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La expansión demográfica humana y la forma en que se sobreexplotan los recursos naturales ha acelerado el proceso de extinción (Vitousek et al. 1997, Wake & Vredenburg 2008, Ceballos et al. 2015, 2017), y se estima que con el agravante del cambio climático dicho proceso se intensificará (Molina 2007, Trejo et al. 2011). Este panorama motiva a tomar acciones para diagnosticar las especies más vulnerables a estas presiones. Para esto, en México se diseñó un método de evaluación de riesgo de extinción a nivel nacional (MER; Tambutti et al. 2001). Varios autores han resaltado las bondades del MER indicando que facilita las decisiones de conservación y genera hipótesis comprobables (Olson et al. 2005, Solano & Feria 2007). En cambio, de-Grammont & Cuarón (2006) y Cuarón & de-Grammont (2007) consideran que el MER es subjetivo, poco flexible y considerablemente demandante de información comparado con el sistema de evaluación de la Lista Roja de la UICN. En ese sentido, Ramírez & Quintero (2016), tomando en cuenta que la mayoría de las especies en México han sido poco estudiadas, por lo que se tienen escasos datos para evaluar su estatus de riesgo con el MER, consideran que es mejor utilizar el método de la UICN sobre el MER, argumentando que para implementar este último se requieren demasiados detalles, los cuales sólo son posibles de obtener con una gran inversión de tiempo y recursos. Por su parte, Feria-Arroyo et al. (2009) consideran que algunos aspectos del MER son redundantes y subjetivos, en cambio opinan que la evaluación con base a la UICN es bastante eficiente. Estos autores también demuestran que ambos métodos convergen en las estimaciones del nivel de riesgo de extinción. A favor del MER Soberón & Medellín (2007) consideran que cada país debe tener un protocolo de asignación de riesgo independiente, otorgando más importancia a algunos aspectos de la evaluación, de acuerdo con las carencias de su sistema científico y procurando la fácil implementación para las instituciones encargadas de regular la protección de especies amenazadas.
Mientras transcurre la discusión de utilizar un sistema de evaluación nacional o internacional, las especies que puedan considerarse con riesgo de extinción continúan sin ser diagnosticadas. En el caso de las especies de plantas, Darrah et al. (2017) indican que a nivel mundial sólo se han evaluado el 6 %. En México, si consideramos que existen 23,314 especies de plantas vasculares (Villaseñor 2016) y que en la NOM-059 (SEMARNAT 2010) se reportan 983 de éstas, se han catalogado con alguna clase de riesgo de extinción el 4 % de las mismas (aunque no se tiene registro de especies evaluadas que no fueron consideradas en riesgo). En la actualidad el avance en las evaluaciones de riesgo de extinción de las especies en México es lento, destacan los estudios de Soto-Arenas et al. (2007), González-Espinosa et al. (2011) y Cabrera-Luna & Pantoja-Hernández (2016) que evaluaron, 198, 762 y 340 especies de plantas vasculares, respectivamente; así como otras evaluaciones enfocadas a taxa particulares, realizadas con la metodología del MER y/o de la IUCN (Tabla 1).
Tabla 1 Estudios destacados de especies amenazadas de diferentes taxa realizados en México, con la metodología del MER o de la IUCN.
| Referencia | Evaluación | Grupo al que pertenecen las especies analizadas |
|---|---|---|
| Solano & Feria 2007 | MER | Fam. Agavaceae |
| Feria-Arroyo et al. 2009 | IUCN, MER | |
| Feria-Arroyo et al. 2010 | MER | |
| Alvarado-Cárdenas et al. 2017 | IUCN | Fam. Apocynaceae |
| Valverde et al. 2009 | MER | Fam. Cactaceae |
| Olson et al. 2005 | MER | Fam. Euphorbiaceae |
| Lomelí-Sención et al. 2009 | IUCN, MER | |
| Hernández-Macías et al. 2014 | IUCN | Fam. Leguminosae |
| Soto-Arenas et al. 2007 | MER | Fam. Orchidaceae |
| Leopardi et al. 2012 | IUCN, MER | |
| García-González et al. 2016 | MER | |
| Cabrera-Luna & Pantoja-Hernández 2016 | MER | Plantas Vasculares |
| González-Espinosa et al. 2011 | IUCN | |
| López-Toledo et al. 2011 | IUCN | Fam. Zygophyllaceae |
Por otro lado, los datos preferidos para realizar evaluaciones de conservación de la biodiversidad son los registros geográficos obtenidos de las colecciones biológicas (Sánchez-Cordero et al. 2005). En el caso de las plantas, los ejemplares herborizados son la fuente primaria para deducir la distribución geográfica de las especies (Golding 2001, 2004, Schatz 2002, Willis et al. 2003, Roberts et al. 2005, Hernández & Navarro 2007, Kricsfalusy & Trevisan 2014, Rivers et al. 2011). Esta información suele ser parcial, ya que refleja sesgo de recolecta (por ejemplo, debido a la cercanía entre punto de colecta y caminos de acceso), distribuciones no actuales y falta de datos cuantitativos (Newton & Oldfield 2008); sin embargo, para muchas especies la información obtenida de los especímenes de herbario son la única información disponible y confiable. Por lo tanto, una evaluación basada únicamente en datos de herbario, aunque no es óptima, es útil para producir un análisis inicial (Newton & Oldfield 2008).
La forma más utilizada para caracterizar el área de distribución de las especies para fines de conservación es el área de ocupación (AOO), definida como el área dentro de los límites extremos que ocupa el taxón (extensión de ocurrencia, EOO), excluyendo casos de vagancia, hábitats inadecuados o desocupados. Para mejorar las estimaciones del área de distribución Hernández & Navarro (2007) proponen ajustar el tamaño de las celdas del AOO de los diferentes agrupamientos de localidades disjuntas, acoplando el método de propincuidad media de Rapoport (1975). En cambio, Solano & Feria (2007) utilizan modelación del nicho ecológico (MNE) recortando con mapas de provincias biogeográficas, subcuencas y de uso de suelo; Feria-Arroyo et al. (2009) utilizan un mapa de vegetación potencial además de MNE; López-Toledo et al. (2011) emplean MNE y mapas de provincias biogeográficas y de tipos de vegetación; y Jiménez-Alfaro et al. (2012) MNE y datos topográficos.
Contrastando la creciente complejidad para realizar las evaluaciones de riesgo de extinción, contra la necesidad apremiante de evaluar una enorme cantidad de especies, el presente estudio tiene como objetivo proponer como alternativa una evaluación tentativa para asignar categoría de riesgo de extinción (ETRE), comparando el AOO de las especies por evaluar contra los AOO de especies emparentadas y/o con características similares, reconocidas en alguna de las categorías oficiales de amenaza. Para demostrar la confiabilidad del método propuesto se comparó la ETRE contra la estimación obtenida por el MER. Para esto se utilizó el caso de Peltogyne mexicana Martínez (Leguminosae, Caesalpinioideae, Detarieae), árbol que crece en el bosque tropical subcaducifolio del estado de Guerrero, México, que desarrolla fustes rectos de diámetros considerables y produce madera catalogada como preciosa. Esta planta está incluida en la NOM-059 (SEMARNAT 2010) como especie amenazada; sin embargo, el estado de conservación de P. mexicana que describe Navarro-Martínez (2001) indica que la especie está extremadamente amenazada, por lo que es de suponerse que la categoría en la que se encuentra no es la más adecuada.
Materiales y métodos
Se consultó la revisión del género (Silva 1976), la descripción original de la especie (Martínez 1960) e información recientemente publicada de la misma sobre la morfología, biología, distribución y hábitat de P. mexicana (Navarro-Martínez 2001, Navarro-Martínez et al. 2002, 2005, Juárez-Agis et al. 2013, 2016 Sotuyo 2014).
Tomando en cuenta que se ha demostrado que el AOO es un predictor muy importante del riesgo de extinción (Leao et al. 2014) y que una gran proporción de especies consideradas en riesgo de extinción por la IUCN, se han aceptado sólo por tener un rango geográfico restringido (Gaston & Fuller 2009), e inspirados en el estudio de Luna-Vega et al. (2006), se implementó una metodología consistente en comparar la distribución de la especie a evaluar contra la distribución de especies equivalentes que se encuentran reportadas oficialmente en alguna categoría de amenaza. En este caso se seleccionaron Dalbergia congestiflora Pittier, D. granadillo Pittier, Ormosia isthmensis Standl., Platymiscium lasiocarpum Sandwith y Vatairea lundellii (Standl.) Killip ex Record, especies incluidas en la categoría de Peligro de Extinción del MER (aunque es posible comparar con especies en otras categorías de riesgo, es más urgente detectar las especies más amenazadas). Estas especies se consideran comparables argumentando conservadurismo filogenético (Wiens & Graham 2005), al ser árboles de la misma familia. En el caso de evaluar especies que no presenten parientes cercanos, oficialmente reconocidos en la categoría de riesgo de interés, o que estos sean notablemente divergentes (hierba vs árbol), se podría comparar contra especies que compartan el mismo hábitat, gremio o que posean características similares de estrategias de vida (ver: Raunkiaer 1934, Grime 1977, Simberloff & Dayan 1991).
Las coordenadas de las localidades de recolecta se obtuvieron de la base de datos del Global Biodiversity Information Facility (http://www.gbif.org). Esta información se cotejó físicamente o por consulta digital de las colecciones de varios herbarios (ENCB, IBUG, IEB, MEXU, MO, NY, GH, US). Para ejemplares carentes de coordenadas geográficas, éstas se infirieron con la aplicación web GEOLocate (http://www.museum.tulane.edu/geolocate), excluyendo ejemplares con localidades de recolecta ambiguas o imprecisas. A partir de la base de datos depurada de las localidades, se calculó el AOO con el programa en línea GeoCAT (Bachman et al. 2011) utilizando cuadrículas con las dimensiones (2 × 2 km) sugeridas por la IUCN-SPSC (2016) para evaluar el peligro de extinción. Si la especie por evaluar presenta un AOO menor o igual a la media del AOO de las especies ya reconocidas en alguna categoría de extinción, la especie evaluada se considera tentativamente amenazada con base en la categoría utilizada y se procede a aplicar un análisis más detallado con el MER.
Antes de aplicar el MER, con el objetivo de verificar las condiciones de las diferentes poblaciones de P. mexicana respecto a su demografía y fenología en las localidades de distribución previamente ubicadas, así como otras localidades sugeridas por los pobladores de la región, se realizaron salidas de campo en los meses de abril y junio de 2012; marzo y agosto 2014 y febrero 2015.
Se visitaron las localidades de: Acahuizotla, El Rincón de La Vía (municipio de Chilpancingo de Bravo), cerro Altos del Tepehuaje, cerro El Zoyatal, cerro Tierra Colorada (municipio de Juan R. Escudero), así como el remanente de bosque entre Cumbres de Llano Largo y Las Brisas (municipio de Acapulco de Juárez). De la población ubicada en el polígono oeste del parque El Veladero se tuvo conocimiento una vez terminado el trabajo de campo, motivo por el cual sólo se tomó en cuenta en el número total de localidades y el cálculo del área. Se realizaron recorridos a pie lo más exhaustivo posible de acuerdo con los recursos económicos disponibles, tratando de localizar las poblaciones más abundantes y los individuos más apartados. Se geo-referenciaron todos los fustales (individuos con tronco maderable) con un diámetro mayor a 10 cm a la altura de 1.30 m sobre el nivel del suelo, registrando su estado reproductivo y sanitario. La densidad se calculó proyectando las coordenadas de los individuos en un sistema de información geográfica y sobreponiendo una cuadrícula de aproximadamente 100 × 100 m.
Para evidenciar el reclutamiento se registraron como abundantes, escasos o ausentes la presencia de plántulas (individuos con dos hojas), brinzales (individuos con más de un par de hojas y hasta 1.5 m) y latizales (individuos de altura mayor de 1.5 m y con diámetro hasta 9.9 cm). Una vez organizada toda esta información se implementó un análisis siguiendo la metodología MER-Plantas (SEMARNAT 2010).
Resultados
Resultados de la ETRE. El AOO de Peltogyne mexicana es bastante restringida, con apenas 52 km2, menor en un orden de magnitud comparada contra la media del AOO (265.6 km2) de otras especies arbóreas reconocidas de la misma familia como en Peligro de Extinción (Dalbergia congestiflora, 252 km2; D. granadillo, 224 km2; Ormosia isthmensis, 224 km2; Platymiscium lasiocarpum, 360 km2; Vatairea lundellii, 268 km2), por lo que la ETRE deduce que esta especie puede ser considerada en Peligro de Extinción Tentativo y es pertinente implementar el MER.
Resultados del MER. La suma de los diferentes criterios de este método es 2.07 puntos, ubicándose en el límite inferior (rango de 2 a 4) para asignar a una especie la categoría de en peligro de extinción (Tabla 2).
Tabla 2 Desglose de la puntuación obtenida a partir del MER para Peltogyne mexicana.
| Índices | Criterios | Puntuación por inciso | Subtotal por criterio | |
|---|---|---|---|---|
| Rareza | A. Características de la distribución geográfica | 1) = 3 | 9 / 11 = 0.82 | |
| 2) = 2 | ||||
| 3) = 3 | ||||
| 4) = 1 | ||||
| B. Características del hábitat | 1) = 1 | 2 / 9 = 0.22 | ||
| 2) = 0 | ||||
| 3) = 0 | ||||
| 4) = 0 | ||||
| 5) = 1 | ||||
| C. Vulnerabilidad biológica intrínseca | C-1. Demografía | 1) = 3 | 10 / 23 = 0.43 | |
| 2) = 2 | ||||
| 3a) = 0 | ||||
| 3b) = 1 | ||||
| 3c) = 1 | ||||
| 3d) = 1 | ||||
| 3e) = 0 | ||||
| 3f) = 1 | ||||
| 3g) = 0 | ||||
| C-2. Genética | 1) = 0 | |||
| 2) = 0 | ||||
| 3) = 0 | ||||
| 4) = 0 | ||||
| C-3. Interacciones bióticas especializadas | 1) = 0 | |||
| 2) = 0 | ||||
| 3) = 0 | ||||
| 4) = 0 | ||||
| 5) = 0 | ||||
| 6) = 0 | ||||
| 7) = 1 | ||||
| Impacto antropogénico | D: Impacto de la actividad humana | 1) = 1 | 6 / 10 = 0.6 | |
| 2) = 3 | ||||
| 3) = 0 | ||||
| 4) = 3 | ||||
| 5) = -1 | ||||
Discusión
Es necesario priorizar la estimación del riesgo de extinción de especies aun no evaluadas, para evitar que se extingan sin tener siquiera una evaluación previa del riesgo que enfrentan (Bland et al. 2015). Estimaciones de extinción como consecuencia del cambio climático en diferentes regiones, entre linajes de vertebrados, invertebrados y plantas, indican que entre 18 y 37 % de las especies se podrían extinguir para el 2050 (Thomas et al. 2004). Para tratar de determinar el riesgo de extinción de especies con pocos datos, se han implementado procedimientos con diferentes herramientas de inteligencia artificial (Bland et al. 2015, Darrah et al. 2017). Sin embargo, la implementación de estas estrategias requiere habilidades de programación para realizar configuraciones sofisticadas, desconocidas por la mayoría de los biólogos (Thessen 2016).
Establecer predictores del riesgo de extinción fiables y de fácil estimación es beneficioso no sólo para anticipar las necesidades de manejo, sino también para mejorar la comprensión de por qué algunas especies son más propensas a la extinción (Willis 2017). Se ha demostrado que predictores del riesgo de extinción, como el tipo de hábitat y el hábito de las plantas, están supeditados al tamaño del área de distribución (Leao et al. 2014). Esto quizá se deba a que varios organismos propensos a la extinción están adaptados a hábitats muy especializados o porque su forma de crecimiento y tipo de propágulos les impide expandir su área de distribución ampliamente. En cualquiera de los casos la extensión del área de distribución puede ser utilizada adecuadamente como un sustituto del riesgo de extinción.
Como la ETRE toma ventaja de la predictibilidad del riesgo de extinción a partir del área de distribución, la comparación de la distribución de las especies a evaluar contra especies ampliamente reconocidas con riesgo de extinción posibilitará la rápida evaluación de una gran cantidad de especies equivalentes. Por ejemplo, las especies que se utilizaron en este estudio podrían ser usadas para determinar el riesgo de extinción de otras especies arbóreas de la familia Leguminosae. En el caso de evaluar a especies de familias que no se encuentren aún en los listados de riesgo de extinción, se podrían comparar con especies de las familias más emparentadas con base en los estudios filogenéticos ya existentes (por ejemplo, APG 2016). Si bien el conservadurismo filogenético es un criterio que ayuda en la mayoría de los casos, hay casos en los que los taxones emparentados son muy divergentes, difiriendo incluso en características relevantes en el riesgo de extinción. Para esto es recomendable aplicar un criterio ecológico, comparando especies con el mismo hábitat, mismo gremio o misma forma de vida. Esto concuerda con el hecho de que varias de estas características se han considerado predictores de riesgo de extinción (Leao et al. 2014).
La disponibilidad en línea de los datos de distribución de las especies y la representación del AOO por medio del programa GeoCAT (Bachman et al. 2011) facilita mucho la implementación de la ETRE, pero estas herramientas podrían conducir a errores si no se verifica la información obtenida en línea contra los ejemplares herborizados, descartando en la medida de lo posible errores de identificación o de captura.
El resultado de la ETRE para P. mexicana indica claramente que la especie debe ser considerada en peligro de extinción, al presentar una distribución un orden de magnitud menor a otras especies reconocidas con esta categoría. Esto se comprueba con el MER, aunque con una puntuación relativamente baja, la cual se debe principalmente a la carencia de datos para evaluar algunos sub-criterios, como los genéticos y de biología reproductiva. Coincidimos con Olson et al. (2005) quienes afirman que para evaluar especies amenazadas es sumamente importante la información genética y demográfica de las mismas, pero en un país tan diverso como México, realizar estudios tan detallados de toda la flora sólo será posible a largo plazo. En cambio, el diagnóstico necesario para hacer frente a la extinción de especies se debe dar a corto plazo. La fácil implementación de la ETRE permitirá que un amplio número de biólogos interesados en la conservación de las especies puedan determinar rápidamente si alguna especie de su interés deba ser considerada en riesgo de extinción, sin la limitante de implementar un método complejo para esto.
El factor principal de la reducción del área de distribución que ha sufrido P. mexicana probablemente sea consecuencia de una explotación desordenada. Navarro-Martínez et al. (2002) señalan que a pesar de la reconocida importancia comercial, ecológica y cultural de la madera de P. mexicana se carece de un registro oficial de su aprovechamiento. Aunado al saqueo ilegal de la madera; los cambios en uso de suelo y el aumento demográfico humano en las cercanías de las áreas de distribución de P. mexicana aceleran la extirpación de las poblaciones de esta especie (Sotuyo 2014). Para mitigar esta situación se ha propuesto que su aprovechamiento sea restringido por mucho tiempo; hasta lograr estabilizar sus poblaciones e incluso incrementar el área de distribución natural mediante reforestación (Navarro-Martínez et al. 2005). Mientras parece que las acciones gubernamentales para evitar la extinción del palo morado son insuficientes (Sotuyo 2014), se ha propuesto una iniciativa novedosa de Denominación de Origen para defender la propiedad intelectual de los artesanos que trabajan la madera de P. mexicana (Hernández 2013), de tal forma que se pueda realzar su valor cultural y artesanal, provocando una sinergia que motive un mayor compromiso de las autoridades ambientales para la conservación de la vegetación donde se distribuye esta especie. Lo anterior ya está sucediendo con Agave cupreata Trel. & A. Berger, pues desde que se creó la denominación de origen del mezcal de Michoacán y Guerrero, producido a partir de esta especie, se ha incentivado la producción de planta en vivero, el establecimiento de plantaciones comerciales y la conservación de las poblaciones naturales (Martínez-Palacios et al. 2015).
