradadas
- Favorece la expansión de predadores (zorros, pumas y visones)
CASTOR (Castor canadensis)
Esta especie constituye uno de los roedores de mayor tamaño y se halla particularmente dotada para
la vida en el agua. Esta especie originaria del Hemisferio norte habita en bosque de coníferas y la
tundra arbolada que limita con tales bosques. Los primeros castores llegaron a la Argentina entre los
años 1945 y 1946 por acción del ministerio de Marina que introdujo 25 parejas en Tierra del Fuego,
al noreste del lago Fagnano (Pereiro y Vázquez 1988).
28
En los ambientes donde esta especie es oriunda, las especies vegetales que comparten su hábitat han
evolucionado con ellos y son de crecimiento rápido;
esto permite que las áreas afectadas se recuperen en
poco tiempo. Además los diques constituyen un
medio para mantener altos los niveles de agua
sirviendo de abrevaderos en las épocas de sequía, o
como presas de sedimentos transformándose luego
en ricos prados para los animales salvajes (Pereiro y
Vázquez 1988). La Patagonia por el contrario no
goza de ninguno de estos beneficios y la actividad
natural del castor constituye un alto riesgo para las
poblaciones vegetales nativas de manera directa
(obtención del alimento y de elementos necesarios
para sus construcciones) y para el resto de la fauna
indirectamente.
Los principales perjuicios (Ramilo 2000) son los siguientes:
- Actualmente no presentan aspectos económicos
positivos
- Cortes de árboles nativos
- Modificación de los cursos de agua
- Mortandad de árboles nativos por inundación
- Perjuicios a infraestructuras (inundación de caminos y edificaciones).
VISÓN NORTEAMERICANO (Mustela vison)
Actualmente el visón norteamericano se encuentra en muchas áreas de la Patagonia Argentina y
continúa expandiéndose y colonizando nuevas zonas. Los animales en libertad no provienen de una
única liberación (Chehébar 1982): desde la década del 60’ en la cual hubo un “boom” en la cría del
visón ha habido muchos sitios en que han escapado animales de criadero (o en algún caso han sido
liberados intencionalmente) por ejemplo en Santa Cruz, Río Negro, Chubut, e incluso Bs. As. Los
principales efectos negativos identificados (Ramilo 2000) son:
- Actualmente no presenta aspectos económicos positivos
- Predación sobre nidos de aves y pichones
- Predación sobre peces, roedores, otros vertebrados
nativos e invertebrados acuáticos
- Competencia con hurones, zorros, aves rapaces y
posiblemente nutrias nativas
- Daños en pisciculturas, producciones avícolas y gallineros
29
-
Predación de corderos.
SALMÓNIDOS
En 1904 se llevó a cabo la primer siembra efectiva con un lote de peces traídos de Nueva York. Las
importaciones continuaron más tarde desde EE.UU., Alemania e Inglaterra sembrándose casi la
totalidad de los cursos de agua patagónicos con 5 especies de salmónidos (Salvelinus namaycush,
Salmo salar sebago, Salmo trutta, Salvelinus fontinalis, Oncorhynchus mykiss) (Wegrzyn y Ortubay
1991). No hay duda que los salmónidos han tenido una acción depresiva sobre las especies nativas,
siendo identificadas (Ramilo 2000):
- La predación sobre peces, anfibios nativos
e invertebrados acuáticos
- La alteración de la composición del plancton
- La competencia con peces y aves nativas
Y si bien, no se han constatado hasta el presente
extinciones han desplazado algunas especies
completamente, como es el caso del pejerrey
patagónico (Patagonina hatcheri) en el Lago
Cholila o la mojarra desnuda (“Gymnocharacinus bergi”) endémica del arroyo Valcheta, al este de
Río Negro (Wegrzyn y Ortubay 1991).
MEJILLÓN DORADO (Limnoperma fortunei)
Esta especie llega a nuestro país a principio de la década de los 90´, posiblemente en el agua de lastre
de los buques que venían a los puertos de Buenos Aires y Bahía Blanca. En el norte de Argentina, en
la cuenca del Plata se ha convertido en una peste de increíbles dimensiones, ya que no sólo tiene
efectos sobre los ecosistemas de la zona, sino que también produce problemas en las tuberías de
agua. Este mejillón invadió rápidamente todos los afluentes del Río de la Plata (Darrigran G. com.
pers.).
En la Patagonia Argentina los registros son mucho más recientes,
hace tres años que ha sido encontrado en la confluencia de los
ríos Limay y Neuquén (Semenas L. com pers.). Aunque no se
conozca aun el impacto que puede tener sobre la biota local, es
necesario un urgente análisis de la situación poblacional y
desarrollar un plan de control lo antes posible, debido a la
increíble capacidad invasora de esta especie.
30
CHAQUETA AMARILLA (Vespula germanica)
Esta especie eusocial propia de Europa y que se ha extendido a lo largo de Chile (desde Aconcagua
hasta Aisén), ha ingresado a Argentina probablemente a principios de la década del 80´con el
transporte de madera desde este país, a través de la cordillera. En la Argentina se halla distribuida en
varios puntos de la Patagonia tanto en localidades próximas a la cordillera como a la costa atlántica:
Bolsón, Bariloche, Alto Valle, medio e inferior, Desembocadura del Río Negro y Valle del Río
Chubut (Corley et al. 1997), hallándose asímismo en 9 Parques Nacionales del sur argentino. Su
rápido crecimiento poblacional y su alto grado de invasibilidad son precisamente las características
más notables de esta especie; la cual desde su detección se halla francamente establecida en la
Patagonia andina habiéndose extendido indistintamente hacia el E, N y S. Se ha sugerido que el
clima es no sólo el factor que determina su distribución sino también un importante factor
determinante del éxito de la invasión (D’Adamo et al. en publicación)
Sus hábitos son extremadamente voraces y se teme que
la entomofauna del país esté sufriendo un desequilibrio,
dado que su alimentación altamente variable con
representantes de 9 órdenes de artrópodos diferentes
(Sackman et al. 2000), la induce a devorar toda clase de
insectos al vuelo, incluyendo mariposas, coleópteros,
etc. Inclusive se ha reportado la destrucción de
colmenas de abejas melíferas y el ataque a pájaros
recién nacidos (Peña 1998).
Su potencial impacto trasciende a numerosos taxa y ambientes geográficos, constituyendo una
amenaza a la naturaleza y a los intereses económicos del hombre. Por lo cual en Argentina se está
desarrollando la implementación de un cebo tóxico que permitiría controlar las poblaciones o hasta
erradicarlas (Sackman et al. 2001).
Especies con también numerosos perjuicios sobre distintos ecosistemas patagónicos argentinos
son el faisán plateado (Lophura nycethemera), la codorniz californiana (Calipepla californica), Sirex
sp., el gorrión europeo (Passer domesticus) o la paloma casera europea (Columbia domestica), entre
tantos otros.
El efecto que estas especies tienen sobre nuestros ecosistemas, en general es poco
conocido, y esta escasez de información es en parte responsable de la política descontrolada
de introducciones y escaso control reinante hasta hace pocos años. En los últimos diez años
el conocimiento de los importantes perjuicios que trae aparejada esta contaminación, así
como lo costoso de los esfuerzos por minimizar su acción ha favorecido la necesidad de
correctas legislaciones. Un ejemplo de ello, es la resolución 376/ 97 de la Secretaría de
31
Recursos Naturales y Desarrollo Sustentable la cual determina las medidas para la
introducción o traslado de ejemplares vivos cualquiera fuera la causa o destino de las
mismas, en nuestro país en el año 1997. Como así también la Ley Nacional 22.421/ 81 de
Conservación de la Fauna Silvestre que establece en su Artículo 6º: “Queda prohibido dar
libertad a animales silvestres en cautiverio, cualquiera fuera la especie o los fines
perseguidos, sin la previa conformidad de la autoridad de aplicación...” o bien la Resolución
157/ 91 de la APN que en su Capítulo I, Artículo 6º, inciso b, estipula que: “prohibe
expresamente la introducción, suelta, transplante o reintroducción de ejemplares silvestres,
o sus huevos, larvas o embriones, quedando exceptuados aquellos casos que con el debido
respaldo de sus cuerpos técnicos la APN decida realizar” (Bertonatti y Corcuera 2000).
Como resumen de los ejemplos enumerados aquí, podemos destacar que en su gran
mayoría la existencia de estas especies en nuestra región es mayormente por introducción
activa e intencional del hombre. Si bien su introducción estuvo justificaba por fines
comerciales, en la actualidad no representan casi valor económico para las comunidades y sí
un verdadero perjuicio para los ecosistemas que las sostienen. En contraste, las especies que
hasta hoy representan un recurso económico para la región, no sólo no se controlan aun en
detrimento del propio recurso (Ciervo colorado), sino que en otros casos continúa la acción
de introducción para repoblamiento (ej. salmónidos).
Con los métodos de regulación y reducción de poblaciones de fauna conocidos
actualmente no es posible, o bien viable dentro del presupuesto disponible, eliminar especies
que se han adaptado a un determinado biotopo. Este principio debe ser rector para todas las
futuras consideraciones sobre el tema (Staudt 1978). Un buen ejemplo lo constituyen los
ciervos colorados en la Cordillera, que si no podemos erradicarlos tratemos de mantener una
población sana (y de buena calidad para los intereses del cazador). Es decir, sostener una
carga de individuos tal, que permita al bosque proseguir con su ciclo normal de
regeneración, consensuando esto con los intereses del hombre (Wotschikowsky 1977, Staudt
1978, Charllies 1988, Schurholz 1989, Gonzales y Torres Mignaquy 1995, Funes et al.
1998). De esta manera, frente a especies con posibles usos comerciales y por ende capaces
de fomentar microemprendimientos productivos como fuentes de trabajo, es lícito rescatar el
dicho “si no puedes con tu enemigo, únete a él”.
Para manejar una especie silvestre en forma efectiva, es imprescindible tener un
conocimiento exhaustivo de la misma, sus hábitos, sus necesidades y su hábitat. A su vez, si
la acción a emplearse no es mancomunada y realizada en forma conjunta por todos los
sectores afectados por la problemática planteada, nunca se logrará poner en marcha un
manejo efectivo de la especie (Staudt 1978). Esto resulta aun más relevante cuando se une a
32
los perjuicios naturales, los intereses socioeconómicos de una especie integrada a la
economía regional (ej. Rosa mosqueta, Cérvidos y Salmónidos).
Frente a esta situación, resulta vital la comprensión que generalmente, y en particular en
las áreas de montaña, el mantenimiento de la diversidad biológica trasciende los límites de
las áreas protegidas. Muchas son las especies, dentro de las áreas protegidas, que dependen
de recursos fuera de ellas, y la existencia del área a conservar afecta igualmente las áreas
anexas a ella.
La importancia de estos ecosistemas montañosos radica en los abruptos gradientes
ambientales que como en el pasado permitieron la migración de la biota en respuesta a los
cambios climáticos, en el presente, representan una importancia particular para la
conservación de la diversidad biológica en vista de la alta probabilidad de futuros cambios
climáticos que incluyen temperatura o cambios en la calidad del aire (Duncan Poore 1993).
33
Agradecimientos
Queremos agradecer por su colaboración en el desarrollo de este trabajo a la Profesora
Dra. Dora Grigera por sus comentarios y el préstamo de bibliografía. También a los
integrantes de la Delegación Técnica Regional Patagónica, en especial al Lic. Claudio
Chehébar por su colaboración en la corrección del manuscrito como también al Lic. Gustavo
Iglesias, y a la Intendencia del Parque Nacional Nahuel Huapi; por su colaboración y la
abundante recopilación de material que nos proporcionaron. Queríamos a su vez agradecer
al Dr. Eduardo Rapoport por su charla y aporte de material, como así también y junto con la
Dra. Carmen Úbeda por sus útiles correcciones al trabajo como revisores del mismo. Al Dr.
Daniel Simberloff por sus valiosas sugerencias y préstamo de material personal tanto
publicado como sin publicar además de facilitarnos la obtención de numerosas fotografías.
A Juan Paritsis y Eduardo Quintero por el préstamo y colaboración en la obtención de
material fotográfico y bibliografía y a los anónimos fotógrafos que gentilmente ofrecen sus
fotos en internet.
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