Extinción ecológica

La extinción ecológica es "la reducción de una especie a una abundancia tan baja que, aunque todavía está presente en la comunidad , ya no interactúa significativamente con otras especies". ^[1]

La extinción ecológica se destaca porque es la ecología de interacción de una especie la que es importante para el trabajo de conservación. Afirman que "a menos que la especie interactúe significativamente con otras especies de la comunidad (por ejemplo, si es un depredador importante , competidor, simbionte , mutualista o presa), su pérdida puede resultar en poco o ningún ajuste a la abundancia y estructura poblacional de otras especies". ^[1]

Esta visión se deriva del modelo neutral de comunidades que supone que hay poca o ninguna interacción dentro de las especies a menos que se demuestre lo contrario.

Estes, Duggins y Rathburn (1989) reconocen otros dos tipos distintos de extinción:

• La extinción global se define como “la desaparición generalizada de una especie”. ^[1]
• La extinción local se caracteriza por “la desaparición de una especie de parte de su área de distribución natural”. ^[1]

Robert Paine (1969) ideó por primera vez el concepto de especie clave mientras estudiaba los efectos de la estrella de mar depredadora Pisaster ochraceus sobre la abundancia del gasterópodo herbívoro Tegula funebralis . Este estudio se llevó a cabo en el hábitat intermareal rocoso frente a la costa de Washington ; Paine eliminó todas las Pisaster en parcelas de 8 m x 10 m semanalmente mientras anotaba la respuesta de Tegula durante dos años. Encontró que eliminar al depredador principal, en este caso Pisaster , reducía el número de especies en las parcelas de tratamiento. Paine definió el concepto de especie clave como una especie que tiene un efecto desproporcionado sobre la estructura de la comunidad de un entorno en relación con su biomasa total. Este efecto de especie clave forma la base del concepto de extinción ecológica. ^[2]

En un estudio de 1978, Estes et al. evaluaron el papel potencial de la nutria marina como depredador clave en los bosques de algas marinas cercanos a la costa. Compararon las islas Rat y Near en las islas Aleutianas para comprobar si "la depredación de la nutria marina controla las poblaciones de invertebrados epibentónicos (específicamente los erizos de mar) y, a su vez, libera a la asociación de vegetación del pastoreo intenso". ^[3] Estes y sus colegas descubrieron que las diferentes estructuras de tamaño y densidades de erizos de mar estaban correlacionadas con la presencia de poblaciones de nutrias marinas y, dado que son la presa principal de este depredador clave, las nutrias marinas eran probablemente los principales determinantes de las diferencias en las poblaciones de erizos de mar . Con altas densidades de nutrias marinas, la herbivoría de erizos de mar en estos bosques de algas marinas estaba severamente limitada, y esto hizo que la competencia entre especies de algas fuera el principal determinante de la supervivencia. Sin embargo, cuando las nutrias marinas estaban ausentes, la herbivoría de los erizos de mar se intensificó enormemente hasta el punto de diezmar la comunidad de los bosques de algas. Esta pérdida de heterogeneidad sirve como una pérdida de hábitat para las poblaciones de peces y águilas que dependen del entorno de los bosques de algas ricamente productivos. La sobreexplotación histórica de las pieles de nutria marina ha restringido gravemente su hábitat, que alguna vez fue de amplia distribución, y solo hoy los científicos están empezando a ver las implicaciones de estas extinciones locales. ^[3]

La langosta espinosa de California , o Panulirus interruptus , es un depredador clave que tiene un papel distintivo en el mantenimiento de la diversidad de especies en su hábitat. Robles (1987) demostró experimentalmente que la exclusión de las langostas espinosas de los hábitats de la zona intermareal condujo al dominio competitivo de los mejillones ( Mytilus edulis y M. californianus ). Estos resultados muestran otro ejemplo de cómo la extinción ecológica de un depredador clave puede reducir la diversidad de especies en un ecosistema. El umbral de extinción ecológica ha pasado debido a la sobrepesca, por lo que las extinciones locales de la langosta espinosa de California son comunes. ^[4]

La pesca comercial de ostras no había afectado al ecosistema de la bahía de Chesapeake hasta que se utilizaron dragas mecánicas en la década de 1870, lo que provocó la sobrepesca de las ostras. Hoy en día, la bahía está plagada de eutrofización debido a las floraciones de algas, y el agua resultante es altamente hipóxica . Estas floraciones de algas han excluido competitivamente a cualquier otra especie de la supervivencia, incluida la rica diversidad de vida faunística que alguna vez floreció, como delfines, manatíes, nutrias de río, tortugas marinas, caimanes, tiburones y rayas. Esto pone de relieve la pérdida de diversidad de arriba hacia abajo que la pesca comercial tiene sobre los ecosistemas marinos al eliminar las especies clave del medio ambiente. ^[5]

La potencial extinción ecológica de los guanacos ( Lama guanicoe ) y los ñandúes ( Pterocnemia pennata ) como fuente de presas para omnívoros y depredadores nativos en la Patagonia argentina fue evaluada por un estudio realizado por Novaro en 2000. Estas especies nativas están siendo reemplazadas por especies introducidas como el conejo europeo , el ciervo rojo y el ganado doméstico ; el daño acumulativo del aumento de la herbivoría por parte de las especies introducidas también ha servido para acelerar la destrucción de los hábitats de las pampas y estepas argentinas, que ya se están agotando . Este fue el primer estudio que tuvo en cuenta una gran cantidad de depredadores diversos, desde zorrillos hasta pumas , y que realizó su estudio en áreas no protegidas que representan la mayoría del sur de Sudamérica. Novaro y sus colegas descubrieron que todo el conjunto de carnívoros nativos dependía principalmente de especies introducidas como base de presas. También sugirieron que el ñandú chico y el guanaco ya habían sobrepasado su densidad ecológica efectiva como especies de presa, y por lo tanto estaban ecológicamente extintos. Es posible que los nichos de las especies introducidas como herbívoros reflejaran demasiado de cerca los de las especies nativas, y por lo tanto la competencia fuera la causa principal de la extinción ecológica. El efecto de la introducción de nuevos competidores, como el ciervo rojo y el conejo, también sirvió para alterar la vegetación en el hábitat, lo que podría haber pronunciado aún más la intensidad de la competencia. Los guanacos y los ñandúes han sido clasificados como de bajo riesgo de extinción global, pero esta visión simplista de su demografía no tiene en cuenta que ya se han extinguido funcionalmente en la Patagonia argentina. Novaro y sus colegas sugieren que "esta pérdida podría tener fuertes efectos en las interacciones planta-animal, la dinámica de los nutrientes y los regímenes de perturbación..." ^[6] Este es un ejemplo de cómo la política de conservación actual no ha logrado proteger a las especies previstas debido a su falta de una definición funcionalmente sólida de extinción. ^[6]

Los mecanismos de dispersión de semillas desempeñan un papel fundamental en la regeneración y la continuidad de la estructura de la comunidad, y un estudio reciente de Christian (2001) demostró un cambio en la composición de la comunidad vegetal en los matorrales sudafricanos tras una invasión de la hormiga argentina (Linepithema humile) . Las hormigas dispersan hasta el 30% de la flora en los matorrales y son vitales para la supervivencia de las plantas fynbos porque entierran las semillas grandes lejos de los peligros de depredación y daños por incendios. También es crucial que las semillas estén enterradas, porque casi toda la germinación de las semillas tiene lugar en la primera temporada después de un incendio. Las hormigas argentinas, un invasor reciente, no dispersan ni siquiera semillas pequeñas. Christian probó si la invasión de la hormiga argentina afectó de manera diferencial a la fauna de semillas pequeñas y grandes. Encontró que el reclutamiento posterior al incendio de la flora de semillas grandes se redujo desproporcionadamente para las semillas grandes en sitios ya invadidos por hormigas argentinas. Estos reclutamientos iniciales de baja densidad de semillas grandes conducirán finalmente al predominio de la fauna de semillas pequeñas en los hábitats invadidos. Las consecuencias de este cambio en la estructura de la comunidad resaltan la lucha por la dispersión de la flora de semillas grandes que tiene repercusiones potenciales en todo el mundo porque las hormigas son importantes dispersores ecológicos de semillas en todo el planeta. ^[7]

El estudio de McConkey y Drake (2006) es único porque fue uno de los primeros intentos de modelar una relación de umbral dependiente de la densidad que describiera la extinción ecológica. Estudiaron una interacción de dispersión de semillas entre zorros voladores y árboles con semillas grandes en las islas tropicales del Pacífico. Los zorros voladores insulares ( Pteropus tonganus ) se consideran especies clave porque son los únicos dispersores de semillas que pueden llevar semillas grandes a largas distancias. El modelo huésped-patógeno de Janzen y Connell sugiere que la supervivencia de las semillas en los trópicos aumenta en gran medida cuanto más lejos del árbol padre aterrizan, y que los árboles necesitan esta dispersión para evitar la extinción. En el entorno latente de patógenos de los trópicos, la dispersión de semillas solo se vuelve más primordial para la supervivencia de las especies. Como se hipotetizó, McConkey y Drake encontraron una relación de umbral entre el índice de zorro volador (FFI) y la proporción mediana de semillas transportadas a más de cinco metros. Por debajo del umbral de abundancia, la dispersión de semillas fue insignificante e independiente de la abundancia de zorros voladores; Sin embargo, por encima del umbral, la dispersión se correlacionó positivamente con una mayor abundancia de zorros voladores (medida por el FFI). Aunque no probaron directamente la causa de esta relación, McConkey y Drake propusieron un mecanismo de comportamiento. Se sabe que los zorros voladores son territoriales y, en ausencia de competencia, un zorro volador comerá dentro de un árbol, arrojando efectivamente las semillas justo debajo de él. Alternativamente, si hay una alta densidad de zorros voladores alimentándose en un momento dado (abundancia por encima de la densidad umbral), entonces el comportamiento agresivo, como robar fruta del territorio de otro individuo, conducirá a una dispersión promedio de semillas más prolongada. De esta manera, el zorro volador que dispersa semillas tiene un efecto desproporcionado en la estructura general de la comunidad en comparación con su biomasa relativa. Modelar el efecto de la extinción ecológica en las comunidades es el primer paso para aplicar este marco en el trabajo de conservación. ^[8]

Aunque los ecólogos están apenas empezando a comprender las interacciones significativas dentro de un ecosistema, deben seguir encontrando un umbral de densidad eficaz que pueda mantener el nivel de equilibrio de diversidad de especies. Solo con este conocimiento de dónde y en qué medida una especie específica interactúa con su entorno se podrán llevar a cabo los niveles adecuados y más eficientes de trabajo de conservación. Este trabajo es especialmente importante en los limitados ecosistemas de las islas, donde es menos probable que haya especies de reemplazo para nichos específicos. Con la diversidad de especies y el hábitat disponible disminuyendo rápidamente en todo el mundo, la identificación de los sistemas que son más cruciales para el ecosistema será el punto crucial del trabajo de conservación. ^[8]

El cambio climático ha producido numerosos cambios en la distribución y abundancia de las especies. Thomas et al. (2004) prosiguieron evaluando el riesgo de extinción debido a estos cambios en una amplia gama de hábitats globales. Su modelo predictivo que utiliza estimaciones de línea media para el calentamiento climático durante los próximos 50 años sugiere que entre el 15% y el 37% de las especies estarán "comprometidas con la extinción" para el año 2050. Aunque la temperatura media global ha aumentado 0,6 °C, las poblaciones y los hábitats individuales solo responderán a sus cambios locales en el clima. ^[9] Root et al. (2002) sugiere que los cambios locales en el clima pueden explicar los cambios de densidad en las regiones, los cambios en la fenología (cronograma) de los eventos, los cambios en la morfología (biología) (como el tamaño corporal) y los cambios en las frecuencias genéticas. Encontraron que ha habido un cambio fenológico promedio de 5,1 días antes en la primavera para una amplia gama de más de mil estudios compilados. Este cambio también fue, como se predijo, más pronunciado en las latitudes superiores que simultáneamente tuvieron el mayor cambio en las temperaturas promedio locales. ^[10]

Si bien la pérdida de hábitat , la pérdida de mutualismos de polinizadores y el efecto de las especies introducidas tienen presiones distintas sobre las poblaciones nativas, estos efectos deben analizarse en un marco sinérgico y no independiente. El cambio climático tiene el potencial de exacerbar todos estos procesos. Nehring (1999) encontró un total de 16 fitoplancton termófilo no autóctono establecido en hábitats al norte de su área de distribución normal en el Mar del Norte. Comparó estos cambios en el área de distribución del fitoplancton más al sur con cambios climáticos en la temperatura del océano. Todos estos efectos tienen efectos aditivos al estrés sobre las poblaciones dentro de un entorno, y con la definición adicionalmente frágil y más completa de extinción ecológica, se debe tener en cuenta en las medidas de conservación preventiva. ^[11]

Esta sección puede estar desequilibrada en relación con ciertos puntos de vista . Mejore el artículo agregando información sobre los puntos de vista que se descuidan o discuta el tema en la página de discusión . ( Enero de 2017 )

Históricamente, las políticas de conservación han quedado rezagadas respecto de la ciencia actual en todo el mundo, pero en esta coyuntura crítica los políticos deben hacer el esfuerzo de ponerse al día antes de que se produzcan extinciones masivas en nuestro planeta. Por ejemplo, la cumbre de la política de conservación estadounidense, la Ley de Especies en Peligro de Extinción de 1973, no reconoce ningún beneficio de proteger especies altamente interactivas que pueda ayudar a mantener la diversidad general de especies. Las políticas deben evaluar primero si la especie en cuestión se considera altamente interactiva planteando las preguntas "¿la ausencia o pérdida de esta especie, ya sea directa o indirectamente, genera una pérdida de diversidad general, afecta la reproducción o el reclutamiento de otras especies, conduce a un cambio en la estructura del hábitat, conduce a un cambio en la productividad o la dinámica de nutrientes entre ecosistemas, cambia procesos ecológicos importantes o reduce la resiliencia del ecosistema a las perturbaciones?". ^[12] Después de abordar estas multitud de preguntas para definir una especie interactiva, se debe estimar un umbral de densidad ecológicamente eficaz para mantener esta ecología de interacción. Este proceso incluye muchas de las mismas variables contenidas en las estimaciones de población viables y, por lo tanto, no debería ser difícil de incorporar a las políticas. Para evitar una extinción masiva a escala mundial como nadie ha visto antes, los científicos deben comprender todos los mecanismos que impulsan el proceso. Ahora es cuando los gobiernos del mundo deben actuar para impedir que esta catástrofe de pérdida de biodiversidad avance más y desperdicie todo el tiempo y el dinero invertidos en esfuerzos de conservación anteriores. ^[12]