11.2: Salvando especies a través de translocaciones

Debido a que la probabilidad de extinción aumenta rápidamente para poblaciones pequeñas (Sección 8.7), los biólogos de conservación a menudo invierten considerable energía en aumentar el tamaño de las poblaciones pequeñas y en declive. A menudo, estos proyectos implican mejorar la extensión y calidad del hábitat adecuado (Capítulo 10) o mitigar amenazas como la sobreexplotación (Capítulo 12). Cuando sea apropiado, los biólogos de conservación a veces pueden recurrir a translocaciones, trasladando individuos de sitios donde están amenazados (por ejemplo, tierras desprotegidas o un parque de papel) o sobreabundantes (por ejemplo, un área protegida bien administrada o una instalación de conservación ex situ) a sitios donde pueden ofrecer una mayor contribución a los esfuerzos de conservación.

Comprender las necesidades ecológicas de una especie es de vital importancia para las translocaciones, ya que influye en la elección del sitio de liberación y el tipo de preparaciones necesarias.

Los biólogos de conservación generalmente reconocen cuatro enfoques básicos de translocación:

• La repoblación (también llamada aumento) ocurre cuando los administradores de vida silvestre aumentan el tamaño y la diversidad genética de las poblaciones existentes, al liberar individuos que han sido criados en cautiverio o que han sido obtenidos de otras poblaciones silvestres.
• La reintroducción ocurre cuando los administradores de vida silvestre liberan individuos en áreas donde ocurrieron en el pasado pero no en la actualidad. Las áreas deben ser ecológicamente adecuadas y los factores que causaron la extirpación deben haber sido reducidos o eliminados para que una reintroducción sea exitosa.
• La introducción implica la creación de nuevas poblaciones trasladando individuos a áreas adecuadas fuera del rango histórico de esa especie. Las introducciones generalmente se consideran cuando las reintroducciones son imposibles porque el rango histórico de la especie se ha degradado demasiado severamente o porque las amenazas persistentes conducirán al fracaso de la reintroducción.
• La colonización asistida (también llamada migración asistida) es una clase especial de introducción donde los biólogos “ayudan” a especies con poca capacidad de dispersión para adaptar sus rangos en respuesta a los cambios ambientales. Se anticipa que esta estrategia se convertirá en una importante herramienta de conservación para prevenir extinciones donde el cambio climático supere la velocidad de la migración natural.

Consideraciones importantes para las translocaciones

En la sección 11.1 se discutió ampliamente la importancia de comprender las necesidades ecológicas y otras de la historia natural al proteger especies amenazadas. Comprender las necesidades ecológicas de una especie es igualmente, si no más, importante para las translocaciones, ya que influye en la elección del sitio de liberación y el tipo de preparaciones necesarias (Figura 11.4). Complementando los 10 factores mencionados en la Sección 11.1, la siguiente sección introduce brevemente algunas de las consideraciones más importantes durante las translocaciones.

Figura 11.4 Un equipo de rehabilitadores de vida silvestre libera a un grupo de buitres del Cabo (Gyps coprotheres, EN) cerca de un restaurante buitre en Sudáfrica. Liberar a los buitres cerca de una fuente de alimento suplementario aumenta enormemente sus posibilidades de supervivencia después de la liberación. Los buitres tienen etiquetas de ala para permitir el monitoreo de cada individuo después de su liberación. Fotografía de VulPro, CC BY 4.0.

Determinar necesidad y factibilidad

Quizás el factor más importante a considerar antes de iniciar una translocación es determinar si es necesario. Las translocaciones conllevan riesgos, no sólo para que la población objetivo sea trasladada, sino también para los individuos que quedan atrás y para el ecosistema receptor. Estos riesgos exponen los proyectos de translocación a un alto riesgo de fracaso, especialmente si los preparativos son inadecuados y los recursos esenciales (por ejemplo, financiamiento, personal capacitado) son escasos. Las translocaciones también exigen recursos considerables, recursos que a veces pueden gastarse mejor mitigando las amenazas que enfrenta la población objetivo. Si bien estas consideraciones pueden parecer obvias, una revisión reciente encontró que la mayoría de los proyectos de translocaciones se inician sin análisis adecuados de costo-beneficio (Pérez et al., 2012). Para mejorar las prácticas de translocación, se alienta a los conservacionistas que consideren seriamente un proyecto de translocación a revisar los 10 criterios descritos en Pérez et al. (2012), algunos de los cuales también se superponen con las consideraciones que se mencionan a continuación.

Apoyo de actores locales

También es importante considerar, en una etapa temprana, cómo el público verá el proyecto de translocación. Algunas personas pueden sentir que los recursos utilizados en una translocación están mejor invertidos en otros lugares; a otros les disgustan las translocaciones porque las ven como una amenaza para su sustento, esto es especialmente cierto cuando hay carnívoros involucrados (Gusset et al., 2008a). Debido a estos y otros conflictos y emociones potenciales, es crucial que los proyectos de translocación (como cualquier actividad de conservación) obtengan el apoyo de los actores locales en una etapa temprana. Es útil ser transparente desde el principio y explicar los objetivos del proyecto, así como los beneficios que puede obtener la comunidad local (por ejemplo, atraer a más turistas, restaurar un servicio ecosistémico degradado). La buena divulgación pública también brinda oportunidades para abordar las preocupaciones y conceptos erróneos del público sobre el proyecto y sobre la conservación de la biodiversidad en general.

Identificar hábitat adecuado

No hace falta decir que la probabilidad de éxito mejora mucho cuando los individuos translocados son liberados en hábitat de buena calidad. Esto es particularmente cierto para especies con poca capacidad de dispersión, como las plantas que se reproducen a través de la propagación vegetativa: las plantas podrían morir en un ambiente demasiado soleado, sombreado, húmedo o seco. Si bien este punto puede parecer obvio, muchas translocaciones fallan porque los individuos son liberados en hábitats inferiores (Armstrong y Seddon, 2007). Una de las razones de este potencial desajuste de hábitat es porque la vida silvestre puede percibir el medio ambiente de manera diferente a los humanos, por lo que un sitio que puede verse bien para el ojo humano puede carecer de uno o más recursos limitantes pasados por alto. Las especies refugiadas, especies obligadas a vivir en hábitat subóptimo debido a las amenazas presentes en su hábitat preferido (por ejemplo, Ali et al., 2017), también presentan un desafío para los biólogos que, sin saberlo, pueden ver el hábitat inferior como óptimo y basar las decisiones de conservación en información esencialmente mala. El mismo desafío se presenta en las trampa ecológicas, ambientes inadecuados que un organismo percibe erróneamente como hábitat óptimo (por ejemplo, Sherley et al., 2017). Estas son algunas de las razones más importantes por las que los biólogos necesitan ser cautelosos al usar modelos de distribución de especies (SDM) al identificar áreas adecuadas para translocaciones. Para mitigar costosas fallas de translocación, es recomendable que las liberaciones comiencen pequeñas y tengan múltiples fases, para evaluar cómo responden las personas liberadas a su nuevo entorno. La realización de liberaciones experimentales y adaptativas también puede reducir la incertidumbre al evaluar diferentes escenarios de liberación (Menges et al., 2016).

Las especies obligadas a vivir en hábitat subóptimo debido a las amenazas presentes en su hábitat preferido pueden llevar a los biólogos a ver involuntariamente el hábitat inferior como óptimo.

También es importante asegurar que cualquier hábitat identificado como adecuado esté libre de amenazas como la contaminación y las especies invasoras que puedan llevar a una disminución de la salud o incluso a la muerte de los individuos liberados. Un proyecto en la Región Florística del Cabo en Sudáfrica proporciona un buen ejemplo de cómo los biólogos de conservación alertas mitigaron una amenaza que podría haber causado una falla de translocación. El pez arena Clanwilliam (Labeo seeberi, EN) alguna vez estuvo muy extendido en el sistema del río Olifants-Doring de la región. Sin embargo, encuestas recientes indicaron que la especie se había extinguido en el río Olivants. Aunque los biólogos sí encontraron algunos peces juveniles en el río Doring y algunos de sus afluentes, también notaron que los peces invasivos eran anteriores a la mayoría de esos juveniles antes de llegar a la edad adulta (Jordaan et al., 2017). Estos individuos desgraciados se dispersaban así de la última subpoblación reproductiva restante, persistiendo en las cabeceras de un solo afluente de Doring a otras partes del río, que actuaba como sumidero poblacional. Para evitar la extinción de la especie, los biólogos iniciaron un plan de restauración de hábitat que implica la restauración de los regímenes de flujo natural de los arroyos y la erradicación de peces invasores depredadores en la cabecera de un segundo afluente de Doring. Luego instalaron barreras que impidieron que los peces invasores llegaran al área restaurada antes de trasladar allí 338 peces juveniles (Figura 11.5). Con este plan de restauración del hábitat, los biólogos esperan establecer una segunda población viable, y mejorar las posibilidades de supervivencia de los jóvenes hasta la edad adulta antes de que se dispersen de regreso a zonas donde ocurren los peces invasores (Jordaan et al., 2017).

Figura 11.5 (Arriba) Biólogos de conservación que recolectan peces de arena Clanwilliam amenazados para un proyecto de reintroducción en la Región Florística del Cabo, Sudáfrica. Fotografía de John Lucas/Explore4knowledge®, CC BY 4.0. (Abajo) Una vista en primer plano del pez arena Clanwilliam. Fotografía de Gustav Klotz/Explore4knowledge®, CC BY 4.0.

Considerando la genética y el comportamiento

Los proyectos de translocación también deben considerar la composición genética, la organización social y el comportamiento de una especie que se está liberando. Es preferible utilizar individuos del mismo stock genético que individuos que ya ocurren (o han ocurrido) en el área de liberación para evitar la depresión exogamia y capturar adaptaciones locales (Secciones 8.7.1). Dichos esfuerzos de manera simultánea también contribuyen a la conservación de la diversidad genética, a diferencia de la contaminación de la misma si se mezclan individuos de diferentes poblaciones genéticas.

Las especies que viven en grupo, particularmente aquellas vulnerables a los efectos de Allee (Sección 8.7.2), necesitan ser liberadas en cantidades suficientes para que puedan mantener su organización social natural y su comportamiento. Para las especies que necesitan ser liberadas en grupos, es preferible liberar animales socialmente integrados en lugar de individuos que no estén familiarizados entre sí (Gusset et al., 2008b). Liberar grupos de animales tiene su propio conjunto de desafíos. Por ejemplo, los grupos sociales liberados abruptamente del cautiverio pueden dispersarse explosivamente, posiblemente llevando al fracaso del proyecto. Esto ocurrió con rebaños de búfalos africanos (Syncerus caffer, NT) trasladados al Parque Nacional Addo Elephant de Sudáfrica que se fragmentó en grupos más pequeños después de su liberación, haciéndolos más vulnerables a la depredación de leones (Panthera leo, VU) (Tambling et al., 2013). Afortunadamente, en este caso, los búfalos sufrieron varias modificaciones de comportamiento a lo largo del tiempo, lo que finalmente permitió que sus números se estabilizaran (Recuadro 11.2). Esto contrasta con las reintroducciones fallidas de hyrax rocoso (Procavia capensis, LC) en Sudáfrica, donde la desintegración grupal posterior a la liberación expuso a los animales a niveles de depredación insostenibles (Wimberger et al., 2009).

Recuadro 11.2 Reintroducciones de depredadores grandes: un acto de equilibrio

Craig J. Tambling

Departamento de Zoología y Entomología, Universidad de Fort Hare,

Alice, Sudáfrica.

[e-mail]

Los grandes números de depredadores están disminuyendo, y los carnívoros africanos no son la excepción (Ripple et al. 2014). Cómo conservar los carnívoros africanos es un tema acaloradamente debatido ahora, con áreas de conservación tipo “fortaleza” consideradas la opción más viable por muchos (Packer et al., 2013). En Sudáfrica, este modelo de conservación es la norma, y muchas pequeñas áreas protegidas ahora están trasladando grandes carnívoros para el ecoturismo. Sin embargo, estas grandes translocaciones carnívoras tienen repercusiones para las especies presas residentes. Comprender las consecuencias ecológicas y de biodiversidad de estas translocaciones es, por lo tanto, importante para el manejo de estas pequeñas áreas protegidas (Tambling et al., 2014).

En 2003, leones y hienas manchadas (Crocuta crocuta, LC) fueron reintroducidos en la Sección Principal del Campamento del Parque Nacional Addo Elephant después de estar ausentes de la zona por más de 100 años. El monitoreo posterior a la liberación de los seis leones reintroducidos indicó que al menos el 50% de su dieta en los dos primeros años posteriores a la reintroducción fue búfalo africano. Esto fue especialmente preocupante para los Parques Nacionales de Sudáfrica ya que esta población residente de búfalos contribuye sustancialmente a las ventas de subastas de caza cada año, y el dinero recaudado se utiliza para expandir el sistema de parques nacionales en Sudáfrica (SanParks, 2009).

Tras las altas tasas de depredación de búfalos por león y un censo de búfalos de 2007 que sugiere un bajo reclutamiento juvenil, se cuestionó la convivencia de león y búfalo en Addo. Estas preocupaciones conducen a una evaluación detallada del comportamiento y la demografía de los búfalos entre 2008 y 2011 (Tambling et al., 2012), lo que demostró que para 2008-2009, el reclutamiento de búfalos juveniles (Figura 11.B) había rebotado a niveles que recuerdan a los anteriores a la reintroducción del león. Las observaciones directas de la población de búfalos mostraron una alteración conductual drástica tras las altas tasas iniciales de depredación por leones. Estos cambios de comportamiento incluyeron: (1) aumento del tamaño del rebaño reproductivo, (2) una reducción en el movimiento nocturno y (3) mayor uso de hábitats abiertos en la noche y madrugada cuando los leones están cazando. Estos ajustes de comportamiento permitieron la defensa activa de los rebaños reproductores, reduciendo la depredación exitosa por parte de leones y asegurando un incremento en el reclutamiento de búfalos. Aunque este estudio sugiere que las poblaciones de presas son capaces de realizar ajustes de comportamiento para reducir la depredación, este no es siempre el caso, con algunas especies incapaces de responder, lo que lleva a descensos precipitados en poblaciones de presas como eland (Tragelaphus oryx, LC) (Leaver, 2014).

Figura 11.B Después de que los leones fueron reintroducidos en la Sección Principal del Campamento del Parque Nacional Addo Elephant, los altos niveles de depredación de búfalos (en particular, juveniles) provocaron una investigación sobre la demografía y el comportamiento de la población de búfalos Los resultados mostraron que los búfalos estaban ajustando su comportamiento para hacer un mayor uso de hábitats abiertos, lo que posteriormente condujo a una mejor supervivencia del búfalo juvenil Fotografía de C. Tambling, CC BY 4.0.

El objetivo final de la mayoría de los proyectos de translocación es establecer poblaciones autosostenibles, libres de endogamia y participantes interactivos de sus comunidades y ecosistemas.

Los estudios de caso de interacciones depredador-presa después de las reintroducciones de grandes depredadores destacan los desafíos de manejo que enfrentan las pequeñas reservas donde el ecoturismo, la biodiversidad y las metas financieras deben cumplirse. Debido al pequeño tamaño de estas reservas de “fortaleza”, una sobreabundancia local de depredadores puede tener graves efectos ecológicos en las poblaciones de presas. Sin embargo, en muchas reservas, la alta demanda de grandes depredadores para el ecoturismo a menudo resulta en un costoso manejo reactivo, en lugar de proactivo científicamente sólido. Sin embargo, existe un creciente cuerpo de investigación sobre el manejo proactivo de grandes carnívoros, donde los gestores de vida silvestre tienen como objetivo replicar procesos ecológicos (es decir, intervalos entre nacimientos de leones) para limitar las intervenciones de manejo requeridas para controlar grandes números de depredadores (Ferreira y Hofmeyr, 2014). En reservas pequeñas, los intervalos entre nacimientos de leones son más cortos que en ecosistemas grandes, por lo que alargar los intervalos entre nacimientos a los observados en ecosistemas grandes puede reducir la tasa de crecimiento de la población de leones en estas pequeñas reservas (Miller et al., 2015). Comprender las interacciones depredador-presa es importante independientemente del modelo de conservación empleado para proteger a estas grandes especies carismáticas.

Cuántas personas liberar

El objetivo último de los proyectos de translocación es establecer poblaciones ecológicamente relevantes, es decir, poblaciones autosustentables, libres de endogamia y un participante interactivo de su comunidad y ecosistema. La probabilidad de lograr este objetivo aumenta a medida que se van liberando más individuos. Debido a que los proyectos de translocación generalmente no tienen un suministro ilimitado de individuos para liberar, los administradores de vida silvestre a menudo dependen de modelos cuantitativos (Sección 9.2) para estimar el número mínimo de individuos que deben liberarse y cuántas veces deben ocurrir las liberaciones. Por ejemplo, un análisis de viabilidad poblacional (PVA) en gorilas de tierras bajas occidentales (Gorilla gorilla gorilla gorilla, CR) reintroducidos en Gabón y la República del Congo mostró que la probabilidad de persistencia de una población aparentemente establecida podría incrementarse significativamente si se liberaran más individuos ( King et al., 2014).

La capacidad de establecer nuevas poblaciones a través de translocaciones no reduce la necesidad de proteger las especies amenazadas que aún se encuentran en sus hábitats naturales.

Si bien liberar a más individuos ciertamente mejora la probabilidad de establecer una población autosostenible, también es importante determinar cuántos individuos puede sostener la comunidad objetivo. Es decir, el área de liberación debe contener suficiente hábitat adecuado para apoyar los territorios de todos los individuos liberados. Para determinar cuántos individuos se pueden sostener, los administradores de vida silvestre pueden calcular la capacidad de carga del área de liberación, una estimación del número máximo de individuos que un ecosistema puede soportar. El concepto de capacidad de carga tiene sus raíces en el comercio ganadero, donde los agricultores querían maximizar el número de animales en sus tierras sin correr el riesgo de sobrepastoreo. Si bien el concepto ha ganado popularidad en la biología de la conservación en las últimas décadas, calcular la capacidad de carga de la vida silvestre es muy complejo debido a todas las interacciones multifacéticas que caracterizan a los ecosistemas saludables. Por ejemplo, la capacidad de carga de una población silvestre puede depender de factores como los alimentos, el agua, el refugio, los nutrientes del suelo y la disponibilidad de luz solar, así como de factores de historia natural más específicos de la especie, como la calidad del hábitat, el rango del hogar, las proporciones de sexo (Tambling et al., 2014) e interacciones con otros especies (Lindsey et al., 2011).

En las últimas décadas, a través del ensayo y error, el manejo adaptativo (Sección 10.2.3) y la recolección de grandes cantidades de datos demográficos, los científicos han logrado avances significativos en el cálculo de la capacidad de carga de las poblaciones de vida silvestre. Quizás el mayor avance se ha logrado en el cálculo de las capacidades de carga para ungulados grandes, mediante el monitoreo de la biomasa vegetal, que a su vez se ve afectada por los nutrientes del suelo y las precipitaciones (Fritz y Duncan, 1994). También se ha avanzado mucho en el cálculo de las capacidades de carga de los depredadores mediante el monitoreo de las densidades de presas (Hayward et al., 2007a). Para la mayoría de las poblaciones, sin embargo, la capacidad de carga no se calcula explícitamente, sino implícitamente estimada con base en la intuición. Refinar los modelos de capacidad de carga existentes y desarrollar nuevos métodos para otros taxones sigue siendo un área activa de investigación que, con suerte, reducirá la dependencia excesiva de los biólogos de la conservación en la intuición en años futuros. Pero incluso en ausencia de cálculos de capacidad de carga, los administradores de vida silvestre pueden rastrear la salud y el estado físico general de una población. Cuando la salud de una población particularmente exitosa o su entorno comienza a disminuir, una causa fundamental puede ser que se hayan liberado demasiados individuos, o que la población esté siendo sostenida por encima de la capacidad de carga.

Preparación de individuos para su liberación

Los proyectos de translocación que utilizan individuos obtenidos de la naturaleza son generalmente mucho más exitosos que aquellos que utilizan individuos criados en cautividad, dado que los individuos salvajes ya están adaptados a una vida en la que deben valerse por sí mismos. Sin embargo, algunos proyectos pueden tener que utilizar individuos criados en cautividad, particularmente cuando la especie objetivo se extingue en la naturaleza, o cuando los individuos fueron llevados a una instalación de conservación ex situ porque es más fácil criarlos bajo el cuidado humano en condiciones controladas. En tales casos, se puede requerir una gran cantidad de esfuerzo para preparar a los individuos criados en cautividad para su liberación.

Es posible que se requiera un gran esfuerzo para preparar a los individuos criados en cautividad para su translocación porque pueden haber perdido las adaptaciones requeridas para la supervivencia y reproducción en la naturaleza.

Un inconveniente importante al usar individuos criados en cautividad es que pueden haber perdido las importantes adaptaciones requeridas para la supervivencia y reproducción exitosa en la naturaleza. El entrenamiento previo al lanzamiento, que varía según la especie, a veces puede superar este inconveniente. Para los depredadores, puede implicar proporcionar presas de bajo riesgo, como pollos y conejos domésticos en instalaciones de retención hasta que sus habilidades de caza estén mejor desarrolladas (Houser et al., 2011). Para las plantas propagadas en interiores, puede implicar endurecerlas colocándolas afuera por períodos cada vez más largos para introducirlas gradualmente a los cambios de sol, viento y temperatura durante el día. Para ayudar a las aves jóvenes a desasociar a los humanos de los alimentos, los entrenadores humanos a veces usan títeres o visten disfraces (Figura 11.6) durante el tiempo de alimentación para imitar la apariencia y el comportamiento de individuos silvestres (Valutis y Marzluff, 1999). Otro método, que puede promover el enriquecimiento conductual, implica el acogimiento cruzado, en el que padres no emparentados ayudan a criar la descendencia de una especie amenazada. En la conservación de carnívoros, esta técnica ha demostrado ser muy prometedora para aumentar el tamaño de la camada y fomentar el flujo de genes utilizando cachorros huérfanos de perros salvajes africanos (Lycaon pictus, EN) (McNutt et al., 2008). El cultivo cruzado interespecífico también se ha utilizado en la conservación de aves, donde los biólogos utilizan especies comunes para incubar huevos abandonados por especies amenazadas (por ejemplo, Powell y Cuthbert, 1993). Sin embargo, el fomento cruzado usando diferentes especies puede conducir a un nuevo conjunto de problemas, como cambios de comportamiento e hibridación, si los jóvenes posteriormente se asocian con la especie equivocada. Por lo tanto, se necesita una gran cantidad de atención e investigación antes de intentar tales estrategias.

Figura 11.6 Las grullas ceradas (Grus carunculate, VU) a veces ponen dos huevos, pero siempre abandonan el segundo huevo. Los biólogos de conservación en Sudáfrica están recolectando los huevos desechados, que luego son incubados en un programa de cría en cautividad. Para evitar que los polluelos cautivos asocien a los humanos con la comida y la seguridad después de su liberación, los manipuladores utilizan disfraces especiales de grulla al interactuar con las aves. Fotografía de Daniel Dolpire, CC BY 4.0.

Ya sea que utilicen individuos criados en cautividad o salvajes para translocaciones, es posible que los individuos tengan que ser alimentados, protegidos, entrenados o atendidos de otra manera después de su liberación para darles tiempo para familiarizarse más con su nuevo entorno. Este enfoque, conocido como liberación suave, implica mantener a los individuos liberados en instalaciones de retención previa al lanzamiento por un período; también puede incluir algún tipo de asistencia después de la liberación para aumentar las oportunidades de éxito. Las liberaciones blandas también brindan la oportunidad de introducir organismos criados en cautividad a individuos silvestres de la misma especie que pueden actuar como “instructores” para la supervivencia en el nuevo ambiente, o para que individuos desconocidos se unan en unidades cohesivas (Gusset et al., 2006).

La alternativa a la liberación blanda es una liberación dura, una liberación abrupta de individuos del cautiverio sin ayuda, como la suplementación alimentaria. Si bien las versiones duras son populares (porque son relativamente fáciles de realizar), es una estrategia arriesgada que enfrenta un alto riesgo de fracaso (Brown et al., 2007; Wimberger et al., 2009). Sin embargo, las liberaciones duras pueden ser apropiadas en las condiciones adecuadas (Hayward et al., 2007b). Por ejemplo, las liberaciones duras a menudo se usan en programas iniciales (Figura 11.7) para reptiles y anfibios (Scheele et al., 2014), donde los biólogos de la conservación recolectan individuos silvestres y los crían más allá de sus etapas de vida más vulnerables antes de liberarlos nuevamente donde fueron recolectados.

Figura 11.7 Niños locales liberando tortugas laquedas marinas (Dermochelys coriacea, VU) como parte de un proyecto de educación ambiental en Guinea Ecuatorial. Conocidos como iniciadores, los conservacionistas a veces recolectaban huevos de tortuga marina en la naturaleza, eclosionaban en cautiverio y criaban a la descendencia más allá de su etapa más vulnerable antes de liberarlos de regreso donde fueron encontrados. Fotografía de Katharine Clukey/Tomage-indefor, CC BY 4.0.

Monitoreo posterior a la liberación

Un proyecto de translocación no termina después de que el último individuo fue liberado. Más bien, debe implementarse un monitoreo continuo para determinar si una translocación tuvo éxito, qué grado de éxito se logró, si se necesita un manejo adaptativo, si se deben realizar versiones adicionales o si se debe abortar el proyecto. Un plan de monitoreo bien diseñado también puede resaltar las consecuencias de la translocación en el ecosistema más amplio, como el impacto que los depredadores introducidos en una nueva área pueden tener en las poblaciones de presas (Recuadro 11.2) y especies competidoras (Groom et al., 2017). Debido a que algunas respuestas en poblaciones translocadas pueden ser bastante sutiles y tomar muchos años para mostrarse o disminuir, el monitoreo posterior a la liberación idealmente debería ser un esfuerzo a largo plazo. Por ejemplo, al monitorear las reintroducciones aparentemente exitosas de elefantes en cinco áreas protegidas en Sudáfrica, los investigadores encontraron que las hormonas del estrés en los animales liberados continuaron disminuyendo 24 años después de su liberación (Jachowski et al., 2013). El monitoreo a largo plazo también ayudará a los administradores de vida silvestre a comprender mejor el destino final de los individuos liberados. Muchas translocaciones aparentemente exitosas fracasan porque los individuos liberados mueren después de varios años sin reproducirse nunca. Destacando la importancia del monitoreo posterior a la liberación, un estudio de Sudáfrica encontró que el 70% de los oribi criados en cautividad (Oribia oribi, LC) murieron dentro de los dos meses de su liberación, principalmente debido a la depredación (Grey-Ross et al., 2009). Otro estudio encontró que los guepardos reintroducidos fueron asesinados dentro de un año de su liberación (Houser et al., 2011). Estas fueron lecciones costosas, pero el monitoreo posterior al lanzamiento aseguró que se conozca el motivo de las fallas y se pueda abordar antes de futuros lanzamientos.

Ayudando a otros proyectos de translocación

Las estrategias utilizadas en proyectos exitosos de translocación casi siempre fueron informadas por liberaciones realizadas por otros administradores de vida silvestre que distribuyeron sus experiencias a la comunidad conservadora en general. Es importante pagar este esfuerzo; los nuevos proyectos de translocación deben hacer todo lo posible para rastrear y publicar sus resultados para informar a los demás. Si bien siempre es más fácil presentar los resultados de proyectos exitosos, también es importante publicar las lecciones de proyectos fallidos (Wimberger et al., 2010; Godefroid et al., 2011). Igualmente importante es la publicación de los costos del proyecto, para que los administradores de vida silvestre puedan determinar mejor en qué condiciones las translocaciones representan una estrategia de conservación rentable. Por ejemplo, un gran programa de reintroducción de perros salvajes africanos en Sudáfrica logró su objetivo inicial de establecer nueve paquetes autosuficientes mucho más rápido de lo esperado, cinco años en lugar de 10, pero la reintroducción de todas estas poblaciones cuesta 20 veces más que si los fondos se usaran para mejorar la protección de paquetes existentes dentro de áreas protegidas (Lindsey et al., 2005). Con más información disponible, es de esperar que los futuros conservacionistas puedan tener mejores pautas para maximizar la rentabilidad y la probabilidad de éxito del proyecto.