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Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
Versión on-line ISSN 1666-0536
hps://doi.org/10.31687/saremMN.23.30.1.06.e0946
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Forum
REFLEXIONES ACERCA DEL
“REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA
María de las Mercedes Guerisoli
1,2,*
, Mauro I. Schiani
3,*
, Pablo Teta
4,*
, Alejandro E. J. Valenzuela
5,*
, Patricia Mirol
6,*
, Guillermo E. Defossé
7
,
María Marcela Godoy
8
, Pablo Krieger
7
, Tomás Withington
7
, María G. Agostini
9
, Christopher B. Anderson
10
, Melina Anello
11
, Gustavo Aprile
12
,
Jesica E. Aquino
6
, M. Antonella Argoitia
13
, Yanina Arzamendia
14
, Julián E. M. Baigorria
15,16
, Diego Baldo
17
, Jorge L. Baldo
14
, Ulises Balza
18
,
Ian Barbe
5
, Diego A. Barrasso
19
, Fernando R. Barri
20
, M. Noelia Barrios-Garcia
21,22
, Cristina Bartolucci
23
, Ricardo O. Bastida
24
, Gabriel Bauer
25
,
Pablo Berrozpe
26
, Claudio Bertonatti
15,27
, Roberto F. Bó
28
, Julio C. Bracamonte
29
, Denise H. Campo
4
, Mariana Cannizzo
30
, Pablo Carmanchahi
31
,
Flavia Caruso
32
, Flavia Cassinelli
33
, Silvia C. Chalukian
34
, Mario L. Chatellenaz
35
, M. Amelia Chemisquy
36
, Mariana Cosse
37
, Griet A. E.
Cuyckens
38
, Romina L. D’Agostino
39
, Valeria C. D’Agostino
40
, Guillermo Deferrari
41
, Mariana Degrati
40
, Hebe del Valle Ferreyra
42
, Enrique
J. Derlindati
43
, Sophia Di Cataldo
44
, Florencia Di Rocco
11
, Jael Dominino
45
, Cristian A. Durante
40
, Elena B. Eder
46
, Sofía M. Esquenazi
6
,
María C. Ezquiaga
47
, Julián Faivovich
48
, Fernando J. Fernández
49
, Nicolás Ferreyra
50
, Francisco Firpo Lacoste
51
, David Flores
52
, Anahí E.
Formoso
53
, Marcello Franchini
54
, Eduardo E. Francisco
55
, María J. Gómez Fernández
6
, Baltazar González
3
, Enrique M. González
56
, Susana
González
57,58
, José C. Guerrero
59
, Agustín N. Guiscafré
60
, Ernesto E. Juan
61
, Marta S. Kin
62
, Martín Kowalewski
63
, María G. Laitán
64
, Cecilia
Lanzone
17
, Gabriel Laufer
65
, Carmen Leizagoyen
66
, María S. Leonardi
67
, Rocío Loizaga
40
, Fernando J. Mapelli
6
, Gabriel M. Martin
3
, Guillermina
Massaccesi
68
, María S. Merani
69
, Julián Mignino
70
, Carolina I. Miño
17
, María D. Miotti
71
, Alejandro Morici
15
, Flavio N. Moschione
72
, Patricia A.
Mosti
73
, Norberto Muzzachiodi
74
, Javier Nori
20
, Agustina Novillo
75
, Agustina A. Ojeda
76
, Luciana I. Oklander
77,78
, María M. Orozco
79
, Ramiro
Ovejero
1,31
, Andrés G. Palmerio
80
, María N. Paso Viola
81
, Hernán Pastore
82
, Lorena M. Paszko
83
, Lorena C. Pérez Carusi
26
, Pablo G. Perovic
72
,
Alejandro Perretta
84
, Carla M. Pozzi
85,86
, Héctor E. Ramírez-Chaves
87
, María A. Relva
88
, Juan I. Reppucci
89
, Facundo Robino
82
, Mariano A.
Rodríguez-Cabal
22,90
, Lucía I. Rodríguez-Planes
91
, Ignacio Roesler
92
, Luis F. Rossi
69
, Valentina Segura
52
, Claudio Sillero-Zubiri
93
, Florencia
Sittoni
94
, Andrés Tálamo
95
, Julio C. Torres Monges
17,96
, Alejandro Travaini
97
, Juan I. Túnez
98
, Daniel E. Udrizar Sauthier
39
, Marcela M. Uhart
99
,
José H. Urquizo
33
, Oscar E. Vargas
100
, Guillermo M. Wiemeyer
79
, Marina Winter
101
, Laura I. Wolfenson
11
, & Ricardo Ojeda
76
,
*
primera autoría
compartida.
INTRODUCCIÓN
Durante el año 2022 se publicaron en la Argentina algunas contri-
buciones con un denominador común: la estrategia de conservación
conocida como “rewilding”. Uno de estos trabajos, aparecido en
el segundo número de Mastozoología Neotropical de 2022, fue
el editorial “Mamíferos exóticos y restauración faunística en el
Neotrópico” de Di Bitetti et al. (2022); otro fue la presentación del
libro “Rewilding en la Argentina” de Di Martino et al. (2022). En línea
con estas publicaciones, se desarrolló el Simposio “Restauración
mediante Rewilding: progresos, oportunidades y desafíos” en el
marco de las XXXIII Jornadas Argentinas de Mastozoología (Puerto
Iguazú, Misiones). Sintéticamente, los autores de estas intervencio-
nes analizan y utilizan una serie de procesos espacio-temporales
(e.g., extinción de megafauna, regímenes de incendios, introducción
de especies) para justicar el potencial uso y actual aplicación de la
estrategia de “rewilding” en el país.
Este trabajo surge de la necesidad de generar una respuesta alter-
nativa y discutir algunos de los aspectos conceptuales presentados
por Di Bitetti et al. (2022) y Di Martino et al. (2022). Paralelamente,
esperamos que este trabajo contribuya a dar respuesta a uno
de los grandes interrogantes que surge de nuestro papel como
actores de la conservación: ¿qué criterios y prioridades son los
más adecuados para promover la conservación de las especies
dentro de los ecosistemas? En primer lugar ofrecemos una breve
descripción de la estrategia conocida como “rewilding” y de sus
distintas variantes. Seguidamente, discutimos desde una perspectiva
multidisciplinaria, y a través de diversos ejemplos, algunos aspectos
de las contribuciones de Di Bitetti et al. (2022) y Di Martino et al.
(2022).
¿QUÉ ES EL “REWILDING”?
El término “rewilding” es un anglicismo; si bien hoy en día su
traducción al español no presenta un consenso, para los nes de
este trabajo se aplicará una de las traducciones provistas por Di
Bitetti et al. (2022), quienes utilizan el término “reasilvestramiento”.
No obstante, cabe destacar que dicho término en inglés conlleva
connotaciones técnicas y valóricas adicionales (ver Carver et al.
2021). La palabra “rewilding” se ha vuelto familiar y presente en
diversos contextos cientícos, sociales, económicos y hasta políticos
de la Argentina. Su visualización, junto con imágenes impactantes
de especies carismáticas, es cada vez más común de observar,
incluso en espacios públicos de alto tránsito de personas, como los
aeropuertos u ocinas de turismo, y en los medios de comunicación
de la Argentina y de algunos países limítrofes. Más allá de lo que
se pueda percibir de las imágenes, en las noticias y escuchar de
colegas, ¿a qué nos referimos cuando hablamos de reasilvestrar un
sitio, un ecosistema, o una región? En la Argentina, en las últimas
décadas, se han desarrollado algunas intervenciones relacionadas
con el reasilvestramiento, abarcando una variedad de especies y
ecorregiones (e.g., Barri 2016; Di Martino et al. 2022; proyectos
como: la reintroducción de vizcachas Lagostomus maximus en el
Refugio Privado de Vida Silvestre “Los Ñanduces” [Provincia de
Buenos Aires], y “El retorno de los nuestros”, involucrando especies
como el guanaco Lama guanicoe, en el Parque Provincial Luro,
La Pampa, entre otros). A lo largo de los años, algunas de estas
iniciativas, han sido tratadas con mayor atracción mediática que
otras.
El reasilvestramiento, denido como una estrategia aplicada en
el ámbito de la conservación de la naturaleza (e.g., Noss 1985; Soulé
& Noss 1998; Carver et al. 2021), pone el foco en la restauración de
2 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
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Guerisoli et al.
Tabla 1
Principales “variantes” aplicadas en la estrategia de reasilvestramiento desde 1998, con su correspondiente
referencia. Esta tabla fue generada a partir de la Figura 1 de Nogués-Bravo et al. (2016).
Tipos de reasilvestramiento Denición Referencia
Reasilvestramiento
Restaurar grandes áreas silvestres en función de los roles
de los grandes depredadores, también denominada “Cores,
Corridors, Carnivores” (en español: Áreas núcleo, Corredores,
Carnívoros).
Soulé & Noss (1998)
Reasilvestramiento del Pleistoceno
Restaurar parte del potencial evolutivo y ecológico que se
perdió con la extinción de megafauna americana a nales
del Pleistoceno, ca. 13 000 años AP (e.g., introducción de
equivalentes funcionales de taxones extintos).
Donlan et al. (2006)
Reasilvestramiento pasivo
Gestionar pasivamente la sucesión ecológica con el objetivo
de restaurar los procesos de los ecosistemas naturales y
reducir el control humano de los paisajes.
Gillson et al. (2011)
Reasilvestramiento con translocaciones
Restaurar los procesos ecológicos faltantes y la función del
ecosistema a través de un proceso de reintroducción de
especies.
Seddon et al. (2014)
Reasilvestramiento tróco
Introducir especies para restaurar interacciones trócas de
“arriba hacia abajo” (del inglés: top-down regulations) y casca-
das trócas asociadas para promover ecosistemas biodiversos
autorregulados.
Svenning et al. (2016)
los ecosistemas basándose en el conocimiento cientíco (Carver et al.
2021). La primera denición de la estrategia se centraba en la restau-
ración de los ecosistemas a través del rol regulatorio de los grandes
depredadores (e.g., carnívoros; Noss 1985; Soulé & Noss 1998). Desde
esta primera propuesta, distintas “variantes” han sido aplicadas.
Actualmente, se pueden reconocer al menos cinco (Nogués-Bravo
et al. 2016; Svenning et al. 2016; Carver et al. 2021; Tabla 1). Parte de
la complejidad del término proviene de su naturaleza interdiscipli-
naria, su alcance biológico y geográco y el potencial para generar
cambios ecológicos y culturales. Actualmente, Carver et al. (2021)
proponen una denición abarcativa del reasilvestramiento como
“un proceso de reconstrucción, después de una gran perturbación
humana, de un ecosistema natural mediante la restauración de los
procesos naturales y la red tróca completa, o casi completa, en
todos sus niveles, y como un ecosistema resistente y autosuciente
(i.e., manejo mínimo o nulo) con biota que habría estado presente
si la perturbación no hubiera ocurrido” (traducido al español por
los autores).
En algunos tipos de reasilvestramiento se ejecutan movimientos
deliberados y liberación de individuos silvestres o provenientes de
cautiverio o por retro-reproducción (en fenotipos o genotipos ances-
trales) de variedades domésticas, entre otras (Thulin & Röcklinsberg
2020). La Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza
(UICN) brinda lineamientos para los procesos relacionados con
reintroducciones y translocaciones (IUCN/SSC 2013), los cuales
son los ocialmente recomendados por el grupo temático de re-
wilding de esta organización (https://www.iucn.org/our-union/
commissions/group/iucn- cem- rewilding- thematic- group). En
estos, se establece que las translocaciones de conservación deben
presentar objetivos claros y evidencia sustancial de que las causas
que llevaron a la extinción de una especie han sido identicadas
y removidas (IUCN/SSC 2013). Esta misma guía, paradójicamente,
reconoce los reemplazos ecológicos (i.e., movimiento y liberación
de organismos fuera de su área de ocurrencia nativa), a la vez
que alerta sobre la evidencia global de los efectos negativos y
extremos de las especies introducidas (e.g., ecológicos, económicos,
sociales). Si bien no pretendemos replicar todos los conceptos
allí vertidos, podemos mencionar que para llevar adelante estos
procesos se deben considerar varios aspectos: i) cada translocación
debe tener objetivos claros; ii) debe hacerse un monitoreo extensivo
en todas sus etapas; iii) cada paso debe estar documentado y sus
objetivos deben ser públicos y disponibles; iv) debe analizarse el
conocimiento biológico de la especie incluyendo sus necesidades
bióticas, abióticas y sus interacciones interespecícas; v) tiene que
evaluarse la adecuabilidad del hábitat, teniendo en cuenta que los
rangos de distribución nativa pueden ya no ser adecuados luego
de un período de producida la extinción (i.e., que aumenta con el
tiempo); vi) en el caso de utilizar individuos “fundadores” (founders
en inglés) debe prestarse particular atención a sus características
genéticas, morfológicas, siológicas y comportamentales (a la vez
que es necesario evaluar los potenciales efectos negativos en su área
de extracción); vii) debe garantizarse el bienestar animal en todo
momento; viii) tiene que examinarse la posibilidad de introducción
de enfermedades, parásitos y/o patógenos y tomar medidas para
evitarlas; ix) debe reconocerse que las comunidades humanas en
las áreas de translocación tendrán legítimo interés en la situación;
x) deben cumplimentarse los marcos regulatorios y legales provin-
ciales, nacionales e internacionales; xi) tiene que realizarse una
evaluación de los riesgos, aceptando que la translocación puede no
tener éxito o generar efectos negativos (que se amplican con la
duración del tiempo desde la extinción y los cambios ecológicos
ocurridos en ese período); xii) debe entenderse que la ausencia de
datos no indica ausencia de riesgos (IUCN/SSC 2013).
Más recientemente, Carver et al. (2021) propusieron 10 principios
a la hora de reasilvestrar: 1) utilizar la vida silvestre para restaurar
interacciones trócas; 2) planicar a escala del paisaje, considerando
áreas núcleo, conectividad y co-existencia; 3) enfocarse en la recupe-
ración de procesos ecológicos, interacciones y condiciones basadas
en ecosistemas de referencia; 4) reconocer que los ecosistemas
son dinámicos y cambian constantemente; 5) anticipar efectos del
cambio climático y, donde sea posible, actuar como una herramienta
para mitigar los impactos; 6) requerir apoyo y compromiso de
las partes interesadas en el proceso; 7) basarse en la ciencia, el
conocimiento ecológico tradicional y conocimientos locales; 8)
entender que se trata de una estrategia adaptativa, que depende del
monitoreo y la retroalimentación; 9) reconocer el valor intrínseco
de todas las especies y ecosistemas; 10) aceptar que se requiere de
un cambio de paradigma en la coexistencia de los humanos y la
naturaleza.
A partir de lo referido en los párrafos anteriores, podemos
intentar responder varias preguntas (e.g., ¿a qué nos referimos
cuando hablamos de reasilvestrar un sitio, un ecosistema, o una
región?) y reexionar sobre algunas de las alternativas presentadas
por Di Bitetti et al. (2022) y Di Martino et al. (2022). En este proceso
nos han surgido muchos otros interrogantes, todos relacionados con
la aplicación de esta estrategia en la Argentina, tales como: ¿cuál
es el objetivo de un reasilvestramiento y qué función (o funciones)
se pretende rehabilitar en el ecosistema receptor? ¿Qué pautas o
ACERCA DEL “REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA 3
lineamientos, de los mencionados previamente, se aplicaron o se
aplican en el país para las distintas propuestas contemporáneas de
reasilvestramiento? ¿Se han documentado apropiadamente dichas
propuestas y procesos, y más importante aún, se ha hecho pública
esa información? ¿El desarrollo y ejecución de los proyectos de
reasilvestramiento ha sido consensuado con los expertos de las
disciplinas cientícas que trabajan en las diversas ecorregiones del
país? ¿Se han integrado los conocimientos, resultados y percepcio-
nes de los especialistas involucrados en el estudio de la fauna nativa
e introducida de la Argentina?
EL ROL DE LOS INCENDIOS EN
LOS ECOSISTEMAS
El clima, la vegetación y la topografía interactúan con el fuego
y varían en el espacio de manera compleja, no siendo siempre
completamente comprendidos. Además, las características de la
vegetación y del fuego son a menudo el legado combinado de
eventos inmediatos y pasados, donde ambos aspectos están tempo-
ralmente autocorrelacionados (Morgan et al. 2001). En este contexto,
es difícil generalizar los efectos del fuego en los ecosistemas,
porque es desaante evaluar con precisión efectos de esta variable,
ya sean inmediatos o retardados, a distintas escalas temporales
y espaciales (Crutzen & Goldammer 1993). En esta sección, los
conceptos vertidos corresponden a aquellos fuegos de incidencias
naturales y/o quemas prescritas sin incluir los incendios dolosos,
pues queda fuera de toda discusión el gran impacto que pueden
tener los fuegos generados intencionalmente o por negligencia de
los seres humanos.
Di Bitetti et al. (2022) sostienen que, después de una sequía de
tres años [en la Argentina]: “(se) generaron incendios forestales
de dimensiones catastrócas en varias regiones. Estos incendios
producen una pérdida irreparable de bosques y fauna silvestre,
contribuyendo a la degradación del paisaje y al cambio climático
global (... ) Estos incendios han afectado poblaciones de mamíferos,
siendo los primates uno de los grupos más vulnerables. Los incen-
dios forestales de enormes proporciones se han vuelto comunes en
muchas áreas del mundo, especialmente en Australia y el suroeste
de EE.UU., con consecuencias similares en los ecosistemas y en
la fauna silvestre”. En primer lugar, y aunque parezca trivial y sea
muy aceptado, tanto por los medios de comunicación, la gobernanza
en general y algunas ONGs, no es técnicamente correcto hablar
genéricamente de “incendios forestales”, ya que estos ocurren y
afectan (de manera diversa y no generalizable) a múltiples ambientes
(e.g., pastizales, arbustales, humedales, áreas agrícolas). Por ese
motivo, lo correcto es denominarlos “incendios de vegetación”,
ya que lo que tienen en común es la biomasa vegetal que actúa
como combustible, aunque su combustión afecte no solo a su propia
biomasa sino también a la mayoría de los otros componentes de cada
ecosistema donde ésta ocurra (Defossé 2021). Así, el fuego da como
resultado cambios profundos en la estructura y funcionamiento
de los ecosistemas o comunidades (Kozlowski & Ahlgren 1974;
Wright & Bayley 1982). Como todo disturbio, el fuego puede ser
parte de los ecosistemas y debe tenerse en cuenta cuando se discute
sobre la sustentabilidad de los mismos. No debemos olvidar que las
diferencias en la percepción de las perturbaciones se originan en su
“espectacularidad”, frecuencia, tiempo de retorno y, por supuesto,
en visiones humanas (Naveh 2007).
La idea de que haya existido una “pérdida irreparable de bosques
y fauna silvestre” pareciera sesgada, ya que los incendios ocurridos
en una misma comunidad pueden tener diferentes efectos según su
intensidad, severidad o momento de ocurrencia, entre otros (Wright
& Bayley 1982; Keeley 2009). Por ello, no es adecuado generalizar
sus efectos sin haberlos evaluado de manera temporal y sin tener
en cuenta las etapas sucesionales que ocurren en el post-disturbio,
centrándose solamente en el momento en que el evento del fuego
ocurre o en su efecto inmediatamente posterior. El fuego es parte
indisoluble de la dinámica de la mayoría de los ecosistemas vegetales
del mundo, incluido también el Neotrópico (Pivello et al. 2021; Sena
Barradas & Torres Ribeiro 2021). Idealmente, se deben conocer los
regímenes de fuego de cada ecosistema para poder determinar si
su ocurrencia en un momento dado es parte de la dinámica propia
del mismo, si ese fuego puede generar una nueva etapa sucesional
o si se trata de un disturbio extemporáneo (i.e., una perturbación;
Wright & Bayley 1982; Picket & White 1985). Puede ser erróneo
armar que los incendios contribuyen “a la degradación del paisaje
y al cambio climático global”, sin tener en cuenta la dinámica
natural del fuego en cada uno de los ecosistemas vegetales en los
que este evento ocurre. Debemos considerar que los ecosistemas
son dinámicos y que los tiempos cronológicos en los que suceden
algunos cambios no son siempre los que como sociedad pensamos
que tienen, o desearíamos que tuvieran (Pivello et al. 2021). Por
ejemplo, en el Chaco, el principal efecto del fuego en comunidades
herbáceas es controlar la invasión de leñosas y mantener el paisaje
de sabana y pastizal (Morello & Adámoli 1973; Kunst & Bravo 2003),
manteniendo el equilibrio entre los pastizales y las formaciones de
plantas leñosas (Kunst et al. 2008). A una escala temporal mayor, se
sospecha que la falta de fuego pudo haber provocado el aumento
del componente leñoso de la vegetación chaqueña, provocando al
mismo tiempo un cambio en la ecología del fuego de esta región in
toto (Kunst et al. 2008; véase también Policelli et al. 2019).
Como lo precisaron Wright & Bayley (1982), si los eventos natu-
rales de fuego no ocurren, o si durante muchos años se los evita, es
probable que el ecosistema pueda verse “estancado”, prevaleciendo
las especies dominantes y afectando negativamente su diversidad
e indirectamente a la fauna que vive allí. En línea con esta idea,
se destaca el trabajo de Giorgis et al. (2021), quienes hicieron una
recopilación de los efectos del fuego en América del Sur, indicando
que el fuego no tuvo efectos signicativos en la biodiversidad o en
la abundancia de invertebrados, aunque sí tuvo un efecto negativo
sobre las plantas leñosas (véase también Policelli et al. 2019) y la
abundancia de vertebrados en el post-fuego temprano. Según estos
autores, los efectos fueron más negativos en los ecosistemas áridos,
mientras que los ecosistemas más húmedos y con temperaturas
más cálidas se recuperaron mucho más rápidamente. Giorgis et
al. (2021) también indican que la resiliencia al fuego observada
en la biodiversidad podría deberse a la gran cantidad de ecosiste-
mas propensos al fuego que tiene América del Sur. Asimismo, la
reducción en la abundancia de vertebrados es lógica en el post-
fuego inmediato y, como ocurre en otros ecosistemas, tarda más
en recuperar su estado previo al fuego, pero no desaparecen como
especies. Es más, en muchos ecosistemas, el disturbio fuego es el
que permite crear hábitats y condiciones propicias para que muchas
especies de vertebrados puedan reproducirse y desarrollarse (véase
también Wright & Bayley 1982; Morales et al. 2020).
Las generalizaciones planteadas por Di Bitetti et al. (2022) con
respecto a que “Los incendios forestales de enormes proporciones
se han vuelto comunes en muchas áreas del mundo (...) con con-
secuencias similares en los ecosistemas y en la fauna silvestre”
también son discutibles. En los últimos decenios los incendios
naturales a nivel global han disminuido, tanto en el área quemada,
en el número de fuegos, en su tamaño medio y en el número
de fuegos por supercie afectada. En efecto, el área quemada a
nivel global, decreció un 24.3 % entre 1998 y 2015 (Andela et al.
2017). Datos similares fueron obtenidos y publicados por la NASA
en 2019 (véase Pyne 2020). Esto demuestra que los Modelos de
Proyección de Fuegos Futuros (Fire Models en inglés) son incapaces
de predecir, con la exactitud y precisión necesarias, los patrones
y magnitudes de las declinaciones observadas, lo que sugiere que
los mismos sobreestimarían las proyecciones de futuras emisiones
a consecuencia de los incendios de vegetación, poniendo en duda
tanto su contribución a la degradación del paisaje como al cambio
climático global (Andela et al. 2017).
Ahora bien, ¿por qué predomina esta sensación del aumento en
la cantidad de incendios? Muchos de los fuegos que tienen mayor
trascendencia en los medios se desarrollan en lo que se denomina
la Interfaz Urbano-Rural (WUI por sus siglas en inglés, Wildland
Urban Interface). En las WUIs las urbanizaciones se entremezclan
con la vegetación y su desarrollo ha aumentado exponencialmente
en todo el mundo, particularmente en los últimos 40 años (USDA &
USDI 2001; Radelo et al. 2005; Theobald & Romme 2007; Lampin-
Maillet et al. 2011; Galiana Martín 2012; Mitsopoulus et al. 2015;
Radelo et al. 2018). Por ejemplo, en EE.UU., desde 1960 al 2015,
hubo un incremento del 3 % al 30 % de la población humana viviendo
4 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
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Guerisoli et al.
en WUIs (Martinuzzi et al. 2015). Por sus características y ubicación,
estas áreas son altamente proclives al fuego (entre otros conictos
urbano-ambientales). Los incendios de interfaz son catastrócos en
su mayoría, pues afectan fundamentalmente estructuras y ponen
en riesgo vidas humanas (Godoy et al. 2019; Defossé 2021; Godoy
et al. 2022). En los últimos años y a nivel global, casi el 70 % de los
incendios se han iniciado en estas WUIs, y su inmediata cobertura
mediática induce a pensar que los mismos están ocurriendo por
doquier y se están incrementado en todo el mundo. En África, por
ejemplo, se queman anualmente, en promedio, cerca de 250 millones
de hectáreas (Giglio et al. 2013) que sin embargo, no son visualizadas
mediáticamente en nuestro país.
Las contribuciones de Karp et al. (2021) y Dantas & Pausas (2022)
se utilizan como soporte en Di Bitetti et al. (2022) para plantear que
la actividad de los incendios se incrementó con la desaparición de los
grandes herbívoros en América del Sur. Aunque el trabajo de Karp
et al. (2021) menciona esa posibilidad, no provee datos fehacientes
sobre la magnitud, intensidad y severidad de esos incendios. Dantas
& Pausas (2022), por otro lado, sólo mencionan al fuego de forma
marginal. Se debe tener en cuenta también que en los sistemas
que han evolucionado en presencia del fuego, el régimen local de
incendios puede inuir fuertemente en la presencia y densidades
de herbívoros mediante cambios en la composición orística y en
la dinámica y estructura de la vegetación (Higgins et al. 2000). Si
bien no es objeto de esta sección, es importante considerar que
la propuesta de reemplazo ecológico con especies introducidas
podría conducir, a través del pastoreo continuo, a un sistema de
estado disclimáxico, diferente del que se pretendió restaurar con
esa introducción (ver sección “Consideraciones sobre la utilización
de especies introducidas para reasilvestramiento”).
Adicionalmente, los autores del editorial consideran que pudo
haber sido un error eliminar ciertos herbívoros introducidos de
Iberá, que dentro del ecosistema cumplirían funciones similares
a las de otro disturbio (i.e., fuego; Di Bitetti et al. 2022). El caso
mencionado por estos autores es el del búfalo de agua Bubalus
arnee bubalis, que fue erradicado de esa reserva en 2010. Según
los autores, con esta acción se eliminó la única especie capaz de
consumir la biomasa muerta de pastos altos que se acumulaba en
los malezales inundados, dando lugar a que esta biomasa tenga que
ser controlada con fuegos programados o a que sea consumida por
fuegos no intencionales con consecuencias no deseadas. En este
caso, los autores simplican su análisis y no tienen en cuenta las
grandes diferencias que existen entre los efectos de los disturbios
por el fuego y por el pastoreo sobre cualquier comunidad vegetal.
Si bien tanto el pastoreo como el fuego consumen biomasa, el
pastoreo lo hace selectivamente, mientras que el fuego consume
toda la biomasa disponible (Wright & Bayley 1982). Además, el fuego
produce efectos de liberación rápida de nutrientes al suelo y genera
un ennegrecimiento de su supercie, aumentando la incidencia
de la radiación que llega al mismo, elevando su temperatura y
promoviendo la germinación de muchas semillas que están en
el banco de semillas del suelo. De estos procesos, ninguno es
promovido de la misma manera por el pastoreo (Vogl 1974; Parsons
& Stohlgren 1989; Whelan 1995; Harrison et al. 2003). De hecho, el
pastoreo puede ser un factor más en la dinámica de los ecosistemas.
Por ejemplo, en el caso de las comunidades vegetales de las sabanas,
los mecanismos que permiten la coexistencia entre especies leñosas
y herbáceas y los factores que determinan la proporción relativa
de ambas son aún motivo de debate. Sin embargo, la explicación
más aceptada es que la estructura de las sabanas está controlada
tanto por la variabilidad climática interanual, como por el fuego y el
pastoreo, los cuales en su conjunto, modican el establecimiento de
las especies leñosas (Higgins et al. 2000). En el caso de las sabanas
de la Argentina, se ha registrado un incremento en la cobertura y
abundancia de arbustos nativos resistentes al fuego y de árboles
introducidos luego de que se excluyera o controlara el fuego y el
pastoreo (Adámoli et al. 1990).
Finalmente, los autores del editorial en cuestión plantean la
necesidad de generar nuevos debates dentro de la comunidad
de mastozoólogos y ecólogos sobre la posibilidad de promover
proyectos de reasilvestramiento más holísticos, que pueden incluir
la introducción de especies exóticas como una herramienta para
restaurar la funcionalidad perdida en las comunidades (Di Bitetti
et al. 2022) simplicando también el potencial impacto negativo
producto de esa misma introducción (e.g., Aprile 1999; ver también
sección “Consideraciones sobre la utilización de especies intro-
ducidas para reasilvestramiento”). Consideramos que estos tipos
de debates deben llevarse adelante, pero tienen necesariamente
que basarse en el conocimiento previo sobre el funcionamiento
de los ecosistemas y/o comunidades para poder luego determinar
fehacientemente si los mismos han perdido su funcionalidad o
no, o si simplemente se encuentran en alguna etapa sucesional
diferente a lo que sería su estado climáxico. Y surgen entonces
varias preguntas: ¿cuál es dentro de cada bioma o ecosistema o
comunidad aquel o aquellos que los ecólogos consideran como
“ecosistema de referencia” y al que deben retornar aquellos que
supuestamente han perdido su funcionalidad? ¿Cómo se determina
esa pérdida de funcionalidad? ¿Pueden excluir de un ecosistema
particular un disturbio (el fuego en este caso) que ha estado presente
desde tiempos inmemoriales y que han modelado su estructura y
funcionamiento y reemplazarlo por otro?
INCENDIOS Y VARIABILIDAD
CLIMÁTICA
Se han relacionado los eventos de fuego ocurridos en América del
Sur con la sequía de los últimos tres años (Di Bitetti et al. 2022). Si
bien es lógico pensar que en épocas más secas puede haber una
mayor disponibilidad de combustible (producido en períodos de
mayor disponibilidad de humedad), la generalización no es adecuada
para toda América del Sur, por dos razones esenciales: 1) América
del Sur no posee un único tipo de clima, y por lo tanto los episodios
de sequía (independientemente de la duración de los mismos) no se
maniestan de la misma manera en todo el continente, sino que lo
hacen en escala regional (GDO 2021); 2) dichos episodios de sequías
están relacionados con procesos naturales de la atmósfera en dife-
rentes escalas temporales (GDO 2021) y, por lo tanto, son parte de
la dinámica de los ecosistemas. Con respecto a la primera cuestión,
existe una gran variabilidad climática en Sudamérica y para ello
basta observar la clasicación climática de Köppen-Geiger (Kottek
et al. 2006). En esta diversidad de climas, las sequías se maniestan
de maneras muy diferentes. Por ejemplo, en las regiones áridas no
son signicativas, mientras que en porciones del oeste del Brasil,
noreste de Sudamérica y la porción central de la Argentina ocurren
con mayor frecuencia e intensidad (Carrão et al. 2014; Spinoni et
al. 2014). Con respecto al segundo punto, a escala interanual, las
sequías están relacionadas con el ENSO (por sus siglas en inglés, El
Niño Southern Oscillation, Williams et al. 2005; Penalba & Rivera
2016; Steiger et al. 2021), mientras que en escalas mayores existen
fenómenos, como la Oscilación Decadal del Pacico, que tienen
cierta inuencia (Díaz et al. 2016). Dado que estos procesos son
periódicos, también lo son los episodios de sequías, que serán más
o menos intensos de acuerdo a la intensidad de la señal de estos
fenómenos. Cuando consideramos estas cuestiones, no resulta tan
directa la asociación incendios-sequías, y como fue mencionado
anteriormente, es necesario considerar otros factores que afectan los
ecosistemas a distintas escalas espacio-temporales (e.g., aumento
continuo de los habitantes en WUIs, peso de la opinión pública
en las decisiones políticas [en la utilización de herramientas de
control de combustible, como las quemas prescriptas o las políticas
de exclusión del fuego en lugar de la gestión del mismo]).
La evolución a futuro de los distintos tipos de ecosistemas en
Sudamérica está ligada a la evolución de los diferentes climas. La
proyección para el periodo 2076-2100 (Rubel & Kottek 2010) sugiere
un aumento de los climas áridos en la Argentina y de la porción
dominada por clima ecuatorial al sur del Brasil. La modicación
de las características de cualquier variable de la atmósfera en una
región en particular tendrá incidencia en la dinámica de los ecosis-
temas de dicha región. Como ya mencionamos previamente, siendo
el fuego uno de los componentes naturales de los ecosistemas, es de
esperarse que el régimen de incendios se modique de acuerdo al
cambio del clima regional. Frente a este panorama, surgen entonces
algunas preguntas en relación a la propuesta de Di Bitetti et al.
(2022): las especies que se propone reasilvestrar (o introducir, en el
ACERCA DEL “REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA 5
caso de especies no nativas) ¿poseen las adaptaciones necesarias
para la supervivencia en estas nuevas condiciones climáticas? Y
nuevamente, ¿cuál es el ecosistema de referencia, y cuáles sus ca-
racterísticas climatológicas? ¿Son comparables con las condiciones
proyectadas a futuro? ¿Puede la reintroducción local de especies
compensar el cambio en el régimen de incendios debido al cambio
en el clima regional?
CONSIDERACIONES SOBRE LA
UTILIZACIÓN DE ESPECIES
INTRODUCIDAS PARA
REASILVESTRAMIENTO
Las invasiones biológicas son un proceso antropogénico que in-
volucra el transporte, liberación y establecimiento de una especie
(generalmente no nativa del sitio en el que ha sido introducida),
que luego de una explosión demográca y expansión geográca,
se convierte en invasora (Elton 1958). A los nes de este trabajo
utilizamos el término “introducido” en lugar de “exótico” para evitar
sinonimias que puedan generar confusiones (véase Car et al. 2023).
Las invasiones biológicas constituyen uno de los componentes más
importantes y signicativos del cambio ambiental global causado
por los seres humanos, siendo consideradas una de las principa-
les causas de pérdida de la biodiversidad (Vitousek et al. 1997;
McKinney & Lockwood 1999; Courchamp et al. 2003). Asimismo,
están ampliamente estudiados y reconocidos los impactos de las
especies introducidas invasoras en general, y de los mamíferos en
particular, actuando a diferentes niveles ecosistémicos (Parker et
al. 1999; Jeschke 2008; Jaksic & Castro 2014; Ballari et al. 2016).
Tanto globalmente (Ehrenfeld 2010; Simberlo 2011a) como en
la Argentina (Valenzuela et al. 2014), se ha identicado que estas
especies tienen la capacidad de afectar la totalidad del ecosistema
invadido, provocando cambios en el ciclado de nutrientes, las
propiedades del suelo, las redes trócas e incluso los regímenes
de disturbios (como el fuego). Incluso, cuando estos impactos
existen, puede ocurrir que en muchas ocasiones los mismos no
sean identicados, medidos o detectados por las partes interesadas
(e.g., cientícos, gestores). El impacto sobre la biodiversidad nativa
es uno de los más evidentes, pudiendo generar hasta extinciones
locales de especies (Courchamp et al. 2003). Por ejemplo, para la
Argentina, Abba et al. (2022) indican que el 28 % de las especies
de mamíferos nativos (110 especies) están siendo afectadas por
especies de mamíferos introducidos (23 especies). Además, a los
impactos en los sistemas naturales, se suman numerosos efectos
en la economía, la salud y otros valores sociales (Mooney & Hobbs
2000; Pimentel et al. 2000; Reaser et al. 2007; Valenzuela et al. 2023).
Si bien la biología de las invasiones es una disciplina que nos permite
mejorar nuestra habilidad para resolver los problemas relacionados
con las especies introducidas (Simberlo 2003a; Simberlo et al.
2013), durante los últimos años ha sido ampliamente reconocida
la necesidad de abordar el estudio de las invasiones biológicas
incluyendo también sus dimensiones sociales bajo un enfoque
holístico, como fenómenos socio-ecológicos (Estévez et al. 2015;
Anderson & Pizarro 2023). Tal es la relevancia de esta problemática
que representa aproximadamente el 25 % de las publicaciones en
ecología de América Latina y el Caribe (Pauchard et al. 2011).
Asimismo, la Plataforma Intergubernamental Cientíco-Normativa
sobre Biodiversidad y Servicios Ecosistémicos (IPBES por sus siglas
en inglés) aprobó en 2018 el desarrollo de un Informe Global sobre
Especies Exóticas Invasoras y su Control (https://ipbes.net/es/
ias). Incluso, el nuevo Acuerdo Mundial Kunming-Montreal del
Convenio sobre la Diversidad Biológica, aprobado recientemente
en Canadá, propone entre sus metas para el 2030: “Eliminar, reducir
al mínimo las especies exóticas invasoras o mitigar sus efectos (. .. )
mediante la detección y la gestión de las vías de introducción (. .. ),
impidiendo la introducción (... ), reduciendo en un 50 % para 2030
las tasas de introducción y el establecimiento de otras especies
invasoras potenciales o conocidas, erradicando o controlando las
especies exóticas invasoras (... )”. A nivel nacional y durante los
últimos años se han desarrollado una serie de iniciativas relaciona-
das con la investigación y la gestión de las especies introducidas
invasoras, reconociendo sus impactos y la necesidad de manejo (e.g.,
Valenzuela 2014; Ojeda 2016; Abba et al. 2022; Valenzuela et al. 2023).
Estas contribuciones aportaron a la Estrategia Nacional de Especies
Exóticas Invasoras (ENEEI), recientemente aprobada por Resolución
N°109/2021 del Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible de la
Nación (https://www.boletinoficial.gob.ar/detalleAviso/primera/242
964/20210414) y que “establece un conjunto de objetivos especícos
orientados a desarrollar y fortalecer la prevención y el manejo
de estas especies en el territorio nacional”. Cabe destacar que la
introducción de especies se encuentra prohibida en la Argentina
(Ley Nº22.421).
En este contexto, nos preocupa que Di Bitetti et al. (2022) no
hagan mayor referencia a las evidencias mencionadas anteriormente
y a la amplia literatura cientíca existente sobre la temática, pero
que a la vez se anuncie que “la comunidad cientíca latinoamericana
mayormente se ha opuesto a la presencia de mamíferos que percibe
como exóticos en ambientes naturales, sin siquiera considerar cuáles
son sus efectos. Ha dominado una concepción xenófoba y naciona-
lista, que ha producido una demonización de lo exótico”. Respecto a
esta armación se desprenden diversas apreciaciones: i) se da a en-
tender que ese 25 % de las publicaciones mencionadas (i.e., Pauchard
et al. 2011) no consideran los efectos de los mamíferos introducidos,
los cuales “no han podido ser completamente dilucidados por la
comunidad cientíca latinoamericana”; ii) desestiman la capacidad
de entendimiento de la “comunidad cientíca latinoamericana” que
pareciera no poder discernir entre una especie que es introducida
y una que es nativa, y por lo tanto el origen de esta especie se
reduce a una simple “percepción”; y iii) hablan de “xenofobia” y
“demonización”,sin una fundamentación apropiada que permita
entender los matices y debates reales sobre las invasiones biológicas
(algo que merece mucho más detenimiento que una mención su-
percial y acotada; véase Simberlo 2003b; Larson 2005; Archibald
et al. 2020). Sobre esta última apreciación, aunque no es necesario
claricar que este tipo de descalicativos no contribuyen al debate
profesional sobre el reasilvestramiento y otros tipos de estrategias
de conservación, hubiera sido deseable que los autores aportaran
los argumentos (y sus respectivas referencias) para postular que
todas las contribuciones cientícas mencionadas previamente, que
se basan en estudios sólidos realizados por profesionales y ges-
tores sobre las invasiones biológicas en América Latina y Caribe,
“demonizan” a las especies introducidas invasoras. Además, estos
autores hacen referencia especíca a los cientícos de América
Latina, incluso cuando nuestros resultados son coincidentes con los
de la comunidad cientíca del resto del mundo y cuando nuestros
países son referentes a nivel mundial de la temática. Esto lleva a
la pregunta ¿cuál es la concepción xenófoba? ¿La de reconocer la
problemática de las especies introducidas invasoras, o la de subesti-
mar especícamente a la comunidad cientíca latinoamericana en
su capacidad de entendimiento de problemáticas complejas como
lo son las invasiones biológicas y el reasilvestramiento desde una
perspectiva socio-ecológica (Simberlo 2003b; Roulier et al. 2020)?
En el editorial también se arma que “Hasta ahora se ha actuado
bajo el precepto de que las especies exóticas siempre tienen efectos
no deseados, sin analizar los pros y los contras de su introducción o
erradicación” (Di Bitetti et al. 2022). Si bien algunas investigaciones
están sesgadas a estudios de impactos (ver Anderson & Valenzuela
2014), el preconcepto de los efectos deseados podría ser cierto para
algunos casos (e.g., Di Bitetti et al. 2020), pero no constituye “una
verdad universal”, tal como ha sido argumentado por Simberlo
(2011b) y 141 adherentes. Consideramos que cualquier estudio (e.g.,
cientíco, técnico) debería estar diseñado para evaluar de manera
objetiva los efectos de una especie introducida sobre los ecosistemas
nativos, incluyendo la magnitud y dirección del mismo. Por ejemplo,
Francomano et al. (2021) encontraron que la modicación del bosque
nativo, generada por el castor americano Castor canadensis en Tierra
del Fuego, aumenta la abundancia y diversidad de la comunidad
de aves. Estos autores reconocen que es necesario tener en cuenta
sus resultados a la hora de planicar y ejecutar cualquier tipo de
manejo de este mamífero introducido invasor, para no afectar a las
aves. Sin embargo este “aumento” de la biodiversidad, si bien podría
interpretarse como positivo, también constituye una modicación
6 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
hp://www.sarem.org.ar –hp://www.sbmz.org
Guerisoli et al.
de las condiciones previas a la invasión, dependiendo del criterio
de valoración (Francomano et al. 2021). En este sentido, la propia
ENEEI, establece criterios para analizar los pros y contras de la
introducción o manejo de una especie introducida, entendiendo que
la prevención de la introducción constituye, en todos los casos, la
decisión de manejo más efectiva (Hulme et al. 2008; Convenio sobre
la Diversidad Biológica [CBD para este documento]). En el contexto
de lo discutido previamente, la propuesta de utilizar mamíferos
introducidos en programas de reasilvestramiento presenta dos
problemas mayores. Por un lado, no tiene en cuenta las recomenda-
ciones mundiales y las reglamentaciones nacionales sobre el manejo
de estas especies evitando su introducción y, por el otro, basa la idea
de introducción para reasilvestramiento exclusivamente en una sola
característica-comportamiento-efecto potencial (e.g., reducción de
la masa vegetal), sin considerar todos los demás posibles impactos
sobre el ecosistema nativo y sin tener la certeza del “cumplimiento”
de la función para la cual se ejecutaría dicha introducción. Un caso
emblemático lo constituye la introducción del zorro gris Lycalopex
gymnocercus en la Isla Grande de Tierra del Fuego (Luengos Vidal et
al. 2019). Esta especie fue introducida desde la Patagonia continental
con el objetivo de controlar, por depredación, a las poblaciones del
también introducido conejo europeo Oryctolagus cuniculus ( Jaksic &
Yañez 1983). Sin embargo, el zorro no sólo no depredó a los conejos
(Jaksic & Yañez 1983), sino que actualmente ha invadido toda la isla
generando impactos negativos tanto sobre la avifauna nativa (por
depredación) como sobre el amenazado y endémico zorro colorado
fueguino Lycalopex culpaeus lycoides (por competencia y contagio
de enfermedades; Valenzuela et al. 2014; Pia et al. 2019; Valenzuela
2023). Este ejemplo deja en evidencia que no se puede solamente
tener en cuenta el posible benecio de esta estrategia, sino que se
debe incluir, indiscutiblemente, un análisis exhaustivo y pormenori-
zado de las diferentes dimensiones involucradas en esa decisión de
manejo incorporando las evidencias cientícas existentes. Debido
a que la propuesta presentada en dicha editorial se publicó en
una reconocida revista cientíca, existe el riesgo adicional que
algún lector por fuera del ámbito académico-cienítico, incluyendo
gestores y tomadores de deciones, la considere como válida (aún
cuando no incluya todas las dimensiones necesarias, muchas de
ellas ampliamente documentadas y debatidas en la literatura). Esto,
a su vez, podría derivar peligrosamente en manejos no beneciosos
para la conservación de nuestros ecosistemas nativos. Si bien los
autores de dicho editorial (Di Bitetti et al. 2022) no mencionan
explícitamente la palabra “invasora”, utilizan dos ejemplos de
potenciales introducciones de especies que ya han sido declaradas
como introducidas invasoras, como lo son el caballo cimarrón
Equus ferus caballus y el burro orejano E. africanus asinus. Dichos
ejemplos se proponen bajo un contexto de reasilvestramiento tróco
para, aparentemente, cumplir con la supuesta función ecológica
que tuvieron los équidos que habitaron en América del Sur y que
se extinguieron a principios del Holoceno (
∼
10 000 años atrás).
Además de la ya mencionada falta de análisis sobre otros potenciales
impactos en los ecosistemas nativos actuales, que para el caso
de los équidos introducidos han sido ampliamente estudiados y
reconocidos a nivel internacional (Beever & Brussard 2000; 2004;
Beever & Herrick 2006; Dawson et al. 2006; Abella 2008) y nacional
(Zalba & Cozzani 2004; de Villalobos 2016; Scorolli 2016; Borghi et
al. 2019; Scorolli et al. 2019; Scorolli 2023a), la introducción de estas
especies involucra aspectos múltiples y complejos, incluyendo una
dimensión socio-cultural que no ha sido tenida en cuenta por esta
propuesta y que puede llevar a diferentes conictos ambientales
que deriven, a su vez, en un fracaso del manejo planteado y a una
afectación de los ecosistemas involucrados (Scorolli 2023b).
LA EXTINCIÓN DE LA
MEGAFAUNA Y LOS “TIEMPOS
HISTÓRICOS” DEL
REASILVESTRAMIENTO
El debate sobre si la extinción de la megafauna pleistocénica es (o no)
responsabilidad de los seres humanos es de larga data (e.g., Brook &
Bowman 2002; Barnosky et al. 2004; Van Der Kaars et al. 2017). La
literatura antropológica es abundante al respecto, con posiciones
enfrentadas entre aquellos investigadores que apoyan la idea de
una extinción mediada por los humanos (e.g., Martin 1973, Braje &
Erlandson 2013), hasta otros que consideran que el principal factor
en la extinción de estos animales fueron los cambios climáticos
ocurridos entre nales del Pleistoceno y el Holoceno medio (e.g., de
Vivo & Carmignotto 2004; Stewart et al. 2021). Incluso, hay autores
que sugieren que las causas de esas desapariciones se corresponden
mayormente con la actividad antrópica en un contexto general de
retracción de esta fauna por razones climático-ambientales (e.g.,
Cione et al. 2009; Prates & Perez 2021) y otros que han planteado que
las causas no han sido las mismas para las distintas especies, con
mayor o menor contribución de factores antrópicos o ambientales
según el caso (Lorenzen et al. 2011). En suma, se trata de una pro-
blemática compleja, que está lejos de hallarse resuelta. En cualquier
caso, existen pocos sitios arqueológicos (<20) en América del Sur
para los que se ha documentado de manera conable la matanza
de especies de megafauna (véase una síntesis en Bampi et al. 2022).
Esta información contrasta con las aseveraciones realizadas por los
autores en Di Bitetti et al. (2022) y Di Martino et al. (2022), quienes
suponen que las extinciones del Pleistoceno-Holoceno fueron casi
exclusivamente responsabilidad de los seres humanos. Más aún,
incluso cuando el papel de estos últimos en la extinción de especies
adquirió un rol preponderante e innegable durante los últimos 500
años (véase una síntesis en Turvey 2009), no se puede asumir con
seguridad que todas las extirpaciones de especies, muchas de ellas
locales, hayan sido consecuencia de las actividades antrópicas. Un
ejemplo elocuente de esta aseveración es el del guacamayo glauco
Anodorhynchus glaucus, que alguna vez se distribuyó ampliamente
por el este del Brasil, este del Paraguay, Uruguay y noreste de la
Argentina (Alvarenga 2007) y cuya desaparición ocurrió hacia la
primera mitad del siglo XX. En efecto, las causas de la extinción de
esta especie no están claras, pudiendo vincularse con la retracción
general de los ambientes del Cerrado desde al menos el Pleistoceno
nal (cf. Bueno et al. 2016) y no (por lo menos completamente) con
razones antrópicas, hasta con epizootias o el impacto regional de
la Guerra de la Triple Alianza (por citar algunas posibles causas;
véase una discusión más amplia en Chebez 2008).
En la región pampeana, que cuenta con uno de los registros
fósiles más completos, sobran los ejemplos de especies de mamíferos
asociadas a condiciones áridas a semiáridas con distribuciones extra-
limitales (i.e., por fuera de su distribución actual) en épocas más
secas y frías del Holoceno tardío, como aquellas que caracteriza-
ron a la Pequeña Edad de Hielo (siglos XIV a XIX). Un ejemplo
claro de esta armación está dado por el huroncito patagónico
Lyncodon patagonicus, un mustélido prácticamente endémico de
la Argentina (Schiani et al. 2019). Esta especie posee registros
fósiles e históricos en el centro de la provincia de Buenos Aires
de nales del siglo XIX, donde actualmente se encuentra ausente
(Schiani et al. 2019). Entonces ¿es motivo suciente para una
reintroducción? Para responder a esta pregunta, comprendamos
que el huroncito es un habitante de zonas áridas, las cuales se
registraron durante el Último Máximo Glacial y en varios momentos
del Holoceno en esa provincia (Prevosti & Pardiñas 2001). Ante
un aumento en las precipitaciones, los ambientes áridos fueron
reemplazados por pastizales, resultando poco adecuados para la
especie y causando una retracción a su extensión actual (Schiani
et al. 2013). Así, la virtual ausencia de esta especie en Buenos Aires
no impulsa ninguna reintroducción, sino que lleva a pensar en
cómo los ambientes son dinámicos (i.e., y valga la redundancia,
no-estáticos) y a buscar también posibles explicaciones en el clima,
el mayor determinante de las distribuciones de los animales a nivel
global, reconocido desde los tiempos de von Humboldt & Bonpland
(1805) y Wallace (1876). Situaciones más o menos similares han sido
referidas para otros mamíferos adaptados a condiciones áridas a
semiáridas, con registros para la región pampeana hasta tiempos
históricos (e.g., mataco Tolypeutes mataco; piche Zaedyus pichiy;
mara Dolichotis patagonum [véase una síntesis en Cione et al. 2007]).
Del mismo modo, muchos de los registros para el aguará guazú
Chrysocyon brachyurus durante el Holoceno tardío de la provincia
de Buenos Aires podrían vincularse con condiciones menos áridas
ACERCA DEL “REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA 7
y de mayor temperatura, como aquellas que caracterizaron a la
Anomalía Climática Medieval (ca. 900-1 300 AD; véase Prevosti et
al. 2004). Por supuesto, durante el mismo período de tiempo (últimos
500 años), varias especies en esta misma región parecen haberse
retraído largamente por razones antrópicas (e.g., venado de las
pampas Ozotoceros bezoarticus; yaguareté Panthera onca) o por una
combinatoria de factores antrópicos y ambientales (e.g., guanaco),
evidenciando la importancia de no realizar simplicaciones de
procesos que han sido muy complejos.
Además de las referencias basadas en especímenes arqueoló-
gicos y fósiles, muchos registros históricos están sustentados en
observaciones de naturalistas y viajeros occidentales, que no están
exentos de diferentes interpretaciones. Un caso paradigmático de
esta aseveración está dado por el huemul Hippocamelus bisulcus y
su posible presencia en la Isla de Tierra del Fuego y las estepas pata-
gónicas hasta la costa atlántica. Usando referencias escritas, Flueck
et al. (2022) hipotetizaron que esta especie realizaba migraciones
estacionales altitudinales entre las estepas (donde podía formar
grandes rebaños) y las montañas. Sin embargo, para Corti & Díaz
(2022) muchas de las referencias utilizadas por Flueck et al. (2022)
son erróneas, inciertas o por lo menos cuestionables. La elección
de este ejemplo no es fortuita, pues aún frente a las incertidumbres
mencionadas, existen planes para la “reintroducción” de este cérvido
en sectores esteparios de la Patagonia (Di Martino et al. 2022).
Un aspecto centralmente destacable de los reasilvestramientos
ejecutados en la Argentina es que han considerado principalmente
reintroducir especies carismáticas (sensu Albert et al. 2018), media-
nas y grandes. Esta visión parece responder al conocido concepto
usado en conservación de especie bandera: aquellos vertebrados
carismáticos que sirven como vehículo para acercar la conservación
al público en general y que se utilizan particularmente para la
recaudación de fondos (Leader-Williams & Dublin 2000). Distinto
es el concepto de especie clave, utilizado para aquellas especies
con un impacto signicativo en los ecosistemas, no necesariamente
vinculado a su abundancia relativa (Leader-Williams & Dublin 2000).
Entonces, el concepto de las especies bandera incluye conservación
(a través de un impacto visual y emocional) y recaudación económi-
ca, mientras que el de las especies clave contempla principalmente
un rol “ecosistémico”. Dos herramientas, que pueden ser dos estrate-
gias diferentes. Ahora bien, ¿podemos asumir a priori que todas las
especies bandera son necesariamente especies clave? Si una especie
puede ser sólo utilizada como bandera, pero no es clave, ¿qué es
más prioritario para la conservación? Demostrar que una especie
es considerada “clave” es un desafío (Power et al. 1996; Simberlo
1998), pero es imprescindible para los programas de reasilvestración,
particularmente para aquellos que utilizan carnívoros (véase Carver
et al. 2021).
Por otro lado, también debemos tener en cuenta que reasil-
vestrar principalmente especies medianas, grandes y carismáticas
puede responder a otra cuestión: ejecutar la conservación sólo
con estereotipos preconcebidos en lugar de utilizar información
técnica (e.g., investigación) para su selección. Más aún, en el caso
de algunos proyectos de reasilvestramiento se apunta a un modelo
de “producción de naturaleza”, en el cual la vida silvestre sufre
una suerte de manufacturación (i.e., producción), para dar como
resultado “fauna abundante y mansa” (Di Martino et al. 2022: 50). En
palabras del diccionario de Oxford, manso/a: “[animal] Que no ataca
ni actúa con agresividad, sino que se muestra dócil en compañía de
las personas y se deja tomar o acariciar”. Producir “fauna mansa”
presenta una plétora de inconvenientes conceptuales e ideológicos,
que van desde un dudoso aporte a la conservación de las especies,
hasta fomentar (sin pretenderlo, claro está) encuentros conictivos
(i.e., ataques) entre turistas y depredadores “acostumbrados” a la
gente (Neto et al. 2011; véase también VonEssen et al. 2021), pasando
también por los riesgos sanitarios desde y hacia los seres humanos.
Siguiendo con la lógica que han tenido los proyectos de reasilves-
tramiento en la Argentina sobre usar especies medianas y grandes
(e.g., Di Martino et al. 2022), incluso en el caso de los roedores, que
no son precisamente un grupo muy apreciado por el público en
general, se ha trabajado, en la Patagonia argentina, con dos formas
de gran tamaño y apariencia “simpática”, como el coipo Myocastor
coypus y el chinchillón anaranjado Lagidium wolsohni. En estos dos
casos tampoco queda clara la necesidad, pues ambas especies tienen
dinámicas poblacionales poco conocidas en Patagonia, incluyendo
procesos de extinción local y recolonización, en las que se desconoce
el papel jugado por los humanos (Chebez et al. 2014). Además,
por omisión o desconocimiento, se ignora que hay tantas o más
especies de roedores extintas localmente en distintos sectores de la
Argentina que mamíferos de mediano o gran porte (Teta et al. 2014).
Los ejemplos sobran, especialmente en las regiones Pampeana y
Patagónica, donde las comunidades pleistocénicas y holocénicas de
estos animales han sido mejor estudiadas. Por citar sólo un caso, en
el sudeste de Buenos Aires se extinguieron no menos de seis espe-
cies de roedores (ratas y ratones), en algunos casos involucrando
retracciones de áreas de cientos o hasta miles de kilómetros (Teta
et al. 2014). Por ejemplo, la rata palustre Pseudoryzomys simplex se
registraba hace 200-400 años hasta las cercanías de Mar del Plata,
llegando a ser dominante en las comunidades de roedores del sur de
la Bahía Samborombón, mientras que hoy su registro más austral
ocurre ca. 1 000 km N, en el norte de la provincia de Santa Fe. Si
bien en el caso de los roedores también existe cierta controversia en
la literatura, todo parece apuntar a que estas extinciones ocurrieron
por los cambios en el uso de la tierra promovidos desde la llegada
de los españoles (Teta et al. 2014).
En distintas secciones Di Martino et al. (2022), hacen hincapié
en recuperar ecosistemas completos, entendiendo como tal a la
necesidad de reasilvestrar especies extintas en tiempos históricos.
Las primeras preguntas que podrían surgir, claro está, son: ¿en los
tiempos de quién? ¿de qué civilización? ¿de cuál sociedad? Durante
décadas existió una larga discusión para determinar el límite entre
la historia y la prehistoria, pero más recientemente se reconoce que
ese límite no sólo es inútil, sino que niega la existencia “histórica”
a aquellas civilizaciones cuya historia ha sido negada o destruida
(Schmidt & Mrozowski 2013). Aunque nos gustaría profundizar en
este aspecto y en quién determina los tiempos históricos (i.e., ¿50,
100, 5 000 años?), también debemos discutir el hecho aparentemente
aceptado de facto (y a todas luces erróneo, según se expresó más
arriba) para justicar los procesos de reasilvestramiento: toda la
fauna extinta en tiempos históricos (i.e., los últimos 500 años), se ex-
tinguió mayormente por la mano de los humanos. La actualización
de la terminología relacionada a los “ecosistemas” propuesta por
Carver et al. (2021) estimula más interrogantes aún, pues si bien
indican que los ecosistemas son dinámicos, los puntos de referencia
(temporales) son arbitrarios y deben referirse a tiempos donde los
ecosistemas fuesen auto-sustentables y resilientes. ¿Un manejo
activo como el reasilvestramiento, puede dejar espacio a este tipo
de arbitrariedades?
Para nalizar esta sección, queda por abordar un problema
adicional que tiene la idea de regresar a escenarios previos o de
restaurar “ecosistemas completos” (véase también Carver et al.
2021), más allá de las cronologías. El conicto, para el caso, radica en
la complejidad que se esconde detrás de la palabra “ecosistema”. Las
evidencias paleontológicas han demostrado que, en el lapso de años
o décadas, cada especie responde a los cambios ambientales según
sus propios límites de tolerancia, resultando en cambios variables de
sus rangos de distribución en tiempos y direcciones (a veces) diver-
gentes (véase una síntesis en Graham et al. 1996). Bajo este modelo,
y a una escala de tiempo geológico, las comunidades son el resultado
emergente y constantemente cambiante de las conguraciones
particulares del clima y los ambientes en un momento dado. Es decir,
la idea de que un ecosistema determinado está caracterizado por un
cierto conjunto de especies que responden de manera más o menos
sincrónica a los cambios ambientales, rastreables en el espacio y
tiempo, no se condice con la evidencia fósil. Todo lo contrario, a lo
largo de la mayor parte del Pleistoceno-Holoceno, las comunidades
de mamíferos de distintos lugares del planeta se han caracterizado
por presentar agregados de especies que no tienen análogo moderno,
con presencia en simpatría de taxones largamente alopátricos en la
actualidad (e.g., Cione et al. 2007 para el sur de América del Sur). Así,
la pretensión de restaurar los ecosistemas de nales del Pleistoceno
(o de cualquier otro momento de la historia) resulta una idea algo
reductiva, pues supone que con sólo agregar algunas especies (que
incluso no tienen que ser necesariamente las que se extinguieron,
dado que la estrategia permite optar por otras que las reemplacen
8 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
hp://www.sarem.org.ar –hp://www.sbmz.org
Guerisoli et al.
ecológicamente) se puede volver a una situación previa que ocurrió
bajo otro contexto climático y ambiental. Como consecuencia de
esto, nos surgen inevitablemente otras preguntas: ¿dónde “conviene”
que coloquemos ese corte temporal para “regresar al escenario
ideal” con reintroducciones como plantea uno de los tipos de
reasilvestramiento? ¿Es un esfuerzo válido y prioritario para la
conservación de las especies nativas hoy en día volver a un escenario
temporal previo a tantas modicaciones ambientales? ¿Es de hecho
posible? Probablemente, la idea misma de un “escenario ideal” es
errónea, pues los “escenarios” han variado considerablemente a
través del tiempo.
¿CONECTANDO O
DESCONECTANDO?
La “conectividad” es un proceso dinámico, el cual incluye la co-
municación entre distintos ambientes, especies, comunidades y
procesos ecológicos a múltiples escalas espaciales y temporales
(Noss 1991). Dicha conexión puede verse afectada por diversas
dinámicas y/o características del paisaje per se, como la presencia
de barreras antrópicas (e.g., rutas, pérdida y/o alteración de los
hábitats; Shepard et al. 2008; Cosgrove et al. 2018; Kauman et al.
2021). Si la comunicación se ve impactada de alguna forma, las
especies pueden mostrar cambios de comportamiento, siología
y/o movimientos, entre otros (e.g., Tucker et al. 2019). Dos de los
elementos de un paisaje que pueden favorecer la conectividad
de las especies, particularmente para los grandes vertebrados,
son los corredores y los trampolines (Baum et al. 2004; Vasudev
et al. 2015). Estos elementos, según su supercie y distribución,
pueden representar estructuras de hábitat que facilitan la conexión
de ambientes no continuos (Kindlmann & Burel 2008; Vasudev
et al. 2015). Favorecer la conectividad se ha vuelto un objetivo
clave en distintas iniciativas de conservación a mediana y gran
escala (e.g., Natura 2000; numerosos fondos “Global Environmental
Facility” del Banco Mundial; Global Initiative on Ungulate Migration
[GIUM], https://www.cms.int/en/gium). Recientemente, durante
la XV Reunión de la Conferencia de Partes del Convenio sobre
la Diversidad Biológica (COP15 2022), se (re)armó, tanto en el
objetivo A como en los objetivos N°2yN°12 del Acuerdo Mundial
Kunming-Montreal sobre Biodiversidad, que la conectividad debe
ser restaurada, mantenida y/o incrementada en los ecosistemas a
nivel mundial (https://prod.drupal.www.infra.cbd.int/sites/default/
files/2022-12/221219-CBD- PressRelease-COP15-Final 0.pdf).
No es casual que los términos conectividad y reasilvestramiento
se asocien entre sí. Tan es así, que uno de los principios (N°2) del
reasilvestramiento focaliza la relevancia de la conectividad (entre
otras cosas) para las especies objetivo (véase Carver et al. 2021).
Tomemos como ejemplo uno de los proyectos de reasilvestramiento
más difundidos para la Argentina: el regreso del yaguareté en Iberá
(Di Martino et al. 2022). El sitio seleccionado para la reintroducción
de este carnívoro tope fue la región de Iberá (i.e., Parque Nacional,
Provincial y la Reserva Provincial de Iberá). Si bien en su conjunto
estas áreas constituyen una de las mayores supercies protegidas
terrestres del país (https://sib.gob.ar/index.html#!/areas-protegidas),
las mismas se encuentran aisladas dentro de una matriz productiva
(i.e., agricultura, ganadería, forestación y turismo) dentro de la
ecorregión de los Esteros del Iberá (Matteucci et al. 2012). En este
contexto, la población de yaguareté más próxima se ubica a más
de 400 km de distancia al NE (véase Paviolo et al. 2019). Siguiendo
entonces el principio N°2 del reasilvestramiento (Carver et al. 2021)
y la relevancia que presenta la conectividad en todo ecosistema
(Noss 1991; Vasudev et al. 2015), este proyecto (y otros en curso y/o
potenciales a generarse en el país) debería aspirar a que esta nueva
población pueda comunicarse con otras presentes en el territorio.
Si consideramos que los individuos de esta especie alcanzan, en el
país y zonas lindantes, hasta 560 km
2
de áreas de acción (límite
menor de área de acción estimada 140 km
2
; Paviolo et al. 2019) es de
esperarse que algunos puedan eventualmente salir de los límites de
las Áreas Protegidas (APs) como producto de movimientos diarios o
de dispersión (e.g., Nuñez-Perez & Miller 2019). Entonces, el diseño
y/o planicación de corredores y/o trampolines es fundamental para
cumplir con los objetivos de este proceso de reasilvestramiento. En
Di Martino et al. (2022) se destaca cuán crítica es la conectividad
para la especie en el país y se menciona la ampliación de las
riberas de los ríos como corredores para lograr la conexión entre
las distintas poblaciones, a pesar de que estas estructuras espaciales
están interrumpidas a lo largo del paisaje por diversos elementos
antrópicos (e.g., ciudades, represas; Di Martino et al. 2022). Entonces,
¿cómo se supera este obstáculo? Contamos con las APs y las
poblaciones reasilvestradas, pero ¿cómo podemos conectarlos con
las poblaciones silvestres ya presentes en el territorio? Los autores
proponen: “Por este motivo es necesario reemplazar la dispersión
natural con translocaciones para reintroducir (como en Iberá) y
suplementar (como en El Impenetrable) poblaciones, además de
incrementar la variabilidad genética (como en la Mata Atlántica de
Misiones) cuando sea necesario” (Di Martino et al. 2022: 217). Se
está proponiendo entonces, reemplazar un proceso de “conectividad
ambiental-natural” por “translocaciones articiales” de individuos
provenientes de silvestría o cautiverio (Di Martino et al. 2022),
es decir, a través de un manejo antrópico selectivo sostenido en el
tiempo. Esto plantea otros interrogantes: ¿qué podría ocurrir sí estos
manejos se viesen interrumpidos temporalmente? ¿Cuáles son los
plazos? Y exageremos con el siguiente interrogante, ¿esta propuesta
no dejaría abierta la posibilidad de extraer individuos de poblaciones
de yaguareté en “Peligro Crítico” (e.g., Yungas; Paviolo et al. 2019)
para alimentar, por ejemplo, a la “población” reasilvestrada de la
región de Iberá? En parte, la respuesta a esta última pregunta existe,
pues la Administración de Parques Nacionales rechazó un pedido
formal para extraer un individuo macho de yaguareté de Parques
Nacionales del noroeste de la Argentina (i.e., Baritú y Calilegua)
para alimentar la población de Iberá (Nota NO-2021-69529029-APN-
DNC6=APNAC).
A escala de paisaje, es fundamental que existan áreas núcleo
que brinden espacialmente los requerimientos de las especies que
componen un ecosistema (Carver et al. 2021). En el paisaje, las APs
pueden considerarse “áreas núcleo”, más aún para ciertas especies
de gran tamaño, como lo son los grandes carnívoros (e.g., Baker
& Leberg 2018). La creación de APs es una de las herramientas
fundamentales para la conservación de numerosas especies (Saura et
al. 2017), pero la sola creación y mantenimiento de estas supercies
no es suciente para conservarlas a largo plazo (e.g., Laurance
et al. 2012). Las APs no pueden concebirse y gestionarse como
“islas” separadas de otras APs y del resto del contexto del paisaje
(Laurance et al. 2012). Saura et al. (2017) propusieron un indicador
de conectividad de APs. Si observamos los principales biomas que
incluyen los sitios donde se están llevando a cabo actualmente los
procesos de reasilvestramiento de yaguareté, se puede destacar que
la conexión cubierta por las APs es baja (i.e., entre un 8.3 % y hasta
un 21 %, considerando una distancia de dispersión de sólo 10 km;
Saura et al. 2017). Entonces, promover procesos de reasilvestra-
miento (o suplementación) en APs ubicadas a grandes distancias
entre sí (e.g., distancia en línea recta entre Parque Nacional Iberá
e Impenetrable ca. 500 km), sin proyectar una conexión natural
para la especie objetivo es no considerar, entre otras cosas (e.g.,
COP15 2022), lo que anuncia textualmente, parte del principio N°2
recomendado para los proyectos de reasilvestramiento: “Restaurar
la conectividad entre áreas núcleos promueve el movimiento y la
migración a través del paisaje más amplio y mejora la resiliencia
a los impactos del cambio climático” (Carver et al. 2021). Más aún,
debemos recordar que los rangos geográcos de un buen número
de mamíferos de la Argentina presentan sus bordes australes de
distribución en las ecorregiones de Yungas, Paranaense y Chaco.
Las distribuciones en los bordes de los rangos geográcos implican
una disminución en la calidad de sus “nichos óptimos”, ubicados
principalmente en los centros de distribución y, consecuentemente
menores abundancias, mayor fragmentación de las poblaciones
y pérdida de variabilidad genética (Gaston 2003; veáse también
Dallas et al. 2017 y Soberón et al. 2018). En particular, la pérdida,
degradación y fragmentación de hábitats por causas antrópicas se
encuentran entre las principales amenazas a nivel mundial para
la biodiversidad, pues alteran directamente la conectividad de los
ambientes (Fischer & Lindenmayer 2007; Kuipers et al. 2021). En la
Argentina, a partir de la Categorización de Mamíferos de Argentina
(SAyDS & SAREM 2019), un proceso de cuatro años, que incluyó la
ACERCA DEL “REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA 9
participación de más de 400 especialistas, se logró determinar que
las mencionadas amenazas son las que afectan en mayor medida a
la mayoría de los mamíferos en nuestro territorio (Abba et al. 2022).
Para nalizar, según lo mencionado por Di Martino et al. (2022),
los proyectos de reasilvestramiento ejecutados en la Argentina se
considerarán exitosos y sustentables cuando se cumplan cuatro
factores: “(...) 1) el estado asuma la gestión del parque creado,
garantizando su existencia a perpetuidad; 2) se verique el de-
sarrollo de obra pública que potencie y amplíe las inversiones
realizadas por la fundación; 3) las especies clave reintroducidas
o suplementadas presenten poblaciones sobre las que ya no haya
que intervenir o como mucho realizar intervenciones mínimas y 4)
los emprendedores locales tengan capacidad de realizar inversiones
genuinas que permitan que sus emprendimientos crezcan”.El punto
N°3, inherente en esta sección, no menciona la generación o mejora
de la conectividad entre poblaciones. Entonces, una vez que el
éxito local (i.e., principalmente dentro de las APs) es alcanzado
y las translocaciones ya no son ejecutadas, ¿cómo pueden esos
individuos comunicarse con otros si el paisaje a su alrededor está
degradado y precisan de largas distancias para acceder a otra fuente
potencial de individuos ubicada en otra AP (i.e., áreas núcleo)? ¿Se
está promoviendo la conexión o se está desconectando aún más?
Si bien muchas de las “consecuencias” se encuentran en debate
y otras bajo estudio, es importante remarcar que la conectividad
(entre biomas y poblaciones) es una herramienta fundamental que
las administraciones nacionales y provinciales debieran planicar y
ejecutar, y no sólo dejarla en manos de privados. De este modo, bus-
camos evitar o mitigar extinciones de poblaciones locales, mantener
la biodiversidad, integridad ecológica, funcionamiento y servicios
de los ecosistemas del territorio argentino.
CONSIDERACIONES GENÉTICAS
EN EL MANEJO ACTIVO
El objetivo central de la genética de la conservación es proteger
la diversidad genética remanente de poblaciones y especies que se
encuentran en riesgo al haber sufrido un fuerte impacto antropogé-
nico, así como también resguardar los procesos evolutivos de los
ecosistemas (Frankham et al. 2002). Los estudios genéticos son un
componente indispensable y fundamental en cualquier proyecto
de conservación, incluyendo las estrategias de reasilvestramiento.
Al respecto, la UICN (IUCN/SSC 2013) propone: 1) analizar la
variabilidad genética de las poblaciones remanentes previamente a
la acción de manejo; 2) en caso de reintroducciones, los individuos
fundadores no deben estar emparentados; 3) en suplementaciones,
se deben utilizar preferentemente fundadores del grupo genético de
la población original o remanente; 4) en el caso de translocaciones,
se debe evitar el reemplazo de la variación genética remanente
por la introducida; y 5) se deben realizar monitoreos genéticos
posteriores al manejo activo. Teniendo en cuenta estas recomen-
daciones, describiremos los aspectos genéticos de un ejemplo de
suplementación (reinforcement en inglés, según IUCN/SSC 2013) y
uno de reintroducción (reintroduction en inglés, según IUCN/SSC
2013) de un carnívoro en la Argentina: el yaguareté en el Parque
Nacional El Impenetrable (PNEI; provincia de Chaco) y en las APs
de Iberá.
Si una especie persiste en poblaciones pequeñas y fragmentadas,
la deriva genética puede producir la pérdida o jación de alelos
distintos en cada población, provocando su diferenciación. Como
consecuencia de ello, sólo una parte de la variación genética
original se conserva en cada fragmento. Estudios genéticos de las
poblaciones remanentes de yaguareté en la Argentina utilizando
microsatélites (Font 2016; Robino 2022) mostraron que la población
del Bosque Atlántico se encuentra signicativamente diferenciada
de las poblaciones del Chaco y de las Yungas. Estas últimas, aunque
ecológicamente aisladas en la actualidad (Thompson & Velilla
2017; Paviolo et al. 2019), no muestran evidencia de diferenciación
genética signicativa. Todas ellas presentan alelos únicos: 13 alelos
en el Bosque Atlántico, seis en el Chaco y cinco en las Yungas
(Robino 2022). Este resultado indica que durante el proceso de
retracción poblacional de la especie en los últimos 200 años, no
sólo se ha perdido variabilidad genética, sino que la misma no
se distribuyó uniformemente entre los fragmentos. La mayoría
de las variantes exclusivas de cada población se encuentran en
baja frecuencia, por lo que es indispensable que el manejo asegure
su persistencia (Hedrick & Fredikson 2010; Henkel et al. 2012;
Hammerly et al. 2016).
En el año 2019 se obtuvo el primer registro luego de siete
años de un yaguareté macho (denominado Qaramtá) en el PNEI
(https://www.argentina.gob.ar/ambiente/accion/yaguarete). En
febrero de 2020, la Administración de Parques Nacionales convocó a
distintos actores involucrados en la conservación de la especie con
el objetivo de tomar decisiones para la protección del individuo en el
PNEI y debatir la posibilidad de realizar un cruzamiento manejado
del mismo para conservar su acervo genético. Referentes en el
tema que participaron desde sus inicios en el Proyecto del “Centro
Experimental de Cría de yaguaretés (CECY)” en Iberá (ver Solís
et al. 2014: 7) expresaron que la mejor opción desde el punto de
vista genético era la cruza de Qaramtá con una hembra de origen
chaqueño, de forma tal de no diluir su acervo genético. Finalmente
se decidió trasladar al PNEI a una hembra de cautiverio (denominada
Tania) que ya había actuado como reproductora en el CECY, hija de
una hembra en cautiverio con supuesto origen en las Yungas y de
padre desconocido. En relación a esto, Di Martino et al. (2022: 86),
anuncian “ (...) un referente de genética de esta especie opinó que
el traslado de Tania y la junta con Qaramtá no debería realizarse
porque la hembra poseía genética yungueña y no chaqueña. El
yaguareté no presenta diferencias genéticas relevantes relacionadas
a regiones biogeográcas en toda su área de distribución (desde el
sur de Estados Unidos al norte de la Argentina)”. Esta armación no
es correcta ya que confunde linaje genético (resultado de la historia
evolutiva de la especie) con diferenciación genética. Numerosos
trabajos demuestran la existencia de diferenciación genética entre
poblaciones de yaguareté de diversas ecorregiones (Haag et al.
2010; Valdez et al. 2015; Srbek-Araujo et al 2018; Lorenzana et al.
2020, 2021; Kantek et al. 2021; Robino 2022). Esta diferenciación
poblacional debe ser necesariamente considerada al suplementar
una población existente, como es el caso del PNEI, ya que debe
evitarse el reemplazo de su variación genética única por genomas de
otras poblaciones (en inglés denominado como “genetic swamping”,
Frankham et al. 2011; Russello & Jensen 2018). El manejo genético de
las reintroducciones es diferente: dado que la especie se encuentra
extinta se recomienda introducir la mayor cantidad de variabilidad
genética posible. Idealmente, un mayor número de fundadores
representará una mayor proporción de la variabilidad genética
silvestre, pero este número es limitado en mamíferos de gran
tamaño y “En Peligro Crítico” (i.e., yaguareté para la Argentina;
Paviolo et al. 2019). En estos casos debe minimizarse el coeciente
de parentesco entre los fundadores, el cual puede ser estimado
utilizando marcadores moleculares (Queller & Goodnight 1989;
Lynch & Ritland 1999; Wang 2014). El parentesco en poblacio-
nes pequeñas genera endogamia, cuyas consecuencias incluyen
mayor susceptibilidad a enfermedades, menor fertilidad y menor
supervivencia de las crías (Frankham 2008). Un ejemplo notorio
del efecto negativo del parentesco y la endogamia es el del manejo
de la población de cautiverio del león asiático Panthera leo leo.
Luego de que su población se redujese a 20 individuos, en el año
1990 y dentro del “European Endangered Species Program”,se
transrieron nueve individuos de una población de cautiverio en
India a tres zoológicos europeos. En el año 2009 el número de
individuos cautivos en Europa era de 93. Al mismo tiempo, la
mortalidad de las crías durante el primer mes de vida aumentó hasta
llegar al 68.4 % (Dorman 2009). Un estudio genético de los nueve
individuos fundadores (Atkinson et al. 2018) encontró que seis de
ellos poseían un ancestro en común dos generaciones atrás, lo que
generaba que tres de ellos tuvieran el coeciente de parentesco
correspondiente a hermanos completos y dos de ellos a medio
hermanos. A tan sólo 20 años del traslado, y a pesar del éxito
reproductivo inicial, el parentesco de los fundadores provocó el
colapso de la especie en cautiverio (Atkinson et al. 2018).
En Iberá, donde se está llevando a cabo una estrategia de
reasilvestramiento de yaguareté (Di Martino et al. 2022), se introdujo
entre los años 2016 y 2017 una primera pareja reproductora no em-
parentada de acuerdo al análisis de marcadores moleculares (Mirol
10 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
hp://www.sarem.org.ar –hp://www.sbmz.org
Guerisoli et al.
et al. 2015). En los años sucesivos se realizaron otras liberaciones,
pero a partir del año 2018 los análisis genéticos dejaron de ser
realizados por los expertos inicialmente convocados (a partir de la
Resolución Nº383/2018 del Ministerio de Ambiente y Desarrollo
Sustentable https://www.boletinoficial.gob.ar/detalleAviso/
primera/185790/20180615). A continuación, presentamos un
análisis teórico del parentesco entre los individuos de la población
fundadora basado en la escasa información pública y disponible.
Si bien reconocemos que esta situación no es ideal, nos permite
caracterizar preliminarmente el escenario actual y futuro de esta
nueva población. Los coecientes de parentesco teóricos se denen
en base a la proporción del genoma compartido por dos individuos
dada su relación familiar (por ejemplo, padres/hijos= 0.5, hermanos
completos= 0.5, medio hermanos= 0.25) y tienen un rango entre
0 y 0.5. En Iberá, el coeciente de parentesco promedio de los
ocho individuos fundadores es 0.32 (i.e., mayor que el corres-
pondiente a medio hermanos). Este nivel de parentesco pone en
peligro su supervivencia a largo plazo (ver también Notas Dirección
Nacional de Conservación, Administración de Parques Nacionales
NO-2021-122825059-APN-DNC
6=
APNAC y NO-2021-125785497-
APN-DNC
6=
APNAC). Luego de estas liberaciones se registró el
nacimiento de cinco nuevas crías (ver comunicaciónes mediáticas:
https://www.facebook.com/reel/5339139359531511/?s=single unit,
https://www.facebook.com/reel/1176306083288288/?s=single unit,
https://www.f acebook.com/reel/485864460285322?s=single unit).
Teniendo en cuenta la edad reproductiva de los individuos liberados,
es probable que en todos los casos el macho reproductor haya
sido el mismo individuo, también progenitor de todas las camadas
anteriores. Si este fuera el caso, se produciría un incremento del
parentesco promedio en la población.
Una medida relativamente ecaz para contrarrestar los efectos
negativos del parentesco en los individuos fundadores es el rescate
genético (Tallmon et al. 2004; Whiteley et al. 2015; Homann et
al. 2021), que consiste en la translocación de individuos desde
otras poblaciones para aumentar la variabilidad genética. El caso
paradigmático y exitoso es el del puma de Florida Puma concolor
coryi. En el año 1980, existía una única población de 20-25 adultos
que presentaban numerosos problemas morfológicos y sanitarios.
Los primeros análisis genéticos de esta población se remontan al
año 1990 (O’Brien 1990), continuándose el monitoreo genético hasta
la actualidad. Luego de un intenso debate en el año 1995, se decidió
introducir ocho hembras desde la población de pumas de Texas. Para
el año 2010, se contabilizó un aumento en el tamaño poblacional, el
tamaño efectivo y la diversidad genética en la población de Florida
(Johnson et al. 2010). Un trabajo reciente (Van de Kerk et al. 2019)
demuestra que a pesar del éxito inicial del programa, la deriva
genética y la endogamia siguen ocurriendo a niveles que aumentan
10 veces la probabilidad de cuasi-extinción (menos de 10 individuos
en 100 años). Estos autores proponen que la supervivencia del puma
de Florida depende, genéticamente, de la liberación de entre 5 y
10 individuos desde otras poblaciones cada 20 años. Hedrick et al.
(2019) presentan resultados similares en la población de lobos Canis
lupus del Parque Nacional Isla Royale (EE.UU): varias instancias de
rescate genético generaron efectos positivos sólo en el corto plazo,
y en la actualidad la población está al borde de la extinción.
Di Martino et al. (2022) plantean que la endogamia producida
por el parentesco entre los individuos fundadores de la población de
yaguaretés de Iberá podría ser contrarrestada en el futuro mediante
el rescate genético, tal como ocurrió con el puma de Florida. Sin
embargo, existen diferencias fundamentales entre ambos casos. En
Florida los pumas no estaban extintos, y el rescate genético era
la única alternativa para su supervivencia. En Iberá el yaguareté
fue reintroducido, existiendo entonces la posibilidad de evitar el
cruzamiento entre individuos emparentados. En segundo lugar, en
el puma de Florida los estudios genéticos fueron realizados desde
un principio, utilizados en todas las decisiones involucradas en
el manejo y hechos públicos en todas sus instancias, no sólo a
través de publicaciones (ver referencias en Van de Kerk et al. 2019)
sino en la toma de decisiones por parte del US Fish and Wildlife
Service (US Fish & Wildlife Service 1987; Seal 1994). En el caso
del yaguareté, los análisis genéticos no fueron considerados en el
manejo, proponiéndose entonces un hipotético rescate genético
en el futuro. Más allá de postergar la resolución de un problema
que podría haberse evitado desde el comienzo, el rescate genético
involucra riesgos considerables y no asegura resultados exitosos,
por lo que no debe ser considerado como una panacea para los
problemas de la endogamia (Hedrick & García-Dorado 2016).
Finalmente, es importante mencionar que los procesos evo-
lutivos ocurren a nivel del genoma completo y no sólo sobre
genes adaptativos. Los cambios ambientales futuros y las presiones
selectivas asociadas son impredecibles, por lo que es necesario
garantizar la presencia de variabilidad genética a nivel genómico
para la persistencia de poblaciones y especies. Las propuestas
surgidas de estudios genéticos no están basadas en una “tiranía
taxonómica”, denida según Di Martino et al. (2022: 87) como
un afán por conservar a ultranza supuestas diferencias genéticas.
Por el contrario, dichas propuestas están basadas en abundante
información cientíca y su objetivo central es que las acciones de
manejo resulten en la conservación de la biodiversidad más allá de
de las pocas generaciones (en sentido evolutivo) que puedan estar
incluidas en programas de reasilvestramiento.
ASPECTOS SANITARIOS
Si bien el abordaje de los aspectos sanitarios en el marco de
estas estrategias constituye un tema en sí mismo, cabe destacar la
importancia de mencionar brevemente la evaluación de los riesgos
sanitarios al liberar individuos portadores de patógenos propios de
su ecosistema de origen, e inexistentes en el sitio receptor, o aquellos
adquiridos desde el cautiverio. Por otra parte, los cambios en la
dinámica de la población animal y la composición de la comunidad
después de la reintroducción de especies pueden tener consecuen-
cias imprevistas en el comportamiento de ciertos patógenos, con
impacto no sólo en las especies animales introducidas y las propias
del ecosistema, sino también en la salud pública (Gonçalves et al.
2020, 2021). En este contexto, los análisis de riesgo de enfermedad
deben ser desarrollados en profundidad (Jakob-Ho et al. 2014;
OIE & IUCN 2014). Quizás, muchas de nuestras preocupaciones se
disiparían si los distintos programas de reasilvestramiento que se
llevan a cabo en la Argentina, plasmaran estos aspectos en informes
y/o artículos cientícos, lo cual pareciera no ocurrir, al menos
públicamente.
ESTRATEGIAS Y HERRAMIENTAS
ALTERNATIVAS PARA LA
CONSERVACIÓN
El reasilvestramiento es una entre distintas estrategias utilizadas
en el ámbito de la conservación. Por ejemplo, la generación de
APs es otra estrategia muy difundida, que se viene aplicando con
cierto éxito en el mundo desde hace más de un siglo (Saura et al.
2017). Sin embargo, la creación y mantenimiento de APs no resultan
por sí solas sucientes (Laurance et al. 2012). En esta sección
nos focalizaremos en discutir brevemente algunas estrategias de
conservación para maximizar el rol de las APs y minimizar las
amenazas dentro y fuera de las mismas. Al menos parcialmente,
estas propuestas se hacen pensando en la ubicación geográca de
las principales iniciativas de reasilvestramiento en la Argentina.
Actualmente, las APs en la Argentina cubren el 15.90 % del territorio
nacional-continental (https://www.argentina.gob.ar/ambient e/
areas-protegidas/sifap). Por un lado, podríamos reclamar la atención
de las autoridades para cumplimentar el “Objetivo de Acción N°3”
(en inglés Target Action 3; CBD 2021) e incrementar a 30% el
porcentaje de APs para el año 2030 (la Argentina rmó el Convenio
sobre la Diversidad Biológica en 1992; véase CBD 1992). Por otro
lado, no estaría fuera de lugar llamar la atención de los actores
involucrados en la conservación del 84.1 % restante del territorio.
Lejos de pretender minimizar el rol de las APs, creemos que es
importante enfatizar sobre la necesidad de establecer acciones de
conservación por fuera de las mismas. A modo de recomendación,
y en consonancia con las propuestas hechas en dos editoriales
recientemente aparecidas en Notas sobre Mamíferos Sudamericanos
ACERCA DEL “REASILVESTRAMIENTO” EN LA ARGENTINA 11
(Ojeda 2021) y Mastozoología Neotropical (Berrozpe & Perez Carusi
2022), sugerimos algunas acciones de conservación a tener en
cuenta:
1) Asegurar la implementación, conservación y manejo efectivo
de las APs existentes, sin dejar de trabajar para que se incremente
la supercie total protegida en el país para el año 2030 (i.e., 30 %;
CBD 2021);
2) Implementar políticas públicas comunes entre administracio-
nes de países limítrofes y dentro de cada país (i.e., provincias) con
el objetivo de planicar, desarrollar y preservar las principales
ecorregiones y su conectividad. Idealmente, en estas políticas
deberían incluirse APs, tierras scales y privadas;
3) Generar, incrementar y mantener la conectividad entre APs
(ver más detalles en sección ¿Conectando o desconectando?);
4) Incentivar la investigación de base y aplicada a la resolución
de problemas de manejo y/o conservación, tanto dentro como
fuera de las APs, como así también relevar y monitorear especies,
particularmente aquellas con escasos registros y/o en sus extremos
de distribución;
5) Fomentar la investigación aplicada a la gestión y conservación
de las APs, a la vez que se elaboren, difundan y mantengan sus
necesidades de investigación actualizadas;
6) Reducir el impacto del avance de la frontera agropecuaria y
la fragmentación de los hábitats;
7) Asegurar la implementación de la ley de Ordenamiento
Territorial de Bosque Nativo Nº26331/07;
8) Incrementar nuestro conocimiento sobre la taxonomía, gené-
tica, biogeografía, demografía e historia natural de los mamíferos
de la Argentina, tanto a través de nuevos estudios de campo, como
de colecciones biológicas;
9) Involucrar a las comunidades humanas relacionadas con las
APs en los planes de gestión, bajo un verdadero sistema participativo
(véase Lewis et al. 1990; Songorwa et al. 2000; Riley et al. 2002);
10) Generar espacios de divulgación y educación ambiental
basados en información comprobada sobre los ecosistemas, la
fauna nativa y el peligro de especies introducidas y potencialmente
invasoras, de forma constante en el tiempo (e.g., Strickland et
al. 2021; Verbrugge et al. 2021; Estrategia Nacional de Educación
Ambiental https://www.argentina.gob.ar/sites/default/files/
estrategia eai digital 0.pdf);
11) Enfatizar que los resultados de los estudios cientícos con
efectos signicativos positivos en el manejo de especies sean
comunicados a toda la sociedad, más allá de su publicación en
medios especializados, teniendo en cuenta que la conservación de
los ecosistemas posee un componente social central, en el que es
muy importante el ejercicio de la educación ambiental comunitaria;
12) En línea con lo expresado en la recomendación previa,
comunicar sobre la estrecha relación entre la conservación de los
ecosistemas y el bienestar humano (Romagosa et al. 2015; Alonso
Roldán et al. 2022), así como entre la conservación, el desarrollo
económico sostenible y los servicios ecosistémicos (Daily & Matson
2008; véase también el proyecto “Wildlife Friendly Patagonian Fiber:
Building capacity for sustainability of guanaco use” [F20AP00100],
https://panorama.solutions/es/solution/wildlife-friendly- patagonia
n-ber- building-capacity-sustainability-guanaco-use);
13) Caracterizar las problemáticas socio-ambientales para poder
aplicar y evaluar planes de manejo sostenible (e.g., bosques, https:
//www.argentina.gob.ar/ambiente/bosques/manejo-sostenible,
Krüger et al. 2013);
14) Incentivar la reconciliación entre la producción de bienes
y servicios con la conservación de la biodiversidad, en particular
alrededor de las APs; e.g., mediante el uso de “buenas prácticas”
en sistemas productivos del país (Zaccagnini et al. 2014, htt ps:
//www.argentina.gob.ar/agricultura/buenas-practicas- agri
colas-bpa) y/o la adopción de esquemas de coexistencia fauna
silvestre - producción (Crespín & Simonetti 2019; véase también
proyecto “Wildlife Friendly Patagonian Fiber: Building capacity for
sustainability of guanaco use” [F20AP00100], https://panorama.solu
tions/es/solution/wildlife- friendly-patagonian-ber-building-ca
pacity-sustainability- guanaco-use);
15) Integrar las múltiples valoraciones de la conservación del
ambiente en el desarrollo de políticas públicas, regulaciones y
planeamiento de proyectos en todos los niveles de gobierno (CBD
2021);
16) Respetar los saberes y prácticas ancestrales de las comu-
nidades locales y originarias. No perder de vista la utilidad de los
proyectos de “ciencia ciudadana”,particularmente de aquellos cuyos
objetivos están ligados a la conservación (McKinley et al. 2017);
17) Reducir o eliminar los incentivos económicos para aquellas
actividades que sean dañinas para la biodiversidad (CBD 2021);
18) Generar espacios de debate entre expertos, sociedades cien-
tícas, organismos nacionales y ONGs, tanto antes como durante
y después de la aprobación y desarrollo de acciones de manejo de
los ecosistemas y especies. En particular, se propone la ejecución
de talleres participativos multisectoriales con el n de delinear
recomendaciones y protocolos a aplicar en todo proyecto de con-
servación (e.g., reasilvestramiento) a nivel nacional. La necesidad
de un consenso multisectorial y basado en evidencia cientíca,
con metas e indicadores de éxitos y resultados públicos, es central
para desarrollar y acordar acciones y obtener productos derivados,
incluyendo protocolos de políticas de manejo, categorizaciones
y/o de reintroducción de poblaciones. Ejemplos elocuentes de este
tipo de instancias son la reciente “Categorización de Mamíferos
de Argentina”, coordinada de forma conjunta por la Sociedad
Argentina para el Estudio de los Mamíferos (SAREM) y la (en-
tonces) Secretaría de Ambiente y Desarrollo Sustentable (SAyDS,
https://cma.sarem.org.ar/); los talleres multisectoriales en el marco
del Plan Nacional para la Conservación de Primates en Argentina
(Resolución MAyDS 430/2021) para la recuperación a largo plazo
de las poblaciones del mono aullador rojo Alouatta guariba en la
provincia de Misiones; las mesas de trabajo para el Plan Nacional de
Manejo Sustentable del Guanaco Lama guanicoe (https://camelid.org/
index.php/es/noticias-espa/se- esta-revisando- el-plan-nacional-
de-manejo- sustentable-de-los-guanacos-argentinos- n); o el Plan
Nacional de Conservación del Venado de las Pampas Ozotoceros
bezoarticus (https://www.argentina.gob.ar/normativa/nacional/
resoluci%C3%B3n-340- 2011-180138/texto), entre otros.
CONSIDERACIONES FINALES
“Nada en biología tiene sentido si no se lo mira a la luz de la evo-
lución”. La famosa frase de Dobzhansky (1973) pone de maniesto
la necesidad de realizar estudios biológicos en un marco de formas
de vida y ambientes dinámicos. Aparte de la selección natural, las
fuerzas evolutivas imperantes (mutación, recombinación y deriva
génica) son procesos estocásticos (Blount et al. 2018). Si a ellos se
le suma la aparición de eventos estocásticos ambientales (i.e., la
caída de un asteroide, erupciones volcánicas, incendios, sequías
o inundaciones extremas), se llega rápidamente a la conclusión
de que somos incapaces de predecir los eventos evolutivos futu-
ros, o lo que Gould (1989) llamó “contingencia evolutiva”: “Cada
paso sigue su curso, pero al inicio no puede especicarse ningún
nal, y nunca se dará un mismo paso de la misma manera por
segunda vez, porque cada camino avanza a través de miles de
estadios improbables. Altérese cualquier acontecimiento.. ., y la
evolución se precipita por un canal radicalmente distinto”. Entonces,
¿dónde se encuentra el conocimiento cientíco capaz de explicar-
nos los eventos a desencadenarse a futuro por la utilización de
especies introducidas como equivalentes ecológicos? (ver sección
“Consideraciones sobre la utilización de especies introducidas para
reasilvestramiento”) ¿Dónde radican las evidencias cientícas que
demuestran que una especie extinta hace, por ejemplo, 5 000-10
000 años, en un ambiente de hace 5 000-10 000 años, con las
interacciones de hace 5 000-10 000 años, se comportará de la misma
manera en la actualidad? Otro corolario de la contingencia evolutiva
indica que la inteligencia consciente del ser humano evolucionó
sólo una vez debido a un proceso de múltiples causas naturales
imposibles de predecir (Gould 1989). No resulta llamativo que
quienes nieguen la contingencia evolutiva y la impredecibilidad de
los acontecimientos futuros, se crean (ingenuamente) capaces de
controlar las fuerzas de la naturaleza, dejando poco margen para la
evaluación cientíca. Mas aún, ¿podemos asumir un entendimiento
holístico del reasilvestramiento como estrategia de conservación?
¿Qué prioridades hay que tener en cuenta a la hora de ponerlo en
12 Mastozoología Neotropical, 30(1):e0946, Mendoza, 2023
hp://www.sarem.org.ar –hp://www.sbmz.org
Guerisoli et al.
práctica? ¿Cuáles son sus benecios y riesgos a corto, mediano
y largo plazo? ¿Dónde y cómo ejecutarlo? ¿Quiénes podrían ser
los mejores tomadores de decisiones para aplicarlo? ¿Es adecuado
aplicar de forma generalizada (a nivel geográco) los protocolos
universales existentes para esta herramienta?
Aunque nuestro país no escapa de la situación global de aumento
de temperaturas, cambio climático, fragmentación y pérdida de
hábitats y extinción de especies, la situación ecológica, evolutiva
y social del territorio nacional es particular y distinta a la de otros
contextos mundiales. En otras palabras, la historia natural de la
Argentina y de la región no necesariamente siguió las mismas
pautas y procesos de otros países del Hemisferio Occidental (véase
Galeano 1971; Lander & Castro-Gómez 2000). Aunque muchas veces
la información disponible puede ser limitada, no es recomendable
generalizar y simplicar las dinámicas biológicas, evolutivas, eco-
lógicas y sociales que pudieron haber ocurrido (y que ocurren)
en cada territorio. Debemos intentar no replicar lo relatado por
Adams & McShane (1996) en “The Myth of Wild Africa”, donde
una visión Occidental y tradicional presiona a las poblaciones
locales a regresar a un “Edén prístino” dejando de lado la realidad
de que muchos de estos escenarios constituyen el “hogar” de las
personas (véase Adams & McShane 1996). Así, algunos proyectos
de reasilvestramiento desarrollados en la Argentina proponen una
única interacción con los habitantes locales, principalmente, a través
de proyectos de turismo, fabricación de artesanías y/o la atención a
visitantes (e.g., “Producción de saberes”; Di Martino et al. 2022).
Retomando un vocabulario desafortunado y colocándolo en su
contexto terminológico correcto, ¿es xenófobo intentar el control
de especies introducidas (véase sección “Consideraciones sobre la
utilización de especies introducidas para reasilvestramiento”), o lo
es ignorar nuestra realidad pluricultural, imponiendo la agenda
del emprendedurismo en las poblaciones humanas nativas de
América? Si bien la industria del turismo es indispensable para
muchas economías, se ha demostrado, por ejemplo, que dentro del
continente africano emplea poca población local y que, peor aún,
los mantiene dependientes de los mercados extranjeros (Adams &
McShane 1996). Los visitantes, mientras tanto, se convierten en
víctimas de una ilusión de silvestría, un engaño que constituyó
parte de la economía de los circos en la historia popular (Wilson
2017).
Este documento tiene como objetivo enriquecer un debate
ya existente en las distintas disciplinas cientíco-técnicas de la
Argentina. Las iniciativas de reasilvestramiento en el país han
sabido difundir imágenes de especies en peligro, y/o carismáticas,
como así también han promovido la creación de APs. Si bien estas
herramientas son necesarias y relevantes para la conservación de
las especies, consideramos que, dado el impacto social, económico
y ambiental que dichos proyectos generan, se precisa un mayor
consenso y discusión entre los actores involucrados, particular-
mente sobre la toma de decisiones que involucran tanto a las
especies nativas como a sus ecosistemas. Esa “incomodidad” que
supuestamente se genera en la comunidad cientíca (Di Martino
et al. 2022), no está relacionada, como se ilustró a lo largo de este
documento, a la “falta de experiencia en implementar estrategias
de conservación que requieren un manejo activo” (Di Martino et
al. 2022: 74), sino más bien a una falta de consenso y de uso de la
información técnica disponible. Si bien las “recomendaciones” no
son “obligaciones”, los lineamientos, protocolos y guías de gestión
son iniciativas que derivan de procesos de debates y acuerdos entre
profesionales (e.g., IUCN/SSC 2013) y sería radical, e irónicamente
“no-recomendable”, negar o ignorar su existencia. Más aún, y acorde
a los lineamientos de la IUCN, recordemos que los procesos y
resultados de los proyectos de reasilvestramiento llevados a cabo
en la Argentina deben ser públicos y accesibles a la comunidad en
general. No nos olvidemos de las motivaciones de Henry Oldenburg
cuando en 1665 lanza el journal “Philosophical Transactions of
the Royal Society”: “El objetivo de la nueva publicación era crear
un registro público de contribuciones originales al conocimiento
y animar a los cientícos a “hablar” directamente entre ellos. Al
proporcionar públicamente crédito intelectual por armaciones
innovadoras en losofía natural, la revista alentó a los cientícos a
revelar conocimientos que de otro modo podrían haber mantenido
en secreto” (traducido al español por los autores; National Research
Council 2003).
Para nalizar, todo manejo de la vida silvestre, tanto pasivo
como activo, implica un proceso complejo donde distintas partes
pueden (y deben) verse involucradas sin exclusión de una u otra
(Riley et al. 2002). La simple y mera colaboración entre los actores
involucrados es un mínimo esfuerzo necesario para un bien mayor:
la conservación de las especies nativas y sus ecosistemas, ya que,
al n y al cabo, es lo que más nos importa y preocupa a todos.
