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Una Guía Práctica para la Aplicación de los Criterios de la Lista Roja de Ecosistemas de UICN

Traducción al español del original descargado de http://rstb.royalsocietypublishing.org/

PHILOSOPHICAL TRANSACTIONS Brstb.royalsocietypublishing.org Jon Paul Rodríguez1,2,3,4, David A. Keith3,4,5,6, Kathryn M. Rodríguez-Clark1,

Nicholas J. Murray5,7, Emily Nicholson8, Tracey J. Regan8, Rebecca M. Miller9, Edmund G. Barrow9, Lucie M. Bland8, Kaia Boe9, Thomas M. Brooks9, María A. Oliveira-Miranda2, Mark Spalding10 y Piet Wit3

1Centro de Ecología, Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas, Apdo. 20632, Caracas 1020-A, Venezuela 2Provita, Apdo. 47552, Caracas 1041-A, Venezuela 3UICN Comisión para la Gestión de Ecosistemas, Rue Mauverney 28, 1196 Gland, Suiza 4UICN Comisión de Sobrevivencia de Especies, Rue Mauverney 28, 1196 Gland, Suiza 5Centre for Ecosystem Science, Univerisdad de New South Wales, Sidney, New South Wales, Australia 6New South Wales Office of Environment and Heritage, Hurstville, New South Wales, Australia 7ARC Centre of Excellence for Environmental Decisions, Escuela de Ciencias Biológicas, La Universidad de Queensland, St Lucia, Queensland 4072, Australia 8ARC Centre of Excellence for Environmental Decisions, Escuela de Botánica, La Universidad de Melbourne, Parkville, Victoria 3010, Australia 9UICN, Rue Mauverney 28, 1196 Gland, Suiza 10The Nature Conservancy and Conservation Science Group, Departamento de Zoología, Universidad de Cambridge, Cambridge, Reino Unido

La recién desarrollada Lista Roja de Ecosistemas es parte del creciente conjunto de herramientas para la evaluación de riesgos a la biodiversidad, la cual se enfoca en los ecosistemas y su funcionamiento. El estándar de Lista Roja de Ecosistemas permite la evaluación sistemática de todos los ecosistemas tipo, dulceacuícolas, marinos, terrestres y subterráneos, en términos de su riesgo general de colapso. Adicionalmente, las categorías y criterios de Lista Roja de Ecosistemas sirven como base técnica para la evaluación del estatus de ecosistemas a nivel regional, nacional o subnacional. A pesar de que los criterios de Lista Roja de Ecosistemas se diseñaron para poder ser aplicados ampliamente por científicos y profesionales, son necesarias directrices para garantizar que sean implementados de manera estandarizada, con el fin de reducir incertidumbres epistémicas y permitir comparaciones robustas entre ecosistemas y a través del tiempo. Revisamos la aplicación prevista para el proceso de evaluación de Lista Roja de Ecosistemas, resumimos los métodos de “mejores prácticas” para las evaluaciones y realizamos esquemas de las aproximaciones para garantizar el rigor operativo de las mismas. La Lista Roja de Ecosistemas contribuirá a establecer el estatus de prioridades para los ecosistemas a nivel mundial y fortalecerá la capacidad para reportar el progreso de las Metas Aichi del Convenio sobre la Diversidad Biológica. Al integrarse con otros productos del conocimiento de UICN como son la Base de Datos Mundial de Áreas Protegidas/Protected Planet, Áreas Clave para la Biodiversidad y Lista Roja de Especies Amenazadas de UICN, Lista Roja de Ecosistemas contribuirá a proporcionar la medida global más completa del estado de biodiversidad que se haya alcanzado hasta el momento.

Cita de artículo: Rodríguez JP et al. 2015 A practical guide to the application of the IUCN Red List of Ecosystems criteria. Phil. Trans. R. Soc. B 370: 20140003. http://dx.doi.org/10.1098/rstb.2014.0003

Revisado

Una contribución de 17 a un asunto de la reunión de discusion ‘Filogenia, extinción y conservación’.

Áreas temáticas:ecología, ciencias medioambientales

Keywords:conservación de ecosistemas, ecosistemas tipo, Lista Roja de Ecosistemas de UICN, riesgo de colapso, evaluación de riesgo de colapso, ecosistemas amenazados

Autor para correspondencia:Jon Paul Rodríguezcorreo electrónico: [email protected];[email protected]

1. Introducción

Las actividades humanas han causado la alteración generalizada de ecosistemas naturales en los últimos siglos y siguen amenazando gravemente a la biodiversidad mundial [1,2]. La Lista Roja de Ecosistemas, de la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN) (www.iucnredlistofecosystems.org/es), recientemente lanzada al público, se desarrolló para asistir en el proceso de evaluación de riesgo de ecosistemas por medio del estudio

Figura 1. Mecanismos de colapso de ecosistemas y síntomas de riesgo al colapso. Tomado de From Keith et al. [4].

de su biota característica y procesos ecológicos [3–5]. La Lista Roja de Especies Amenazadas de UICN [6] y la Lista Roja de Ecosistemas de UICN están diseñadas para reflejar aspectos complementarios de la pérdida y recuperación de biodiversidad. Por ejemplo, los ecosistemas pueden colapsar mientras que las especies que los componen persisten en otros lugares o dentro de ecosistemas noveles; las especies pueden extinguirse local o globalmente aunque los ecosistemas en los cuales se encuentran aún sean funcionales [3,4,7]. Igualmente, la prevención de la extinción de una especie puede lograrse, en teoría, a pesar de que haya colapsado el ecosistema en el cual se encontraba originalmente, mientras que el restablecimiento de las funciones de un ecosistema podría ser posible a través de pasos sucesivos, involucrando grupos de especies distintas a las originales. El seguimiento del estatus, tanto de las especies como de los ecosistemas, proporciona una perspectiva más completa sobre el estado de la biodiversidad y nos permite manejar y conservar la biodiversidad de una manera más eficiente [8].

La Lista Roja de Ecosistemas de UICN apunta a evaluar sistemáticamente todos los ecosistemas tipo del mundo, dulceacuícolas, marinos, terrestres y subterráneos a nivel global para el 2025. Por lo tanto, la Lista Roja de Ecosistemas será actualizada periódicamente para hacer seguimiento del progreso hacia metas internacionales

tales como las Metas Aichi [9] o las Metas para el Desarrollo Sostenible [10]. La Lista Roja de Ecosistemas también podría ser actualizada tras eventos catastróficos que alteren drásticamente el estado de los ecosistemas, tal como invasiones biológicas severas. El estándar de la Lista Roja de Ecosistemas proporciona una base técnica para la elaboración de listas de ecosistemas amenazados a nivel regional, nacional y subnacional, mediante la provisión de capacitación, directrices, arbitraje y soporte. Por lo tanto, el estándar de la Lista Roja de Ecosistemas tiene dos aplicaciones principales: producir y actualizar periódicamente la Lista Roja de Ecosistemas a nivel global, y proporcionar apoyo a otros en el desarrollo de evaluaciones subglobales. Alcanzar estas metas requiere de directrices claras y de fácil acceso para ayudar a los evaluadores a realizar evaluaciones robustas y repetibles siguiendo los métodos de la Lista Roja de Ecosistemas. En un artículo anterior se desarrollaron los fundamentos científicos de la Lista Roja de Ecosistemas, en el cual se resumen la ciencia y lógica tras las categorías y los criterios [4]. Dicho artículo, ‘versión 2.0’ de las Categorías y Criterios de la Lista Roja de Ecosistemas, es una expansión sustancial de la ‘versión 1.0’ [11], y combina la revisión exhaustiva de la literatura con el feedback recibido a través de una extensa consulta a la comunidad científica [3]. En Mayo 2014, el Consejo de UICN adoptó la versión 2.0 como un estándar mundial oficial para la evaluación del riesgo de ecosistemas. En

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el presente trabajo, nuestro público son los profesionales que comenzarán a implementar este protocolo de forma amplia. Proporcionamos una guía para la aplicación de las Categorías y Criterios de la Lista Roja de Ecosistemas con el fin de garantizar el rigor conceptual y operativo de las evaluaciones resultantes. La implementación precisa y consistente de este método es esencial si se pretende que las evaluaciones de Lista Roja de Ecosistemas alcancen su potencial como una herramienta poderosa para el monitoreo del cambio de biodiversidad global, sustenten medidas de conservación y promuevan la comunicación efectiva con tomadores de decisiones pertenecientes a todos los sectores.

2. Modelo de Evaluación de Riesgo de Ecosistemas

El modelo de evaluación de riesgo de Lista Roja de Ecosistemas proporciona un estándar unificado para evaluar el estatus de todos los ecosistemas, y es aplicable a nivel subnacional, nacional y regional (figura 1). Se basa en criterios de toma de decisiones transparentes y repetibles para llevar a cabo evaluaciones del riesgo de colapso ecosistémico basadas en evidencias [4].

El Colapso se define como el punto final de la degradación de un ecosistema, y ocurre cuando todas las presencias de este se han desplazado fuera del intervalo natural de variación espacial y temporal en composición, estructura y/o función. Este intervalo natural de variación debe estar explícitamente definido en la descripción de cada ecosistema tipo. El Colapso se entiende entonces como la transformación de la identidad, pérdida de características que lo definen, y el reemplazo por otro ecosistema tipo esencialmente distinto [4,5]. En contraste con el concepto

análogo de extinción de especies, el método no hace ninguna suposición sobre si el colapso puede ser reversible. Si todos los componentes de un ecosistema colapsado aún existen en otros ecosistemas, la restauración en teoría es posible, aunque puede resultar difícil o costosa.

El riesgo de colapso se evalúa utilizando cinco criterios basados en una o más variables proxy, las cuales pueden ser específicas para ecosistemas tipo particulares, siguiendo procedimientos de estandarización adecuados [4]. Los ecosistemas deben ser evaluados usando todos los criterios que permitan los datos disponibles; si no están disponibles datos para todos los criterios, entonces el ecosistema tipo se clasifica como Datos Insuficientes (DD; figura 2). El estatus general de Lista Roja de Ecosistemas se define como el nivel de riesgo más alto identificado por cualquiera de los criterios. Los criterios y umbrales le asignan cada ecosistema tipo a una de las ocho categorías posibles: dos categorías de no-amenaza (LC, NT), tres categorías de amenaza (CR, EN y VU), una categoría de ecosistema colapsado (CO), una categoría que refleja la carencia de información (DD) y una categoría para ecosistemas tipo que no han sido evaluados (NE). Estas categorías son análogas a las de la Lista Roja de Especies Amenazadas de UICN (figura 2).

Los criterios de la Lista Roja de Ecosistemas se enfocan en cuatro síntomas ecológicos que permiten estimar el riesgo de que un ecosistema tipo pierda las características que lo definen (biota nativa característica y/o procesos ecológicos; figura 1). Estos incluyen dos síntomas de distribución: (A) disminuciones en curso de la distribución, la cual indica la incidencia en actual y continua de procesos de amenaza que resultan en pérdida del ecosistema; y (B) distribución restringida, la cual predispone al sistema a encontrarse bajo amenazas espacialmente explícitas, junto a una disminución, amenaza o fragmentación manifestada.

Figura 2. Estructura de las categorías de la Lista Roja de Ecosistemas UICN (umbrales resumidos en el material complementario, apéndice S1)

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Otros dos mecanismos identifican síntomas funcionales de colapso: (C) degradación del ambiente abiótico, reduciendo la calidad del hábitat o la diversidad del nicho abiótico para la biota constituyente, como por ejemplo, la acidificación de los océanos o la pérdida de fertilidad del suelo; y (D) interrupción de procesos e interacciones bióticas, las cuales pueden resultar en la pérdida de mutualismos, diversidad del nicho biótico o la exclusión de biota constituyente. Interacciones entre dos o más de estos cuatro mecanismos pueden producir síntomas adicionales que reflejen la transición hacia el colapso. Se pueden integrar múltiples mecanismos y sus interacciones en un modelo de simulación de la dinámica del ecosistema a fin de producir (E) un estimado cuantitativo del riesgo de colapso. Estos cuatro grupos de síntomas y su integración dentro de modelos de ecosistemas constituyen la base de los criterios de la Lista Roja de Ecosistemas.

3. Proceso de Evaluación del Riesgo

El término ‘ecosistema tipo’ se refiere a la unidad evaluada bajo la metodología de Lista Roja de Ecosistemas [4,5]. Otras tipologías de ‘tipos de vegetación’, ‘comunidades ecológicas’, ‘hábitats’ y ‘biotopos’ pueden ser ecosistemas tipo apropiados siempre y cuando sean tipologías que representen diversidad biológica y que cumplan con las características de la descripción de ecosistemas que se define más adelante.

En principio, todos los ecosistemas tipo son considerados No Evaluados (NE) para todos los criterios (figura 3). El próximo paso es determinar si existen datos adecuados para la aplicación de los criterios de Lista Roja de Ecosistemas

(figura 3). Estos pueden incluir información proveniente de literatura científica, reportes no publicados, opiniones de expertos, recuentos históricos, mapas pasados y presentes, imágenes de satélite u otras fuentes de datos relevantes. Si no se encuentran datos adecuados disponibles para sustentar los criterios y de este modo asignar una categoría de riesgo confiable, el ecosistema tipo queda clasificado como DD (figura 2).

Dada la naturaleza dinámica de la vida en la tierra, todas las especies y ecosistemas tipo eventualmente serán reemplazados por otros en escalas de tiempo de miles de años [13]. Por lo cual, ningún ecosistema tipo puede ser considerado completamente libre de riesgo de colapso [4]. El lenguaje de las Categorías y Criterios de Lista Roja de Ecosistemas reconoce esto al denominar la categoría de menor riesgo como Preocupación Menor (LC), haciendo énfasis en que bajo el conocimiento científico actual la probabilidad de colapso es baja, pero no nula.

Figura 3. Pasos a seguir para la aplicación de las Categorías y Criterios de la Lista Roja de Ecosistemas de UICN. Para símbolos de.estatus guíese por la figura 2. AOO, área de ocupación, EOO, extensión de la presencia

(a) Describiendo y delimitando la(s) unidad(es) de evaluación

Describir la(s) unidad(es) de evaluación comienza con la compilación de toda la información disponible acerca de los ecosistemas tipo dentro del alcance de la evaluación (figura 3). La descripción de los ecosistemas tipo para un proceso de evaluación de riesgo debe incluir [4,5]: (i) su biota nativa característica, (ii) el ambiente físico, (iii) los procesos e interacciones clave y (iv) la distribución espacial. Es fundamental incluir un diagrama del modelo conceptual del ecosistema en el cual se resalten las relaciones causa-efecto entre los procesos ecosistémicos y sus componentes. Al momento de compilar esta información, los evaluadores

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deben justificar por qué la(s) unidad(es) seleccionada(s) puede(n) reconocerse como un ecosistema aparte. En otras palabras cuáles son las características clave que lo distinguen de otros ecosistemas tipo.

Las Listas Rojas de Ecosistemas a nivel global y subglobal deben estar basadas en una tipología sistemática de ecosistemas. Sin embargo, hasta que un sistema de este tipo se encuentre disponible a nivel global, la aplicación de las Categorías y Criterios de Lista Roja de Ecosistemas de UICN a nivel nacional y regional, debe necesariamente basarse en clasificaciones de ecosistemas desarrolladas local e internamente consistentes. Las listas rojas subglobales se han basado en mapas de biotipos, tipos de vegetación, comunidades ecológicas, tipos de hábitats y tipos de cobertura terrestre obtenidas por sensores remotos [14–17].

Existen varios ejemplos de estas listas rojas subglobales de ecosistemas [14–19]. Sin embargo, las Categorías y

Criterios de Lista Roja de Ecosistemas también pueden aplicarse para evaluar uno o varios ecosistemas tipo seleccionados a lo largo de su distribución. Este tipo de evaluaciones proporciona la línea base para el seguimiento del estatus de ecosistemas individuales a futuro, lo cual genera información útil para apoyar el manejo de ecosistemas y sirve para demostrar cómo los criterios pueden ser interpretados en tipos de ecosistemas con funciones contrastantes. La versión 2.0, por ejemplo,se aplicó a 20 estudios de caso ubicados en 12 países o regiones en todo el mundo [4], proporcionando una orientación específica para la aplicación de los criterion en una variedad de ecosistemas tipo, dulceacuícolas, marinos, costeros y terrestres. Más recientemente, las evaluaciones de ecosistemas tipo seleccionados [20–22] han identificado las amenazas clave y las variables adecuadas para el monitoreo, y han proporcionado una base sólida para el desarrollo de estrategias de conservación que buscan reducir, o al menos estabilizar los riesgos de colapso. Anteriormente, la versión 1.0 de los criterios de Lista Roja de Ecosistemas se aplicó para evaluar el estado relativo de 10 ecosistemas tipo en Venezuela [11] y 72 ecosistemas naturalmente poco comunes de Nueva Zelanda [23].

(b) Evaluando el criterio A: disminuciones de la distribución

El criterio A busca identificar ecosistemas tipo cuya distribución está disminuyendo en la actualidad o puede disminuir en el futuro cercano. Para aplicar el criterio A se necesitan por lo menos dos medidas de la distribución de un ecosistema tipo, tomadas en momentos distintos en el tiempo y calibradas según las escalas temporales definidas por las evaluaciones de Lista Roja de Ecosistemas [4,5]. Para optimizar la repetibilidad de las evaluaciones de disminución de la distribución, los evaluadores deben expresar clara y explícitamente qué constituye la ausencia (i.e. colapso local) del ecosistema tipo. En otras palabras, debe ser explícita la forma en que se decidió cuáles zonas ya no se encuentran ocupadas por el ecosistema tipo (e.g reemplazadas por agricultura, expansión urbana u otro ecosistema tipo).

Cambios en la distribución geográfica pueden inferirse a partir de series temporales de mapas, relatos escritos o cualquier otra fuente de datos confiable que proporcione información acerca de la distribución del ecosistema tipo a través del tiempo (figura 3). Los evaluadores deben incluir en sus descripciones mapas relacionados o proporcionar referencias bibliográficas completas, e igualmente justificar por qué el grupo de datos seleccionado es adecuado para

Figura 4. Tasa proporcional vs tasa absoluta de disminución [24]. La figura muestra un ecosistema tipo cuya área inicial en 1974 era de 1000 km2. Disminuyó a una tasa de 2% durante los siguientes años, sin embargo, el resultado tras un período de tiempo mayor (50 años) es significativamente distinto dependiendo si la disminución considerada era proporcional o absoluta. Si la disminución es proporcional, es una fracción del área remanente del año anterior (0.02 del área del año anterior), mientras que para una tasa de disminución absoluta, el área extraída cada año es una fracción constante del ecosistema inicial (0.02 x 1000 = 20 km2 por año). Si el ecosistema tipo es evaluado en 2014, en un escenario de disminución proporcional estaría considerado como En Peligro para el criterio A2b (50-80% de disminución en cualquier período de 50 años incluyendo el presente y el futuro, material complementario, apéndice S1), mientras que en un escenario de disminución absoluta, se proyecta su desaparición para el 2024, por lo tanto estaría En Peligro Crítico para el criterio A2b (80% de disminución). Si las evidencias ecológicas sobre los patrones y mecanismos de disminución sugieren que ambos modelos son plausibles, entonces el estatus del ecosistema tipo es EN-CR, reflejando la incertidumbre relacionada a la proyección de las tasas de disminución en la distribución.

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la evaluación del cambio en la distribución. Generalmente las estimaciones del cambio serán inciertas, y dicha incertidumbre debe ser cuantificada e incorporada a los cálculos realizados. En algunos casos, por ejemplo, se puede contar con más de una fuente de datos confiable (e.g distintos mapas de vegetación o estimaciones generadas por distintos métodos), pudiendo ser incierto cuál es la más apropiada para el estudio. En estos casos, las estimaciones de cambio deben ser calculadas a partir de cada fuente de datos, a fin de documentar la sensibilidad del estado del ecosistema ante la incertidumbre de los datos. El cambio neto por lo tanto, será expresado como el mejor valor dentro del intervalo acotado por las estimaciones generadas a partir de cada fuente de datos. Recomendamos que los evaluadores calculen las categorías para cada punto final del intervalo y que reporten el intervalo plausible de categorías, así como la mejor estimación.

En muchos casos puede que los datos crudos no se encuentren disponibles para las escalas temporales específicamente requeridas para la evaluación de Lista Roja de Ecosistemas (material complementario digital,

apéndice S1). Los evaluadores deben entonces explicar cómo utilizaron los datos crudos para calcular las estimaciones de cambios en la distribución en los últimos 50 años (criterio A1), próximos 50 años o cualquier período de 50 años que incluya el presente y el futuro (criterio A2), y/o desde 1750 (criterio A3). Generalmente esto acarrea suposiciones sobre la naturaleza o los patrones del cambio (e.g creciente, constante, decreciente), y la interpolación o extrapolación de las tasas de cambio para un período de 50 años o desde 1750.

Muchas veces los asesores se basan en series temporales de imágenes satelitales para cuantificar el cambio en la distribución de ecosistemas tipo. Para aplicar el criterio A, se necesitan por lo menos dos medidas de la distribución del ecosistema tipo en distintos momentos en el tiempo, sin embargo, es preferible contar con tres o más. El intervalo entre dichas medidas debe abarcar por lo menos un período de 20 años, sin embargo, se prefieren intervalos más largos para poder sustentar estimaciones de cambio más robustas sobre los plazos definidos por el criterio A. Las evaluaciones de riesgo pasadas y futuras se basan en un marco temporal

Figura 5. Todas las trayectorias del tamaño de distribución en esta figura presentan puntos finales similares en un marco temporal de 40 años: 300 km2 en 1970 y 100 km2 en 2010. Una interpolación sencilla entre los dos extremos asume una disminución lineal (a). El agregar una estimación intermedia de los tamaños de distribución podría revelar que la disminución no es lineal (b). Diferentes ecosistemas tipo también podrían presentar trayectorias contrastantes con puntos finales idénticos: considerando estas trayectorias, proyecciones futuras de la distribución claramente diferirán (c).

Figura 6. Distribución de los arbustales tepuyanos en el sur de Venezuela. El mapa de este ecosistema se realizó utilizando datos de sensores remotos y de campo (a) para determinar la extensión actual (8548 km2). La extensión de la presencia (b) se calcula como el área del polígono convexo de menor tamaño que abarca todo el ecosistema (266 218 km2 ), y el área de ocupación (c) determinado por el número de celdas 10 x 10 km que contienen más de 1 ha del ecosistema (276 celdas). Basado en los datos de la referencia [4].

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de 50 años (material complementario digital, apéndice S1), pero pueden basarse en datos extrapolados en caso de que el intervalo de medición sea más corto. Ya sea que las inferencias sean hechas a partir de series temporales de imágenes de satélite o a partir de otras fuentes de datos, existen otros dos aspectos fundamentales que afectarán las evaluaciones bajo el criterio A: (i) suposiciones sobre la tasa de disminución y (ii) número de puntos en la serie temporal.

Cuando la tasa de disminución es estimada a partir de 2 imágenes (o mapas) separados por una cierta cantidad de años, los evaluadores deben poder explorar todos los escenarios posibles de la disminución, basándose en evidencias directas e indirectas de la forma de la trayectoria de disminución y sus causas subyacentes. Si la disminución es proporcional, la reducción absoluta en área es amortiguada en el tiempo, generando una curva convexa (figura 4). Si la disminución es lineal, la reducción del área ocurre más rápidamente a medida que un área constante es eliminada en cada intervalo de tiempo [24]. Se pueden obtener distintos resultados para la evaluación de riesgo si dos o más modelos de disminución son posibles sobre la base de la evidencia ecológica (figura 4). El examinar distintas formas de disminución (e.g. proporcional, absoluta o decreciente) permite al evaluador examinar el estatus del ecosistema bajo escenarios relativamente optimistas y pesimistas.

La distribución de un ecosistema puede seguir muchas trayectorias dentro del intervalo que se está evaluando, y esas trayectorias sólo pueden observarse cuando se consideran fechas intermedias (figura 5). La comprensión sobre la causalidad de estas trayectorias es esencial para poder proyectar el cambio futuro, ya que los niveles de riesgo pueden variar dependiendo si la disminución del ecosistema está acelerando, desacelerando o fluctuando. El agregar así sea un solo punto intermedio de observación puede ayudar a los evaluadores a reconocer tendencias en la disminución del ecosistema, lo cual podrá sustentar proyecciones a futuro. Aunque se pueda aplicar correctamente el criterio A con solo dos puntos de datos, una comprensión mayor de los procesos de disminución conducirán a una evaluación más precisa.

(c) Evaluando el criterio B: distribución restringida

El criterio B se centra en los riesgos que suponen los procesos de amenaza que son espacialmente extensos en relación a la distribución de un ecosistema tipo. El criterio B evalúa el riesgo de la pérdida de todas las presencias de un ecosistema tipo, tomando en cuenta la interacción

entre la extensión espacial de las amenazas y la distribución espacial de la presencia del ecosistema. Para ser clasificado como amenazado bajo el criterio B, el ecosistema tipo debe satisfacer dos condiciones: (1) evidenciar una distribución restringida y (2) evidenciar disminuciones actuales o futuras, amenazas o pocas localidades.

Para aplicar el criterio B los evaluadores deben calcular las medidas a partir de un mapa adecuado de distribución del ecosistema tipo (figura 3). Estas incluyen la extensión de la presencia (EOO), área de ocupación (AOO), y el número de localidades. EOO es el área contenida dentro del polígono más pequeño que abarca todos los sitios en los cuales se conoce, infiere o proyecta la existencia actual del ecosistema tipo; AOO es el área dentro del EOO que ocupa un ecosistema tipo, medido con una cuadrícula de celdas de 10 x 10 km, a fin de facilitar comparaciones consistentes con umbrales de evaluación de riesgo [5,25,26]. Para un ecosistema tipo que existe como una simple presencia o pocas y cercanas localidades de presencia, EOO y AOO tendrán magnitudes similares. En contraste, un ecosistema tipo con presencias dispersas en un área grande, tendrá un EOO significativamente mayor a su AOO (figura 6). Dado que los ecosistemas y sus amenazas difieren en sus patrones de distribución espacial, el EOO y el AOO proporcionan una visión complementaria del riesgo de un ecosistema. El número de localidades es una medida general de la distribución del ecosistema, definida en relación a la extensión espacial de sus amenazas. Una localidad es una porción de la distribución del ecosistema que podría estar afectada simultáneamente por la mayor amenaza plausible. Esta medida no se refiere simplemente al número de sitios o localidades, sino que refleja el número de eventos espacialmente independientes que podrían afectar gravemente la persistencia del ecosistema tipo [3].

El segundo grupo de condiciones evaluadas bajo el criterio B (subcriterios a, b y c) destaca los ecosistemas tipo de distribución restringidas, expuestos a un riesgo de colapso apreciable, de aquellos que son esencialmente estables y no se encuentran expuestos a amenazas identificables, a pesar de sus distribuciones restringidas actuales [3,4]. Esta condición contrasta con el criterio A, el cual requiere estimaciones cuantitativas de la disminución a lo largo de marcos temporales explícitos. Luego de estimar el EOO y el AOO, los evaluadores deben recopilar toda la evidencia requerida para evaluar los subcriterios dentro de B1 y B2: (i) disminución actual y continua en la distribución, degradación ambiental y/o interrupción en curso de interacciones biótica, (ii) amenazas que pueden causar disminuciones continuas de la distribución en los próximos 20 años, degradación ambiental y/o disrupciones

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en curso de interacciones bióticas actuales, y (iii) número de localidades [4,5].

El criterio B3 no requiere cálculos cuantitativos de medidas espaciales (material complementario digital, apéndice S1), pero requiere que los evaluadores estimen el número de localidades de acuerdo a lo expresado anteriormente. Dos características del criterio B3 compensan el menor nivel de evidencia requerido. En primer lugar, se necesitan evidencias más fuertes de la disminución actual o eventos estocásticos que podrían causar el colapso del ecosistema tipo en el futuro cercano (ca 20 años). Segundo, bajo el criterio B3 los ecosistemas tipo sólo pueden ser categorizados como Vulnerables. Para poder clasificarlos en una categoría de riesgo mayor, se debe contar con evidencias basadas en al menos otro subcriterio.

(d) Evaluando el criterio C: degradación del ambiente abiótico

El criterio C evalúa el riesgo de colapso debido a la degradación del ambiente abiótico, por lo tanto, para poder aplicarlo, primero se debe elegir una variable para estimar la degradación ambiental. Los modelos de procesos pueden jugar un papel clave en la identificación de los procesos ecosistémicos y las variables abióticas a ser utilizadas para la evaluación del criterio C [3]. Variables abióticas alternativas que representan trayectorias distintas de degradación ambiental, deben ser examinadas de manera independiente. La variable que genere la mayor tasa de degradación es la que debe ser utilizada para la evaluación [4,5].

Los evaluadores deben justificar por qué la variable elegida es adecuada para representar los procesos del ecosistema y deben relacionarla explícitamente con la capacidad del ecosistema para mantener su identidad (biota nativa característica, ambiente abiótico, procesos e interacciones ecológicas, distribución). El desarrollo de un modelo conceptual que resuma las dependencias causa-efecto entre los componentes del ecosistema y sus procesos, puede ser una herramienta útil para justificar la elección de las variables para la evaluación de riesgo. La variación temporal en la degradación puede observarse mejor a través de series temporales de la(s) variable(s). Cualquier interpolación o extrapolación realizada dentro de los marcos temporales pertinentes, debe estar explícitamente justificada (material complementario digital, apéndice S1).

Para estandarizar las estimaciones de la degradación ambiental entre variables y ecosistemas tipo, las degradaciones estimadas deben ajustarse en relación a

la cantidad de cambio necesario para que el ecosistema colapse (figura 3). Para ello se requiere el cálculo de los valores umbrales de colapso para la variable de degradación [4,5]. Cuando este valor es incierto, la incertidumbre debe ser cuantificada (e.g. como estimaciones acotadas) y debe propagarse a lo largo de la evaluación [4,22]. En el caso más sencillo, donde el progreso hacia el colapso se encuentra relacionado linealmente a la degradación de la variable, el rango de estandarización permite la conversión de los valores numéricos de degradación a % de intensidad relativa (material complementario digital, apéndice S1). Se necesita de otras funciones matemáticas para estimar la intensidad relativa cuando las relaciones son más complejas. La estimación de la intensidad relativa utilizando estandarización de rangos requiere de la estimación de: (i) el valor umbral de colapso esperado, (ii) el valor observado para el estado inicial (e.g. hace 50 años) y (iii) el valor observado para la variable en un estado posterior (e.g. actualmente). La variable de degradación se reajusta como un cambio proporcional (i.e. 0-100%) utilizando la siguiente expresión:

intensidad relativa (%) = degradación observada o prevista / degradación de colapso ,

dondedegradación observada o prevista = (estado presente o

futuro) - (estado inicial) , y degradación de colapso = umbral de colapso - estado

inicial .Luego, los asesores deben determinar la extensión de la

degradación (como una fracción de la distribución total del ecosistema tipo afectado por la disminución) y documentar la evidencia cuantitativa que sustenta la estimación. En muchos casos puede ser apropiado estimar la intensidad relativa de degradación promedio a lo largo del 100% de la extensión del ecosistema tipo. Con estas dos medidas, la intensidad relativa y la extensión, los evaluadores procederán a asignar una categoría de riesgo utilizando los umbrales descritos en el material digital, apéndice S1.

(e) Evaluando el criterio D: interacciones bióticas alteradas

La evaluación del criterio D sigue el mismo procedimiento que para el C (figura 3), sin embargo, se enfoca en las variables bióticas (material complementario digital, apéndice S3): (i) elegir una o más variables bióticas adecuadas para medir, justificando sus relaciones con los factores determinantes de las dinámicas del ecosistema (e.g. con referencia al modelo de procesos específico para

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el ecosistema tipo que está siendo evaluado); (ii) estimar un umbral de colapso; (iii) estimar el valor de la variable en todo el ecosistema a principio y fin de los períodos de evaluación (hace 50 años y actualmente para D1, el presente y 50 años a futuro y/o dos períodos de tiempo separados por 50 años, entre 50 años en el pasado y 50 años a futuro para D2, 1750 y el presente para D3); (iv) calcular la intensidad relativa para la disminución, tal y como se describió anteriormente (esto puede requerir de interpolaciones o extrapolaciones temporales y justificaciones asociadas a estas suposiciones); (v) estimar la extensión (como un porcentaje de la distribución del ecosistema) en la cual ha ocurrido el cambio; y por último (vi) comparar las estimaciones de intensidad relativa y extensión con los umbrales de evaluación bajo el criterio D (material complementario digital, apéndice S1).

(f) Evaluando el criterio E: estimaciones cuantitativas del riesgo de colapso

La aplicación del criterio E depende del desarrollo o adaptación de un modelo de simulación del ecosistema basado en procesos (figura 3), con el fin de permitir la estimación del riesgo de colapso en un marco temporal de 50 o 100 años (material complementario digital, apéndice S1). Ejemplos de estructuras de modelo adecuadas para la evaluación del criterio E incluyen un modelo de estados de transición empíricamente derivado [27,28] para las lagunas de Coorong y el estuario inverso de Murray Mouth, Sur de Australia [4], y para los bosques de fresno de montaña del sureste de Australia [20].

La definición explícita de colapso en el modelo del ecosistema es un componente crítico para la evaluación del criterio E. Lester y Fairweather [4], por ejemplo, definieron un número de distintos estados del ecosistema para las lagunas del Coorong e identificaron explícitamente aquellos estados ‘saludables’ y ‘degradados’. Asumieron que el colapso ocurriría en el Coorong cuando ‘la mitad de los años modelados ocurren en estados degradados del ecosistema o se encuentran en un período de recuperación tras la aparición de un estado degradado del ecosistema’. Se determinó que el proceso más probable de causar el colapso es la disminución de los flujos de agua dulce hacia la laguna, lo cual podría aumentar la salinidad y disminuir los niveles de agua y la conectividad con el mar. Ellos utilizaron un modelo estocástico de estados y transición [27,28] para la evaluación del riesgo de colapso bajo escenarios plausibles de cambio climático y extracción de agua, otorgándole la categoría de En Peligro Crítico al ecosistema del Coorong.

El desarrollo de métodos para la evaluación de riesgo

bajo el criterio E es un área en la cual aún se realizan investigaciones, incluyendo la búsqueda de métodos y procedimientos de modelaje adecuados para la evaluación de riesgo. Los pasos clave en los análisis de Lester y Fairweather [27,28], y el de Burn et al. [20] fueron: (i) la definición explícita de los estados de colapso del ecosistema; (ii) aplicación de un modelo estocástico de las dinámicas del ecosistema que incluye los procesos relevantes que influyen sobre el colapso; (iii) estimación de los parámetros del modelo a partir de datos empíricos; (iv) simulaciones que representan un rango plausible de escenarios futuros; y (v) estimación cuantitativa del riesgo de colapso a lo largo de las escalas temporales definidas bajo el criterio E. Más ejemplos y directrices para la aplicación del criterio E están siendo desarrolladas.

(g) Resumen de la evaluación: riesgo general de colapso

Luego de que se haya evaluado el ecosistema tipo bajo todos los criterios, se le asigna una categoría final general; se utiliza una tabla resumen para reportar los resultados de la evaluación. Los criterios del A al D tienen tres subcriterios, mientras que el E sólo tiene uno (material complementario digital, apéndice S1). Por lo tanto existen 13 combinaciones distintas de los criterios y subcriterios listados para las cuales una de las ocho categorías de Lista Roja de Ecosistemas puede ser asignada a cada una (figura 2). Algunos ecosistemas pueden ser clasificados como Datos Insuficientes bajo uno o más criterios, sin embargo, la información disponible debe estar incluida en los documentos de evaluación (se pueden encontrar ejemplos en la referencia [4] y en http://www.iucnredlistofecosystems.org/es/estudios-de-casos/). Siguiendo el principio de precaución [29], la categoría más alta obtenida para cualquiera de los criterios evaluados será considerada como el estatus general del ecosistema.

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4. Documentación (a) Requerimientos generales

Se espera que los estándares de documentación de Listas Rojas de Ecosistemas de UICN incluyan siete secciones principales [4,5] resumen, clasificación, descripción, presiones y amenazas, evaluación de riesgo y referencias (véase también http://www.iucnredlistofecosystems.org/es/estudios-de-casos/).

A fin de aumentar la objetividad, transparencia, repetibilidad y comparabilidad, todas las evaluaciones deben ser arbitradas o evaluadas por pares. Para las evaluaciones mundiales emprendidas como contribuciones al producto del conocimiento Listas Rojas de Ecosistemas de UICN, el proceso de arbitraje es coordinado por el Comité para Estándares Científicos (CSS por sus siglas en inglés) de Lista Roja de Ecosistemas de UICN. Este comité incluye expertos en evaluación de riesgo, modelos ecológicos, sensores remotos, mapeo ecosistémico, teoría de decisión y ecología de ecosistemas terrestres, dulceacuícolas, marinos y subterráneos.

La experticia del comité abarca la diversidad total de ecosistemas tipo, reinos biológicos y regiones geográficas [5]. El requisito mínimo para la evaluación arbitrada estipula que dos expertos examinen cada evaluación: uno de ellos experto en el ecosistema tipo que está siendo evaluado, y otro experto familiarizado con los Criterios y Categorías de Lista Roja de Ecosistemas de UICN.

Las evaluaciones subglobales están sometidas a los mismos estándares de las evaluaciones globales, pero la responsabilidad de garantizar una evaluación arbitrada eficaz recae sobre las organizaciones coordinadoras, con el apoyo técnico del equipo de desarrollo de Listas Rojas de Ecosistemas de UICN.

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La aplicación sistemática de las Categorías y Criterios de Lista Roja de Ecosistemas a nivel regional, nacional y subglobal [3] es una prioridad. UICN brindará apoyo a este tipo de evaluaciones a través de capacitación, desarrollo de directrices, herramientas y recursos, arbitraje y asesoramiento a los equipos que realicen evaluaciones locales, así como la asistencia en pruebas de integración con otras herramientas de conservación y pruebas de aplicabilidad.

Entre los componentes de información fundamentales para la documentación de las evaluaciones subglobables se encuentran la clasificación de los ecosistemas tipo y el contexto global de cada uno. Para aquellos ecosistemas tipo que se encuentren completamente contenidos dentro de los límites de la evaluación subglobal, las categorías de riesgo deben ser idénticas a niveles subgobales y mundiales. La evaluación de dichos ecosistemas tipo pueden entonces ser incorporada directamente a la Lista Roja de Ecosistemas mundial.

En contraste, si existe presencia del ecosistema tipo fuera los límites de la evaluación subglobal, el resultado de la evaluación reflejará el riesgo subglobal de colapso del ecosistema y puede que no concuerde con las categorías de Lista Roja de Ecosistemas mundial para el mismo ecosistema. En este caso los evaluadores deben indicar la proporción del ecosistema global que se encuentra dentro de la región evaluada, y deben describir la relación espacial entre sus extensiones subglobables y mundial. Se puede encontrar una discusión de los problemas que surgen a raíz de las evaluaciones interjurisdiccionales y algunas soluciones potenciales en Nicholson et al. [26].

(c) Evaluación de riesgo y establecimiento de prioridades

Evaluaciones de riesgo de ecosistemas objetivas, transparentes y repetibles son necesarias para el monitoreo global efectivo y para el establecimiento de prioridades de conservación [4,5]. El riesgo de colapso del ecosistema sólo es una parte de la información necesaria para la asignación eficiente de recursos. Los esquemas de priorización deben incluir la disponibilidad de recursos financieros, legislación, factores logísticos, valores sociales y la contribución a servicios ecosistémicos [30,31].

En la práctica, puede que los ecosistemas más amenazados no sean considerados por la sociedad como los de mayor prioridad. Creemos que las evaluaciones de Lista Roja de Ecosistemas pueden y deben sustentar

esquemas de priorización, políticas de uso de tierra/aguas (especialmente en relación a temas de gran escala como la agricultura, silvicultura, pesca y manejo de cuencas hídricas) y esfuerzos para la restauración basados en evidencias. Esta es un área de investigación activa [32], la cual no exploramos en este artículo.

No existe una aproximación única para el establecimiento de prioridades de ecosistemas amenazados; la aproximación más adecuada dependerá del ecosistema tipo a tratar, los objetivos de conservación y el contexto (e.g. político, societal, económico y financiero) en el cual se están estableciendo dichas prioridades. Una propuesta reciente se enfoca en cuatro variables: riesgo de colapso, proporción protegida, singularidad biológica y valores societales [33].

5. Revisión arbitrada y publicación de las evaluaciones y estudios de caso

6. Conclusión

La Lista Roja de Ecosistemas es una herramienta dentro el portafolio de productos del conocimiento generados por

(b) Evaluaciones subglobales

podrían incluir el estado de riesgo y amenazas, grado de protección, contribución a la biodiversidad mundial y rol en la sustentación social y bienestar humano. Estos podrían complementarse con datos sobre áreas protegidas existentes (protected planet) y sitios que contribuyan significativamente a la persistencia de la biodiversidad global (áreas clave para la biodiversidad) [34]. Cuando datos de diferentes fuentes se usan juntos y se hacen ampliamente disponibles mediante una herramienta de este tipo, estos proporcionarán la perspectiva más informativa sobre el estatus actual de la diversidad biológica.

Agradecimientos. Cientos de expertos han participado en el desarrollo y sometimiento a prueba de los Criterios y Categorías de Lista Roja de Ecosistemas de UICN desde 2008. A todos les estamos enormemente agradecidos. Agradecemos a la Fundación MAVA, la Fundación Gordon & Betty Moore y el Consejo de Investigación Australiano (CIA vínculo de subvención LP130100435 ) por su apoyo.

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2. Mace G et al. 2005 Biodiversity. In Ecosystems and human well-being: current state and trends, vol. 1 Findings of the Condition and Trends Working Group (eds R Hassan, R Scholes, N Ash), pp. 77– 122. Washington, DC: Island Press.

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UICN [34] para evaluar el cambio de la biodiversidad a un nivel jerárquico superior a especies. Al hacer seguimiento del estatus de los ecosistemas, se pueden reconocer degradaciones actuales de los mismos e impactos positivos de medidas de conservación. Lista Roja de Ecosistemas informa sobre la toma de decisiones y planificación para una variedad de sectores (e.g. conservación, manejo de recursos naturales, planificación macroeconómica y mejoras de la seguridad de subsistencia). Sin embargo, la mayor fortaleza Lista Roja de Ecosistemas de UICN surgirá de su integración con otros productos del conocimiento sobre biodiversidad y conservación.

Contemplamos la creación de una herramienta en línea de fácil acceso que permita a evaluadores alrededor del mundo delimitar un área sobre un mapa y obtener información de conservación actualizada, utilizando sistemas existentes tales como IBAT (https://www.ibat-alliance.org/ibat-conservation/login) como base para para su construcción. Datos a nivel de ecosistemas o especies

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