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GENÉTICA DE LA CONSERVACIÓN DEL BERRENDO

Dalia C. Amor, Sergios-Orestis Kolokotronis Rob Roy Ramey II, Rodrigo A. Medellín y Oliver A. Ryder

 

SUBESPECIES Y CONSERVACIÓN

La drástica disminución de las poblaciones del berrendo en México ha dado lugar a que la subespecie peninsularis de Baja California fuera declarada en crítico peligro de extinción, la subespecie sonoriensis, en peligro de extinción, y la subespecie mexicana, en bajo riesgo de extinción. Se estima que durante el período de 1930 a 1990, las poblaciones de berrendo en México se redujeron 81.9%. Debido a que en el país habitan tres de las cinco subespecies de A. americana descritas —las tres consideradas por la UICN en algún nivel de riesgo de extinción—, los programas de manejo se han enfocado a la conservación de cada una de las subespecies individualmente, evitando realizar traslocaciones que pudieran afectar la presumible integridad genética de las mismas. En este sentido, las subespecies se han considerado como unidades de manejo per se, así como distintas Unidades Evolutivas Significativas, ESU, por sus siglas en inglés. Una ESU identifica un conjunto geográfico discreto, usualmente correspondiente a una población históricamente aislada. Inicialmente se consideraba que el concepto debería incorporar información morfométrica, historia natural, datos del rango de distribución y datos de información generada a partir del análisis de ADN mitocondrial y nuclear.

A principios del siglo XX, la organización taxonómica de los mamíferos a nivel de subespecies estaba basada principalmente en la variación morfológica —coloración del pelaje, tamaño de los cuernos, conformación de las orejas, entre otras—, la que generalmente es el resultado de la flexibilidad adaptativa a las condiciones geográficas de su ambiente. Actualmente, muchas de estas variaciones son consideradas como clinas geográficas continuas que no representan forzosamente reservorios genéticos bien diferenciados y relativamente aislados de otras poblaciones similares. A esto se suma que los criterios de clasificación de las subespecies han variado a lo largo del tiempo. Estudios genéticos recientes han encontrado que muchas de las subespecies descritas no reflejan la diversidad genética de la propia especie.

En el caso del berrendo, la validez de las subespecies se ha hecho aún más confusa ya que en los Estados Unidos, a partir de 1920, se han llevado a cabo diversas traslocaciones que mezclaron individuos de distintas regiones. Esto ha generado controversias en cuanto a la integridad genética del A. a. americana y el A. a. oregona.

De acuerdo con la información histórica disponible, en el caso de las subespecies en México, hasta la fecha no se ha realizado ninguna traslocación que haya comprometido la integridad genética de las mismas; por esta misma razón, los programas de manejo actuales se han enfocado a manejar cada una de las subspecies por separado.

Una de las bases de la biología de la conservación es mantener la diversidad genética de cada una de las poblaciones y/o subespecies que conforman una especie. La pérdida de variación genética en poblaciones aisladas de grandes mamíferos, como es el caso del berrendo en México, se ve potenciada no sólo por su baja densidad poblacional, sino por la necesidad de disponer de grandes áreas para establecer estrategias de recuperación.

Los programas de reintroducción de especies en peligro de extinción en sus hábitats naturales se vuelven cada vez más necesarios para la conservación y el berrendo no es una excepción. Sin embargo, antes de llevar al cabo estas acciones, se ha considerado crucial identificar claramente las Unidades Evolutivas Significativas (ESU). Las razones para ello incluyen que las estrategias de conservación —y la relación costo-beneficio de los programas para ponerlas en práctica— pueden resultar más trascendentes en la medida en que atiendan las particularidades genéticas de cada especie. Teorías subsecuentes han sugerido dar prioridad a un criterio genético para reconocer las ESU, utilizando también la información generada por las diferencias genéticas. Sin embargo, ha sido difícil llegar a un consenso de lo que constituye un nivel significativo de divergencia en las secuencias de ADN. Por lo tanto, en años recientes la divergencia significativa en las secuencias y la filogenia de los alelos del ADN mitocondrial y nuclear se ha considerado como criterio para diferenciar las ESU.

Dentro de cada ESU es posible encontrar poblaciones que pueden ser manejadas de forma independiente, conocidas como Unidades de Manejo (MU por sus siglas en inglés), sin que esto implique considerarlas subespecies. Moritz (1994) sugiere la distinción de estos dos tipos de unidades de conservación dentro de las acciones de reintroducción o reforzamiento de una población. Es decir, considera adecuado mover individuos dentro de una ESU, mientras que sugiere evitar la mezcla de individuos de distintas ESU, pues con ello se estaría afectando procesos evolutivos.

Recientemente, se ha cuestionado a Moritz debido a que sus criterios para identificar las ESU son exclusivamente genéticos; por lo que se ha considerado importante tomar en cuenta otros factores, como situación ambiental, morfología, etc.

En el caso del berrendo, Lee y colaboradores han realizado algunos estudios para definir la validez de las subespecies mediante el análisis de enzimas de restricción (RFLP) del ADN mitocondrial; sin embargo, utilizaron enzimas de restricción y no secuencias, las cuales presentan una mayor resolución; además, en estos estudios no se han incluido muestras de poblaciones de México. A pesar de haber encontrado muy poca variabilidad genética, a partir de estos estudios los autores sugieren la existencia de cuatro subespecies en lugar de cinco, ya que integraron la subespecie A.a. oregona dentro de la A.a. americana.

En principio resulta difícil aceptar estas conclusiones, considerando que no se analizaron muestras de todas las poblaciones provenientes de México, que no han sido afectadas por introducciones de individuos de otras localidades. Por supuesto, los programas de manejo, recuperación y conservación del berrendo en México, no debieran basarse solamente en esa evidencia.

Considerando que no se contaba con datos suficientes acerca de la filogenia del berrendo, efectuamos un estudio para explorar la validez de la clasificación de las subespecies e identificar unidades de conservación para la toma de decisiones en el manejo de la especie en México.

Para nuestros análisis se obtuvieron las secuencias de los primeros 500 pares de bases (pb) del D-loop, región control del ADN mitocondrial (DNAmt), ya que se describe como el marcador molecular más apropiado para análisis por debajo del nivel de especie; el DNAmt es heredado por línea materna directa y, al no presentar recombinación, es un buen marcador para definir las ESU a nivel genético.

PROCESO DEL ESTUDIO

Las muestras —pelo, cuernos, huesos, piel seca, sangre y excretas— se obtuvieron tanto en trabajo de campo, como por cortesía de distintas instituciones y dueños de ranchos. Las muestras obtenidas de distintas poblaciones de EUA fueron proporcionadas por el Departamento de Caza y Pesca de Arizona, el de Nuevo México y el National Fish and Wildlife Forensics Laboratory. Las muestras de los individuos provenientes del Desierto de El Vizcaíno fueron proporcionadas por el departamento de Vida Silvestre de la Reserva de la Biosfera de El Vizcaíno.

Se obtuvo muestras de nueve regiones geográficas distintas: cinco en California, siete en Chihuahua; 10 en Colorado; ocho en Montana; 18 en Nuevo México; cinco en Nevada; 17 en Sonora; 16 en El Vizcaíno y seis en Wyoming.

La extracción de ADN se realizó utilizando el QIAamp Blood Kit and QIAamp Tissue Kit (QIAGEN, Valencia, CA, EUA), modificando la técnica según el tipo de tejido disponible (para detalles del método de extracción, ver Amor Conde, 2000).

La amplificación, por medio de la Reacción en Cadena de la Polimerasa (PCR, Polymerase Chain Reaction), de los primeros 452 pb de la región control del DNAmt se realizó utilizando oligonucleótidos diseñados a partir de la secuencia del mismo marcador en bovinos y en cérvidos.

Para la reconstrucción filogenética se utilizó el método de máxima parsimonia sin peso. Todos los análisis filogenéticos fueron hechos con el programa PAUP (Phylogenetic Analyses Using Parsimony and other methods). Como una aproximación filogenética alternativa, se utilizó un algoritmo de máxima verosimilitud y el modelo K2P (Kimura, 1980) que calcula la proporción de transiciones y transversiones, manteniendo las frecuencias nucleotídicas iguales. La confianza de cada nodo fue obtenida a partir de 200 replicaciones de bootstrap de los datos (Felsenstein, 1985). Dada la posición basal de A. americana en la filogenia de los rumiantes (Hassanin and Douzery, 2003), se utilizó como grupos externos las especies más cercanas del berrendo: la jirafa (Giraffa camelopardalis) y el okapi (Okapia johnstoni). Dentro de la distribución del berrendo, la región control resultó ser polimórfica (7.1%) en términos de diversidad de haplotipos, presentando 28 con 32 sitios polimórficos. Sin embargo, los 28 haplotipos mostraron una limitada divergencia en las secuencias, siendo diferentes por un mínimo de un nucleótido y un máximo de 12 (k = 3.882). Tres cuartos de los haplotipos se limitan a una región cada uno. Un cuarto de los haplotipos restantes presenta una distribución más amplia. El haplotipo con mayor distribución fue el H14, presente en Chihuahua, Nuevo México, Sonora y Colorado, seguido por H6 y H25, ambos presentes en Colorado, Montana y Wyoming. Los haplotipos con menor distribución fueron: H22 en Colorado y Nuevo México; H17 y H19 en Vizcaíno y California; así como H1 en Colorado y Montana.

Se realizaron igualmente análisis de varianza molecular (AMOVA, Analysis of Molecular Variance) con en el programa DnaSP versión 4.10.3 (Rozas et al., 2003), con el objetivo de establecer el nivel de diferenciación entre grupos de poblaciones y subespecies a partir del método de distancia por pares (Excoffier et al., 1992). El AMOVA se implementó en Arlequin versión 2.001 (Schneider et al., 2000), se realizaron mil permutaciones y se utilizaron los datos de la proporción de transiciones y transversiones y un nivel de significancia de 0.05.

La variabilidad genética se estimó a partir del cálculo de la diversidad nucleotídica p y la diversidad haplotípica (Hd), que es la probabilidad de tomar dos haplotipos idénticos en una muestra (Nei, 1987). Así mismo, se calculó el promedio de diferencias en nucleótidos (k) de los haplotipos identificados.

RESULTADOS

Los resultados de este estudio descartan la existencia de subespecies para el berrendo y demuestran que es una especie compuesta por poblaciones con distintos patrones de aislamiento geográfico, no una especie compuesta por varias subespecies en el sentido morfométrico tradicional. Debido a esto, desde el punto de vista genético, no se puede considerar a cada subespecie del berrendo como una Unidad Evolutiva Significativa (ESU).

El análisis de las secuencias mostró que más de la mitad (55.17%) de los haplotipos divergieron de los demás únicamente por un nucleótido, lo que indica una baja diferenciación entre las poblaciones. Los dos haplotipos que presentaron una máxima divergencia —12 nucleótidos— fueron H27 y H28. Es importante señalar que estos haplotipos están representados por un individuo respectivamente (2/93). Los árboles filogenéticos obtenidos por métodos distintos (máxima parsimonia y máxima verosimilitud) apoyan únicamente la existencia de dos clados mayores, diferenciando los haplotipos H27 y H28 en un grupo aislado de los haplotipos restantes. Los árboles filogenéticos no apoyaron la existencia de un patrón filogeográfico

ESTRUCTURA GENÉTICA

Además del estudio filogenético, los resultados del análisis de varianza molecular (AMOVA) descartaron igualmente la clasificación de subespecie para el berrendo, ya que mostraron una baja diferenciación genética entre las cinco subespecies descritas. Se encontró, incluso, una mayor variación genética de individuos considerados dentro de una misma subespecie que entre los individuos considerados como diferentes subespecies (véanse tablas 1 y 2). Resultados similares se observan en los análisis de las nueve regiones (véase tabla 3).

Por otra parte, los resultados de AMOVA son menores a los encontrados en estudios de especies como el antílope sable y ruano, que se realizaron a una escala geográfica de análisis incluso menor a la estudiada para el berrendo (véase tabla 4).

Los análisis de AMOVA entre las regiones mostraron interesantes patrones de subdivisión geográfica. La región que presenta una mayor diferenciación fue la de El Vizcaíno, en especial con respecto a Chihuahua y Sonora; sin embargo, con California y Colorado presenta la similitud más alta. En general, Sonora muestra valores altos de diferenciación con los demás sitios, con excepción de Chihuahua y Nuevo México. Chihuahua presentó una menor diferenciación genética comparada con las otras regiones de México, y Chihuahua y Nuevo México prácticamente no mostraron diferenciación genética. Algunas regiones no presentaron diferenciación: Wyoming, Colorado y Montana, así como California y Colorado (véase tabla 3).

Estudios complementarios, utilizando marcadores nucleares como los microsatélites, serán de gran importancia para comprender en mayor detalle la estructura genética de las poblaciones del berrendo, incluyendo el flujo genético de los individuos masculinos.

VARIABILIDAD GENÉTICA

La variabilidad genética de las poblaciones debe ser un punto de importancia en el manejo para la conservación de especies en riesgo de extinción. En el berrendo se encontró una baja variabilidad genética comparada con la de otros mamíferos; particularmente en el caso de las poblaciones de México, lo que es consistente tanto con el tamaño de su poblaciones como con su categoría de especie en peligro de extinción (véase tabla 5).

Para El Vizcaíno, Sonora y Chihuahua, la diversidad nuclotídica es la más baja. Por el contrario, las poblaciones presentes en los EUA presentan valores considerablemente más altos (véase tabla 6). Estos resultados nos indican que es indispensable iniciar programas de recuperación para las poblaciones de México con el fin de evitar problemas de endogamia.

Desde una perspectiva estricta de genética de poblaciones, tres hipótesis pueden explicar la baja diversidad nucleotídica en la especie: 1. un barrido selectivo, 2. un cuello de botella reciente, o 3. un cuello de botella causado por una frecuente extinción y recolonización de las poblaciones.

PERSPECTIVAS DE MANEJO DEL BERRENDO EN MÉXICO

Como se mencionó anteriormente, la clasificación de subespecies había sido hasta hoy uno de los criterios para el manejo de las poblaciones del berrendo en México. La ausencia de un patrón filogeográfico mostrado por los linajes maternos sugiere que antiguamente hubo un flujo genético generalizado entre las poblaciones de berrendo que, aparentemente, impidió la formación de una estructura filogeográfica. Lo anterior se sustenta en dos factores fundamentales de la historia y la biología del berrendo: el gran tamaño de sus poblaciones —50 millones antes de la llegada del hombre europeo—, así como su capacidad de desplazamiento a distancias de hasta 300 kilómetros.

Lee (1992) explica la ausencia de un patrón filogeográfico para las poblaciones de EUA como el resultado de las traslocaciones realizadas desde 1920. Sin embargo, los resultados obtenidos en este estudio muestran que las poblaciones de México presentan similitudes, a pesar de que no se han realizado traslocaciones entre las supuestas subespecies. Esto es particularmente evidente entre las poblaciones de El Vizcaíno y las de California, no obstante la distancia geográfica y el aislamiento, lo que sostiene que en el pasado hubo conectividad entre las poblaciones de Baja California y el oeste de Estados Unidos. En contraste, los valores obtenidos de El Vizcaíno con respecto a Chihuahua y Sonora sugieren que el río Colorado y el eje montañoso del norte de Baja California —Sierra de Juárez y San Pedro Mártir— representaron una barrera geográfica entre estas poblaciones.

A pesar de la ausencia de un patrón filogeográfico claro, se detectaron subpatrones de subdivisión geográfica entre las regiones. Esto se debe a una clara distinción entre procesos de largo y corto plazo, donde las especies pueden encontrarse conformadas por poblaciones altamente diferenciadas, pero que carecen de estructura filogeográfica. Los procesos a largo plazo muestran que hubo alta conectividad histórica entre las poblaciones, las que se aislaron posteriormente por distintas circunstancias —como fragmentación del hábitat y reducción de los tamaños poblacionales.

Los resultados del estudio demuestran que la clasificación de subespecies no debe ser un criterio dentro de los planes de manejo para la recuperación de la especie en México. En cambio, es importante identificar cuándo es necesario y apropiado realizar traslocaciones. Según Mills y Allendorf, el número de individuos que se debe introducir para revertir los efectos de la deriva génica y el entrecruzamiento se encuentran en un intervalo de uno a 10, y esto depende de diversos factores, como las variaciones en el comportamiento, así como factores limitantes del medio donde se piensa establecer la población.

El berrendo como especie conforma una sola ESU, por lo que las traslocaciones representan una opción para mantener los niveles históricos de conectividad. Aunque es importante considerar factores como la variación ecotípica, las adaptaciones fisiológicas a patrones climáticos particulares, los tiempos de reproducción, así como la especialización a dietas particulares para la realización de planes de manejo, los resultados de este estudio nos brindan una perspectiva más esperanzadora sobre el futuro del berrendo en México.

Agradecemos al Departamento de Caza y Pesca de Nuevo México su importante colaboración y apoyo en este proyecto; a la Dirección General de Vida Silvestre de la Semarnat, por su colaboración y apoyo para conseguir las muestras de las poblaciones de berrendo en México; al National Fish and Wildlife Forensics Laboratory, por la donación de muestras, así como a Unidos para la Conservación A.C., Agrupación Sierra Madre y World Wildlife Fund, por su apoyo financiero para realizar el proyecto.

 

 

 

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Última Actualización: 15/11/2007