El título de esta entrada está basado en un artículo de Wilson (2004), en el que trata de valorar la percepción acerca de una posible reintroducción de grandes carnívoros como el lobo Canis lupus, el oso pardo Ursus arctos y el lince eurasiático Lynx lynx en el Reino Unido. En esta entrada recogeremos sus reflexiones acerca de esta cuestión en relación al primero de ellos.
El trabajo fue publicado en la revista Mammal Review en 2004. El «Factor de Impacto» es un indicador bibliométrico usado para medir la calidad de una revista en función del promedio de citas que reciben los artículos publicados en un período de dos años. Actualmente es el indicador más utilizado a nivel mundial en los procesos de evaluación de revistas. En el año 2015 (aún no están disponibles los datos para el año 2016 ni para 2017), la revista Mammal Review tuvo un «Factor de Impacto» de 4,116. La siguiente tabla muestra la clasificación de la revista en su categoría temática en función de este parámetro en el año 2015 (Journal Citation Reports, 2017).
|
Categoría de la revista
|
Total de revistas |
Posición de la revista |
Cuartil |
| Zoología |
161 |
5 |
Q1
|
Los autores y otros datos del artículo:
Wilson, C. J. (2004). «Could we live with reintroduced large carnivores in the UK?». Mammal Review 34(3): 211-232.
El Reino Unido tiene pocas áreas extensas de hábitats seminaturales adecuados para los grandes carnívoros e incluso las áreas más remotas apoyan actividades económicas potencialmente conflictivas, como la cría extensiva de ovejas o el acecho de ciervos. Por lo tanto, antes de cualquier reintroducción podrían considerarse las siguientes preguntas básicas que deben abordarse:
- ¿Tenemos suficiente espacio para ellos?.
- ¿Son una amenaza para las personas?.
- ¿Serían inaceptables sus efectos sobre el ganado o sobre especies cinegéticas o silvestres de importancia económica?.
En vista de la percepción de estas especies como potencialmente peligrosas, bien fundadas o no, ¿el público británico, en cualquier caso, apoyaría tal reintroducción?. El autor intenta responder a estas preguntas revisando los aspectos relevantes de la ecología de los grandes carnívoros, los problemas reportados en otras partes de la Europa moderna, y las actitudes y experiencias de reintroducciones de mamíferos similares en el Reino Unido y en otros lugares.
¿Existe espacio suficiente?
Para asegurar la supervivencia de una población reintroducida, la zona de liberación debe ser capaz de soportar más que la población mínima viable (MVP) para la especie en cuestión (Foose et al., 1995). Para protegerse contra posibles efectos adversos de la endogamia, y para permitir el cambio evolutivo, la MVP debe ser suficiente para mantener la diversidad genética (Lande y Barrowclough, 1987). Además, debe ser lo suficientemente grande para ser protegida contra eventos estocásticos impredecibles, como las catástrofes ambientales (Schaffer, 1987). Los biólogos que estudian la Conservación, en ocasiones, hablan aproximadamente de una regla de 50-500 (Wilson, 1992) refiriéndose a los riesgos probables de la depresión endogámica cuando el tamaño efectivo de la población cae por debajo de 50 y la pérdida de la variabilidad genética cuando está por debajo de 500. Fritts y Carbyn (1995) sugirieron que una MVP de tan poco como 100, era suficiente para una población de lobos aislada, pero el Servicio de Pesca y Vida Silvestre de los Estados Unidos sugiere un mínimo de 201 (USFW, 1992, citado en Paquet et al., 2001). Utilizando el modelo de simulación poblacional VORTEX (Lacy, 2001) y los parámetros poblacionales estimados a partir de la literatura, el autor derivó MVP aproximadas para cada una de las tres especies de grandes carnívoros, teniendo en cuenta a las pequeñas o grandes poblaciones fundadoras (50 o 100 animales). Los efectos de consanguinidad y Allee (menor probabilidad de encontrar un compañero en poblaciones de baja densidad) y dos catástrofes ambientales fueron simulados utilizando los valores por defecto dados en el modelo. Las simulaciones para cada una de las especies mostraron más del 95% de probabilidad de sobrevivir 100 años a la capacidad de carga (K) = 200. La pérdida de la diversidad genética inicial excedió el 10% a K = 200 pero se redujo a 10% o menos a K = 250. Los resultados sugieren tamaños de MVP de 200-250 para los lobos.
Debido a que los grandes carnívoros habitualmente necesitan grandes territorios, se requieren áreas extensas para sostener poblaciones viables (Belovsky, 1987). Los tamaños de los territorios pueden variar considerablemente entre las diferentes zonas geográficas; las estimaciones de los territorios de lobos en América del Norte varían de menos de 80 km2 en Minnesota a casi 13 000 en Alaska (Mech, 1970; Mech y Hertel, 1983). El autor obtuvo cifras para el tamaño de los territorios y la densidad de población de grandes carnívoros en Eurasia a partir de la literatura publicada. Los territorios reportados para las tres especies (oso, lobo y lince) son los más grandes en las partes septentrionales de su distribución y los más pequeños en Europa central y meridional. Algunos estudios informaron de territorios inusualmente pequeños para los lobos (Okarma et al., 1998), pero generalmente se asociaron con tiempos de estudio cortos o se basaron en gran medida en avistamientos o rastros. Por lo tanto, las tres especies se dan típicamente a densidades bajas únicas por 100 km2.
Si se supone una MVP de al menos 200 y una densidad de población de 2 individuos/100 km2, se requeriría un área de por lo menos 10 000 km2 de hábitat adecuado para una liberación exitosa de cada una de estas especies. Esto es casi cinco veces el tamaño del Parque Nacional del Distrito de los Lagos (Lake District National Park) y no existen áreas protegidas continuas en el Reino Unido a esta escala. El hábitat seminatural extenso ocurre en las Tierras Altas de Escocia pero gran parte es propiedad privada. Sin embargo, la densidad de población humana en zonas de las Tierras Altas es comparable o inferior a la de muchas partes de los actuales territorios de carnívoros en Europa. Además, la densidad de carreteras, que se ha utilizado como indicador para evaluar la idoneidad de las zonas potenciales de liberación de lobos en América (varios autores citados en Paquet et al., 2001), también es baja. Por ejemplo, Paquet y colaboradores (2001) calificaron la adecuación de las áreas para lobos, según la densidad de carreteras, como alta (0-0,23 km carreteras/km2), media (0,23-0,45 km/km2), baja (0,45-0,6 km/km2) e inadecuada (más de 0,6 km/km2). En las Tierras Altas Occidentales, desde el Lago Eil en el sur hasta el Lago Maree en el norte, excluyendo los caminos en la periferia, la densidad de carreteras mostrada en la cartografía 1: 250 000 es de aproximadamente 0,07 km/km2. En las Tierras Altas Centrales, desde Cairngorms hasta Strathmore, excluyendo de nuevo los caminos periféricos, es de aproximadamente 0,1 km/km2. Por lo tanto, la densidad de población humana y el desarrollo parece ser lo suficientemente bajo y hay espacio suficiente para una población viable de lobos si se produjera a una densidad de población comparable a las densidades típicas en Europa continental. Esto parece probable para el lobo, ya que la densidad potencial de ungulados se compara favorablemente con la de otros lugares de Europa.
¿Son los lobos una amenaza para las personas?
Los lobos han tenido una reputación de atacar a personas desde la Edad Media (Zimen, 1981). No está claro si esto tenía fundamento real, pero Zimen (1981) sugirió que los niños, por lo menos, podrían haber sido presas fáciles y en los años setenta se exigió el exterminio del lobo en Galicia porque se decía que eran «asesinos innatos de niños «(Valverde, citado en Pimlott, 1975). Sin embargo, Mech (1970) no encontró evidencia científica de ataques de lobos sanos en América del Norte y concluyó que los informes de los ataques en Eurasia fueron exagerados en gran medida. Boitani (2000) confirmó que no hubo casos documentados de ataques de lobo sanos (sin rabia) en Europa a lo largo del siglo XX. Parece probable que los incidentes de lobos rabiosos, como el de 1948, citado por Pimlott (1975), en el que murieron 20 aldeanos tras un ataque a un pequeño pueblo de Rumania, aporten una explicación a la mala reputación del lobo.
El lobo es susceptible a la rabia y otras enfermedades, también se puede temer que puedan proporcionar un reservorio de infección tanto para las personas como para los animales domésticos. Sin embargo, las bajas densidades en que se producen hacen esto poco probable. La rabia es la única enfermedad mencionada por Boitani (2000) en una revisión de las cuestiones de conservación y manejo relacionadas con el lobo en Europa, pero es el zorro rojo Vulpes vulpes más que el lobo el que actúa como reservorio de la enfermedad (Zimen, 1981). La infección secundaria de esta enfermedad puede ocurrir en perros domésticos e incluso en personas pero otra vez el zorro rojo es probablemente el vector más importante de la fauna (Simpson, 2002). Es probable que las poblaciones de densidad baja de grandes carnívoros sean más víctimas de la infección de los reservorios de animales domésticos en lugar de que actúen ellos mismos como reservorios de enfermedades (Funk et al., 2001).
En conclusión, es poco probable que una población de lobos saludable represente una amenaza significativa para las personas, pero el peso del folclore, la tradición y la anécdota que representan al lobo como peligroso hagan que sea difícil la aceptación pública de esta especie.
¿Sería inaceptable su impacto sobre el ganado, las especies cinegéticas o la vida silvestre?
El autor evaluó la importancia relativa de la presa principal de grandes carnívoros en una serie de estudios en Europa. Se utilizaron diversos métodos en los estudios citados, incluyendo la frecuencia de ocurrencia en los excrementos, el volumen estimado, la energía estimada en la dieta y el examen de las muertes. Sin embargo, como la mayor parte de las presas de vertebrados registradas fueron de mamíferos, por lo que la digestibilidad y el contenido energético fueron en gran parte comparables, consideró que estas diferencias fueron menos críticas que si se considerara una gama más amplia de presas o alimentos no animales. Por lo tanto, se consideró que la presa fue de baja, moderada o alta importancia, si comprendió hasta aproximadamente el 10%, 10-50%, o más del 50% de la dieta, respectivamente, por cualquier método que se usara en el estudio.
La importancia en la dieta puede no ser directamente proporcional al impacto en las poblaciones de presas. Los ungulados silvestres y domésticos son económicamente valiosos y parecen ser especies de presas potencialmente importantes para los grandes carnívoros. Sin embargo, los estudios sobre la dieta que usan el examen de las muertes pueden sobreestimar estas especies en comparación con aquellas que se consumen por completo o son menos probables de ser encontradas o reportadas. Además, el gran tamaño corporal de la mayoría de los ungulados significa que un número relativamente bajo de individuos depredados puede representar una gran proporción de la dieta de un depredador.
Los lobos se especializan en la depredación de ungulados medianos a grandes (Jedrzejewski et al., 1992; Jedrzejewska et al., 1996; Poulle et al., 1998; Gade-Jorgensen y Stagegaard, 2000) y parecen seleccionar ungulados silvestres siempre y cuando haya más de una especie disponible (Mattioli et al., 1995; Meriggi y Lovari, 1996; Meriggi et al., 1996). Sin embargo, pueden recurrir al ganado doméstico si las presas silvestres son escasas (Zimen, 1981; Meriggi et al., 1996; Ciucci y Boitani, 1998; Vos, 2000) y también se alimentan de basura y carroña (Zimen, 1981; Salvador y Abad, 1987; Boitani, 1992; Ciucci et al., 1997).
La depredación de ganado y especies cinegéticas, particularmente ciervos, son quejas comunes contra los lobos (Ciucci y Boitani, 1998; Linnell et al., 2000; Vos, 2000). En muchos de los estudios, la mayoría de las pérdidas de ganado reportadas son de ovejas y cabras (Blanco et al., 1992; Cozza et al., 1996; Mertens et al., 2001) y en el norte de Portugal, donde las presas silvestres son escasas, los lobos pueden depredar exclusivamente sobre ganado (Vos, 2000). Blanco y colaboradores (1992) concluyeron que la depredación ganadera en España se aproximaba a seis ovejas, o un ternero, por lobo por año. Sin embargo, Ciucci y Boitani (1998) resaltaron la dificultad de distinguir entre la depredación de lobos y perros y Boitani (1992) estimó que había 800 000 perros callejeros o libres y 80 000 perros asilvestrados en Italia, en comparación con sólo 400-500 lobos (Corsi et al, 1999). En una provincia, Ciucci y Boitani (1998) documentaron un fuerte aumento en la proporción de casos atribuidos a los lobos tras una mayor conciencia pública de sus investigaciones. Además, algunas afirmaciones de depredación validadas por el Servicio Forestal Estatal de la provincia de L’Aquila, Italia, se basaron en creencias subjetivas sobre el comportamiento de los lobos, tales como los ataques que tuvieron lugar cuando «sólo era tiempo para lobos» (Cozza et al., 1996). Por lo tanto, es probable que algunas depredaciones de perros sean achacadas a los lobos y se sospecha que se hacen afirmaciones fraudulentas (Zimen, 1981; Boitani, 1992; Ciucci y Boitani, 1998).
Los intentos de evaluar el impacto regional de la depredación de lobos sobre el ganado sugieren que es generalmente pequeño (0,35% de ovejas regionales, Ciucci y Boitani, 1998; 0,3% de cabras, hasta 5,1% de ovejas, Vos, 2000) pero el impacto para algunos propietarios puede ser significativo. La mayoría de las reclamaciones de compensación en L’Aquila fueron de menos de un ataque al año, pero alrededor del 4% lo hizo por dos o más (Cozza et al., 1996). En la Toscana, murieron un promedio de tres ovejas por ataque pero en un pequeño número de casos murieron de 21 a 113 (Ciucci y Boitani, 1998). La mayor parte de los incidentes ocurrieron donde las poblaciones se criaron intensivamente en grandes rebaños (Boitani, 1992; Ciucci y Boitani, 1998; Vos, 2000) o donde se desplazaron libremente en las zonas montañosas (Blanco et al., 1992). Cuando se utilizó el pastoreo tradicional, las poblaciones parecieron ser menos vulnerables (Boitani, 1992; Vos, 2000). Sin embargo, las prácticas de cría de ovejas en el Reino Unido son más comparables con aquellas donde ocurren problemas de depredación.
En la mayoría de los países europeos, los lobos también son vistos como competidores con la actividad cinegética (Boitani, 2000), aunque no existe un acuerdo claro en la literatura para el control de poblaciones de ungulados silvestres por depredación (Skogland, 1991; Breitenmoser, 1998; Peterson, 2001). En el centro-sur de Escandinavia, se calcula que los lobos toman el 5% de la población Alces alces alces cada año (Olsson et al., 1997) y en Sierra Morena, España, con 10-20 ciervos Cervus elaphus/km2, se ha estimado que si se alimentasen exclusivamente de ciervos tomarían menos del 1% de biomasa total de ciervos por año (Blanco et al., 1992). En Polonia, Glowacinski y Profus (1997) estimaron que los lobos podrían tomar entre un 6 y un 9% de la biomasa de ungulados disponible, pero como incidían principalmente sobre animales jóvenes, los autores afirmaron que esto no afectaría seriamente a los dueños de caza locales. Aanes y colaboradores (1998) concluyeron que los lobos probablemente tendrían poco impacto en las poblaciones de corzo Capreolus capreolus, al menos cuando estas últimas ocurrieran en alta densidad. Algunos estudios americanos indican un efecto de control en poblaciones confinadas (por ejemplo, en islas), o un efecto anti-regulatorio en proporciones de presa/depredador bajas (Mech, 1970; Peterson y Page, 1983; Skoog, 1983; Messier, 1991), pero en Isle Royale, Michigan, se ha sugerido que la depredación del lobo es un factor secundario en relación con el clima invernal (Mech et al., 1987).
¿Aceptaría la reintroducción el público británico?
No han habido introducciones previas de mamíferos predadores de mediano a gran tamaño en el Reino Unido para proporcionar una guía para las respuestas probables a la reintroducción de grandes carnívoros. Se han producido algunos escapes de grandes carnívoros exóticos (Baker, 1990), pero afirmaciones de que tales especies consiguiesen vivir períodos prolongados en el medio silvestre, o incluso criar, no resistieron el escrutinio. Sin embargo, un pequeño depredador, el visón americano Neovison vison, se ha extendido por la mayor parte del país después de fugas accidentales y liberaciones deliberadas de granjas de pieles y ha sido la causa de una considerable controversia (Dunstone, 1993). Las evaluaciones del estado de los visones como especie problemática varían (Dunstone e Ireland, 1989; Harrison y Symes, 1989), pero estudios recientes confirman que pueden tener un impacto negativo en la fauna nativa (Ferreras y Macdonald, 1999; Rushton et al., 2000) y es cierto que, más de 40 años después, todavía son vistos como una adición no deseada a la fauna de Reino Unido.
La historia de los mustélidos nativos más raros en el Reino Unido se asemeja a la de los grandes carnívoros en Europa. El turón Mustela putorius fue erradicado de la mayor parte del país durante la segunda mitad del siglo XIX, pero después de la guerra de 1914-1918 comenzó una lenta recuperación (Langley y Yalden, 1977). A principios de los años noventa había vuelto a ocupar todo el País de Gales y gran parte de los condados fronterizos ingleses (Birks, 1993). Packer y Birks (1999) examinaron las actitudes hacia el turón a la luz de esta recuperación. Sus conclusiones sugirieron que la mayoría de los guardabosques y agricultores eran ahora más tolerantes con el turón y que algunos agricultores los veían como depredadores beneficiosos de conejos Oryctolagus cuniculus y ratas Rattus norvegicus. Sin embargo, la mayoría de la gente quería seguir siendo libre para controlar la especie. La marta Martes martes también fue erradicada de la mayor parte del país durante el siglo XIX (Langley y Yalden, 1977). Las propuestas para reintroducir las martas en partes de Inglaterra han sido objeto de consulta pública, incluyendo una encuesta a personas en áreas potenciales de liberación (Bright et al., 2000). La gran mayoría (casi el 90%) del público en general y la mayoría de los agricultores y guardabosques (64-65%) estuvieron a favor de la reintroducción y muchos, aparentemente, dijeron que estarían dispuestos a apoyarla financieramente. El desacuerdo, en este caso, se debió en gran medida a la preocupación por las poblaciones relictas que todavía pudiesen estar presentes en algunas de estas áreas (Birks y Messenger, 2000).
La consulta pública sobre la posible reintroducción del castor en Escocia también mostró una mayoría (86% de las respuestas voluntarias y 63% del público entrevistado) a favor de la propuesta (Scott Porter Research y Marketing, 1998). El apoyo fue mayor entre los académicos, los conservacionistas y los intereses de recreación al aire libre. Entre las razones dadas para apoyar la propuesta se incluyeron el aumento de la biodiversidad, la restauración de una especie nativa y el ecoturismo. La oposición fue mayor entre los intereses de la pesca con caña, la agricultura y la pesca, que supuestamente sentían que tenían más que perder. Casi el 70% de las organizaciones de pesca escocesa encuestadas en un estudio anterior estuvieron en contra de la reintroducción, principalmente debido a los temores de los posibles efectos de las presas de los castores en la migración de los peces (Collen, 1997).
Ninguna de estas especies presenta ningún peligro para las personas, pero el jabalí Sus scrofa, que puede causar daño agrícola (Schley y Roper, 2003) y que a veces se percibe como peligroso, se ha establecido recientemente en dos áreas del sur de Inglaterra (Goulding et al., 1998; Wilson, 2003). En Dorset, 35 de los 37 campesinos, guardabosques y cazadores con los que se contactó mientras se recopilaba información sobre la distribución del jabalí, aunque no se cuestionó específicamente sus actitudes, expresaron opiniones predominantemente negativas o, en el mejor de los casos, ambivalentes sobre la presencia del jabalí. Goulding y Roper (2002) encontraron que los artículos de prensa sobre estas poblaciones se concentraban en cuestiones negativas; principalmente amenazas percibidas a la seguridad humana y daños agrícolas. Sin embargo, consideraron que el énfasis en la seguridad no era injustificado, ya que no encontraron evidencia en la literatura de ataques no provocados de jabalíes a personas. Un registro de una anciana que se cree murió después de un ataque de jabalí en Japón existe (Hatake et al., 1995), pero Goulding y Roper (2002) señalan que gran parte de la cobertura de la prensa parecía mostrar «oposición ignorante y prejuiciosa», como predijo Yalden (1986).
Se han obtenido algunas indicaciones de las actitudes respecto a la posible reintroducción de grandes carnívoros en Gran Bretaña en respuesta a las propuestas formuladas por algunos organismos de conservación. En una encuesta realizada por el Macaulay Land Use Research Institute (citado en Watson Featherstone, 1997), mientras que el 66% del público en general estaba a favor de la reintroducción del castor, sólo el 36% apoyó el retorno del lobo. El apoyo fue aún más bajo (17%) en el área de Glen Affric, que se encuentra dentro del área de liberación potencial propuesta por Watson Featherstone (1997). MacNally (1995) hizo un caso emotivo contra la reintroducción del lobo a las Tierras Altas. Sin embargo, afirmó que los lobos en Italia han sido «conocidos por matar a 200 ovejas a la vez», mientras que esto sobrepasa sustancialmente incluso la peor de las pocas lobadas (“surplus killing”) registradas por Ciucci y Boitani (1998). También afirmó que «en España, donde hay ciervos, los lobos se alimentan principalmente de ganado». Esto es contrario a la evidencia en España y Portugal, que indica que si los ungulados silvestres están disponibles son la presa preferida (Salvador y Abad, 1987; Cuesta et al., 1991; Blanco et al., 1992), como se ha demostrado para Europa meridional en general (Meriggi y Lovari, 1996).
Las actitudes hacia los grandes carnívoros en otras partes de Europa parecen estar divididas entre el público en general y los más propensos a sufrir pérdidas. En una encuesta realizada por un periódico suizo (Coop Zeitung, citado en Breitenmoser, 1998), el 82% de las personas solicitadas estuvieron a favor del retorno del lince, el 64% para el lobo y el 54% para el oso. Sin embargo, los encuestados fueron principalmente de áreas urbanas. La recolonización natural de Escandinavia por los lobos en los años setenta se encontró con una gran hostilidad (Bjärvall, 1983). En 1979, la primera cría exitosa de lobos en Suecia desde 1964 llevó a dos aldeas locales a solicitar licencias para la eliminación de los lobos. Aunque el 70% del público en general estaba a favor de los lobos, más del 70% de los propietarios de renos estuvieron en contra (Bjärvall, 1983). A principios de los años ochenta, la exitosa cría de lobos en el sur de Suecia provocó la formación de una «Sociedad para la Destrucción del Lobo» y en 1985 la mayoría de los lobos de este grupo había sido asesinada ilegalmente (Mills, 1987). Linnell y colaboradores (2000) llegó a la conclusión de que los grandes carnívoros eran considerados como plagas debido a las actitudes negativas que atraen entre las comunidades rurales.
En Estados Unidos se han visto divisiones similares. Considerando que el público en general apoya la reintroducción de carnívoros, la restauración de los ecosistemas, el beneficio de las generaciones futuras o la recompensa por la persecución del pasado, la oposición puede ser fuerte en las zonas rurales debido a los temores sobre la seguridad humana y los daños al ganado (Schlickeisen, 2001). Después de la publicidad sobre la propuesta de reintroducción de lobos en los Adirondacks, Nueva York, la opinión se polarizó fuertemente y la mayoría de la correspondencia sustancial en la prensa se opuso a los planes (Fascione y Kendrot, 2001). La reintroducción de los lobos en el Parque Nacional de Yellowstone, propuesta inicialmente en 1975, también se enfrentó a una fuerte oposición (Clark y Gillesberg, 2001). Siguiendo las recomendaciones del Congreso en 1991, hubo una extensa consulta pública, como resultado de la cual se recibieron más de 160 000 comentarios escritos, la mayoría de apoyo. Sin embargo, en 1994 la Oficina de Agricultura de Wyoming presentó una demanda que se oponía a la reintroducción y en 1997, dos años después de que los lobos hubieran sido liberados, el Tribunal de Distrito dictaminó que todos los lobos reintroducidos debían ser removidos, decisión que posteriormente fue revocada por el Tribunal de Apelación de los Estados Unidos (Clark y Gillesberg, 2001).
Es evidente, mientras que las actitudes modernas hacia la vida silvestre y la conservación han aumentado la tolerancia para la conservación de carnívoros y otras especies potencialmente dañinas en general, que los grupos de interés que temen que serán los que sufren pérdidas son todavía susceptibles de oponerse a las reintroducciones. Aunque la presunción de que los carnívoros grandes tienen un impacto económico negativo a escala regional puede ser infundada (Rasker y Hackman, 1996), los temores enraizados en las opiniones culturales o tradicionales tienen que ser tomados en consideración (Clark et al., 1996). Es probable que en el Reino Unido, al igual que en otros lugares, mientras que la reintroducción de grandes carnívoros puede obtener apoyo entre el público en general y los conservacionistas, se encuentre con una fuerte oposición de los ganaderos, la cría de especies cinegéticas y los intereses de acecho de ciervos y otros habitantes rurales. Por lo tanto, es difícil concebir la mayoría del apoyo que se obtiene para la reintroducción del lobo.
DISCUSIÓN
Yalden (1986) hizo un fuerte argumento para la introducción de lobos en la Reserva Natural Nacional de la Isla de Rhum en la costa oeste de Escocia, comparando con la bien estudiada población de lobos de Isle Royale, Michigan. Sin embargo, Macdonald y colaboradores (2000) señalaron que Rhum es menos de un quinto del tamaño de la Isla Royale y la presencia de lobos conduciría con toda seguridad a ciclos volátiles de depredadores-presas. La supervivencia de una población de lobos en estas circunstancias probablemente requeriría manejo intensivo. Macdonald y colaboradores (2000a) sugirieron que los carnívoros grandes podrían reintroducirse en «parques ecológicos» vallados, pero las directrices de la UICN indican que el objetivo principal de cualquier reintroducción debería ser establecer una «población libre y viable en la naturaleza» (IUCN, 1998). Como se muestra en este estudio, el área requerida para una gran población de carnívoros viable a largo plazo es probable que sea del orden de 100 veces el tamaño de Rhum. Es inconcebible que un área de este tamaño pueda ser cercada para encerrar a los animales. En las Tierras Altas de Escocia existen zonas seminaturales suficientemente grandes donde la densidad de población humana, la densidad de carreteras y la disponibilidad de presas se comparan favorablemente con partes de Europa donde los grandes carnívoros sobreviven. Sin embargo, la mayor parte de esta tierra es de propiedad privada y los grandes carnívoros no encerrados son propensos a crear conflictos con el ganado y los intereses deportivos en estas áreas. El lobo puede tener un impacto sobre el ganado y, aunque es poco probable que sea significativo a escala nacional o regional, las pérdidas pueden ser graves para los ganaderos individuales. El ganado libre no supervisado, como el que se encuentra en gran parte de las tierras altas, es el más vulnerable. Muchos países europeos tienen planes de compensación financiados por las organizaciones estatales, de seguros, de conservación o de caza para la pérdida verificada de ganado (Boitani, 2000; Breitenmoser et al., 2000; varios autores en Servheen et al., 1999). Por ejemplo, Italia pagó alrededor de 1,8 millones de euros en 1996 por las ocasionadas por los lobos (Boitani, 2000), aunque probablemente incluyeron las ocasionadas por perros atribuidas erróneamente a los lobos (Ciucci y Boitani, 1998). En Estados Unidos, un fondo de compensación de 100 000 $ para pérdidas de ganado como consecuencia de la reintroducción de lobos en áreas como el Parque Nacional de Yellowstone y el centro de Idaho, es mantenido por la organización benéfica Defenders of Wildlife (Schlickeisen, 2001). No hay ningún precedente en el Reino Unido para la compensación estatal por los daños causados por la vida silvestre y es probable que cualquier esquema de este tipo también tenga que ser financiado por el sector voluntario. Las organizaciones de conservación tendrían que juzgar los costos de reintroducción en contra de otras prioridades de conservación.
El impacto sobre las poblaciones de especies cinegéticas, particularmente ungulados, también puede ser significativo, pero la abundante y creciente población de ciervos en las Tierras Altas (Staines y Ratcliffe, 1987) probablemente podría absorber las probables pérdidas. Debido a esto y, dado que hay cierta evidencia de que los lobos recurren a presas silvestres en lugar de ganado (Meriggi y Lovari, 1996; Breitenmoser et al., 2000; Jobin et al., 2000), la depredación del ganado podría ser un problema menor en las Tierras Altas en comparación con partes de Europa donde los ungulados salvajes son escasos.
El lobo es el más propuesto para la reintroducción en Gran Bretaña (por ejemplo, Yalden, 1986, Panaman, 1995; Watson Featherstone, 1997) en parte porque es la especie que sobrevivió en el país más recientemente (Yalden, 1999). Un hábitat adecuado para el lobo ha sido descrito como «donde los humanos no matan a la especie y donde hay algo para comer» (Boitani, 2000). Sin embargo, el lobo tiene el potencial de tener el mayor impacto sobre el ganado y, con distancias de dispersión de varios cientos de kilómetros (Boitani, 2000; Valière et al., 2003), los lobos liberados en las Tierras Altas podrían aparecer en terrenos agrícolas de tierras bajas en el centro o el este de Escocia. Por lo tanto, la reintroducción del lobo también es probable que encuentre una fuerte oposición.
Por lo tanto, existe el espacio y presas silvestres para sostener una población de grandes carnívoros, pero es poco probable que los lobos sean aceptados en un futuro previsible. Según el autor, se debería tener en cuenta el estatus legal de los animales reintroducidos. Bajo la ley actual no tendrían protección legal y serían vulnerables al sacrificio no regulado. Por lo tanto, el apoyo de la población local más susceptible de verse afectada sería doblemente importante. Por el contrario, una vez establecida, la población tendría que ser manejada y es probable que esto incluya algún sacrificio (Mech, 1995; Linnell et al., 2001, Mech, 2001). Muchos de los que apoyan la reintroducción probablemente se opondrían a esa gestión. Sin embargo, si se pueden abordar estas cuestiones, tal reintroducción podría ayudar a corregir el «poco poco» que se ha hecho para restaurar la gran fauna de mamíferos de Reino Unido, como señala Yalden (2003), en comparación con algunos de sus vecinos europeos.
REFERENCIAS
Aanes, R., J. D. C. Linnell, K. Perzanowski, J. Karlsen and J. Odden (1998). “Roe deer as prey”. In: The European Roe Deer: the Biology of Success (Ed. by R. Andersen, P. Duncan & J.D.C. Linnell), pp. 139–159. Scandinavian University Press, Oslo, Norway.
Baker, S. J. (1990). “Escaped exotic mammals in Britain”. Mammal Review 20: 75–96.
Belovsky, G. E. (1987). “Extinction models and mammalian persistence”. In: Viable Populations for Conservation (Ed. by M.E. Soulé), pp. 35–57. Cambridge University Press, Cambridge.
Birks, J. and J. Messenger (2000). A Response from the Vincent Wildlife Trust to ‘Return of the Pine Marten to England: Public Consultation’. The Vincent Wildlife Trust, London.
Birks, J. (1993). “The return of the polecat”. British Wildlife 5: 16–25.
Bjärvall, A. (1983). “Scandinavia’s response to a natural repopulation of wolves”. Acta Zoologica Fennica 174: 273–275.
Blanco, J. C., S. Reig and L. De La Cuesta (1992). “Distribution, status and conservation problems of the wolf in Spain”. Biological Conservation 60: 73–80.
Boitani, L. (2000). “Action Plan for the Conservation of Wolves in Europe”. Council of Europe, Nature and Environment Series No. 113, Strasbourg.
Boitani, L. (1992). “Wolf research and conservation in Italy”. Biological Conservation 61: 125–132.
Breitenmoser, U., C. Breitenmoser-Würsten, H. Okarma, T. Kaphegyi, U. Kaphygyi-Wallmann and U. M. Müller (2000). “Action Plan for the Conservation of the Eurasian Lynx in Europe”. Council of Europe, Nature and Environment Series no. 112, Strasbourg.
Breitenmoser, U. (1998). “Large predators in the Alps: the fall and rise of Man’s competitors”. Biological Conservation 83: 279–289.
Bright, P., E. Halliwell and T. Mitchell-Jones (2000). “Return of the Pine Marten to England: Public Consultation”. People’s Trust for Endangered Species, London.
Ciucci, P., L. Boitani, F. Francisci and G. Andreoli (1997). “Home range, activity and movements of a wolf pack in central Italy”. Journal of Zoology 243: 803–819.
Ciucci, P. and L. Boitani (1998). “Wolf and dog depredation on livestock in central Italy”. Wildlife Society Bulletin 26: 504–514.
Clark, T. and A.-M. Gillesberg (2001). “Lessons from wolf restoration in Greater Yellowstone”. In: Wolves and Human Communities (Ed. by V.A. Sharpe, B. Norton & S. Donnelly), pp. 135–149. Island Press, Washington.
Clark, T. W., A. P. Curlee and R. P. Reading (1996). “Crafting effective solutions to the large carnivore conservation problema”. Conservation Biology 10: 940–948.
Collen, P. (1997). “Review of the potential impacts of re-introducing Eurasian beaver on the ecology and movement of native fishes, and the likely implications for current angling practices in Scotland”. Scottish Natural Heritage Review, No. 86, Edinburgh.
Corsi, F., E. Duprè and L. Boitani (1999). “A large-scale model of wolf distribution in Italy for conservation planning”. Conservation Biology 13: 150–159.
Cozza, K., R. Fico and M-L. Battistini (1996). “The damage-conservation interface illustrated by predation on domestic livestock in central Italy”. Biological Conservation 78: 329–336.
Cuesta, L., F. Barcena, F. Palacios, F. and S. Reig (1991). “The trophic ecology of the Iberian wolf. A new analysis of stomach’s data”. Mammalia 55: 239–254.
Dunstone, N. (1993). “The Mink”. Poyser, London.
Dunstone, N. and M. Ireland (1989). “The mink menace? A reappraisal”. In: Mammals as Pests (Ed. by R.J. Putman), pp. 225–241. Chapman & Hall, London.
Fascione, N. and S. R. Kendrot (2001). “Facilitating citizen participation in Adirondack wolf recovery”. In: Wolves and Human Communities (Ed. by V.A. Sharpe, B. Norton & S. Donnelly), pp. 51–59. Island Press, Washington.
Ferreras, P. and D. W Macdonald (1999). “The impact of American mink on water birds in the upper Thames”. Journal of Applied Ecology 36: 701–708.
Foose, T. J., L. de Boer, U. S. Seal and R. Lande (1995). “Conservation management strategies based on viable populations”. In: Population Management for Survival and Recovery: Analytical Methods and Strategies in Small Population Conservation (Ed. by J.D. Ballou, M. Gilpin & T.J. Foose), pp. 273–294. Columbia University Press, New York.
Fritts, S. H. and L. N. Carbyn (1995). “Population viability, nature reserves, and outlook for gray wolf conservation in North America”. Restoration Ecology 3: 26–38.
Funk, S. M., C. V. Fiorello, S. Cleaveland and M. E. Gompper (2001). “The role of disease in carnivore ecology and conservation”. In: Carnivore Conservation (Ed. by J.L. Gittleman, S.M. Funk, D. Macdonald & R.K. Wayne), pp. 443–466. Cambridge University Press, Cambridge.
Gade-Jorgensen, I. and R. Stagegaard (2000). “Diet composition of wolves in east-central Finland”. Acta Theriologica 45: 537–547.
Glowacinski, Z. and P. Profus (1997). “Potential impact of wolves on prey populations in eastern Poland”. Biological Conservation 80: 99–106.
Goulding, M. J. and T. J. Roper (2002). “Press responses to the presence of free-living Wild Boar (Sus scrofa) in southern England”. Mammal Review 32: 272–282.
Goulding, M. J., G. Smith and S. J. Baker (1998). “Current Status and Potential Impact of Wild Boar in the English Countryside: A Risk Assessment”. Central Science Laboratory Report to the Ministry of Agriculture Fisheries and Food, England.
Harrison, M. D. K. and R. G. Symes (1989). “Economic damage by feral American mink in England and Wales”. In: Mammals as Pests (Ed. by R.J. Putman), pp. 242–250. Chapman & Hall, London.
Hatake, K., T. Taniguchi, M. Negoro, H. Ouchi, T. Minami and S. Hishida (1995). “A case of death of a woman attacked by a wild boar”. Research and Practice in Forensic Medicine 38: 275–277 (abstract only).
Jedrzejewska, B., W. Jedrzejewski, A. N. Bunevich, L. Milkowski and H. Okarma (1996). “Population dynamics of wolves in Bialowieza Primeval Forest (Poland and Belarus) in relation to hunting by humans, 1847– 1993”. Mammal Review 26: 103–126.
Jedrzejewski, W., B. Jedrzejewska, H. Okarma and A. L. Ruprecht (1992). “Wolf predation and snow cover as mortality factors in the ungulate community of the Bialowieza National Park, Poland”. Oecologia 90: 27– 36.
Jobin, A., P. Molinari and U. Breitenmoser (2000). “Prey spectrum, prey preference and consumption rates of Eurasian lynx in the Swiss Jura Mountains”. Acta Theriologica 45: 243–252.
Journal Citation Reports (2017). Consultado el 28 de Febrero de 2017. http://sauwok5.fecyt.es/admin-apps/JCR/JCR?RQ=IF_CAT_BOXPLOT&rank=1&journal=MAMMAL+REV
Lacy, R. C. (2001). “VORTEX: Simulation Model of Population Dynamics and Viability, Version 8.42”. Chicago Zoological Society, Brookfield, IL.
Lande, R. and G. F. Barrowclough (1987). “Effective population size, genetic variation, and their use in population management”. In: Viable Populations for Conservation (Ed. by M.E. Soulé), pp. 87–123. Cambridge University Press, Cambridge.
Langley, P. J. W. and D. W. Yalden (1977). “The decline of the rarer carnivores in Great Britain during the nineteenth century”. Mammal Review 7: 95–116.
Linnell, J. D. C., J. E. Swenson and R. Andersen (2000). “Conservation of biodiversity in Scandinavian boreal forests: large carnivores as flagships, umbrellas, indicators, or keystones?”. Biodiversity and Conservation 9: 857–868.
Macdonald, D. W., G. M. Mace and S. Rushton (2000a). “British mammals: is there a radical future?”. In: Priorities for the Conservation of Mammalian Diversity: Has the Panda Had its Day? (Ed. by A. Entwistle & N. Dunstone), pp. 175–205. Cambridge University Press, Cambridge.
MacNally, M. (1995). “Never cry wolf”. Deer 9: 436–437.
Mattioli, L., M. Apollonio, V. Mazzarone and E. Centofanti (1995). “Wolf food habits and wild ungulate availability in the Foreste Casentinesi National Park, Italy”. Acta Theriologica 40: 387–402.
Mech, L. D. and H. H. Hertel (1983). “An eight-year demography of a Minnesota wolf pack”. Acta Zoologica Fennica 174: 249–250.
Mech, L. D. (2001): “Managing Minnesota’s recovered wolves”. Wildlife Society Bulletin 29: 70–77.
Mech, L. D., R. E. McRoberts, R. O. Peterson and R. E. Page (1987). “Relationship of deer and moose populations to previous winters’ snow”. Journal of Animal Ecology 56: 615–627.
Mech, L. D. (1995). “The challenge and opportunity of recovering wolf populations”. Conservation Biology 9: 270–278.
Mech, L. D. (1970). “The Wolf: the Ecology and Behaviour of an Endangered Species”. University of Minnesota Press, Minneapolis (2000 reprint).
Meriggi, A., A. Brangi, C. Matteucci and O. Sacci (1996). “The feeding habits of wolves in relation to large prey availability in northern Italy”. Ecography 19: 287–295.
Meriggi, A. and S. Lovari (1996). “A review of wolf predation in southern Europe: does the wolf prefer wild prey to livestock?”. Journal of Applied Ecology 33: 1561–1571.
Mertens, A., P. Gheorghe and C. Promberger (2001). “Carnivore damage to livestock in Romania”. Carnivore Damage Prevention News 4: 10.
Messier, F. (1991). “The significance of limiting and regulating factors on the demography of moose and whitetailed deer”. Journal of Animal Ecology 60: 377–393.
Mills, S. (1987). “Does Sweden have room for its wolves?”. Oryx 21: 92–96.
Okarma, H., W. Jedrzejewski, K. Schmidt, S. Sniezko, A. N. Bunevich and B. Jedrzejewska (1998). “Home ranges of wolves in Bialowieza Primeval Forest, Poland, compared with other Eurasian populations”. Journal of Mammology 79: 842–852.
Olsson, O., J. Wirtberg, M. Andersson and I. Wirtberg (1997). “Wolf predation on moose and roe deer in southcentral Scandinavia”. Wildlife Biology 3: 13–25.
Packer, J. J. and J. D. S. Birks (1999). “An assessment of British farmers’ and gamekeepers’ experiences, attitudes and practices in relation to the European polecat”. Mammal Review 29: 75–92.
Panaman, R. (1995). “Wolves in the Scottish Highlands?”. Deer 9: 435–436.
Paquet, P. C., J. R. Strittholt, N. L. Staus, P. J. Wilson, S. Grewal, S. and B. N. White (2001). “Feasibility of timber wolf reintroduction in Adirondack Park”. In: Large Mammal Restoration: Ecological and Sociological Challenges in the 21st Century (Ed. by D.S. Maehr, R.F. Noss & J.L. Larkin), pp. 47–64. Island Press, Washington.
Peterson, R. O. and R. E. Page (1983). “Wolf-moose fluctuations at Isle Royale National Park, Michigan, U.S.A”. Acta Zoologica Fennica 174: 251–253.
Peterson, R. O. (2001). “Wolves as top carnivores: new faces in new place”s. In: Wolves and Human Communities (Ed. by V.A. Sharpe, B. Norton & S. Donnelly), pp. 151–160. Island Press, Washington.
Pimlott, D. H. (1975). “The wolf in Europe in 1973”. In: Proceedings of the First Working Meeting of Wolf Specialists and of the First International Conference on Conservation of the Wolf (Ed. by D.H. Pimlott), pp. 17–27. IUCN, Morges, Switzerland.
Poulle, M.-L., T. Houard and B. Lequette (1998). “Prédation exercée par le Loup sur le Moufflon et le Chamois dans le Massif du Mercantour (sud-est France)”. Gibier Faune Sauvage 15: 1149–1159.
Rasker, R. and A. Hackman (1996). “Economic development and the conservation of large carnivores”. Conservation Biology 10: 991–1002.
Reynolds, J. C. and N. J. Aebischer (1991). “Comparison and quantification of carnivore diet by faecal analysis: a critique, with recommendations, based on a study of the fox”. Mammal Review 21: 97–122.
Rushton, S.P., G. W. Barreto, R. M. Cormack, D. W. Macdonald and R. Fuller (2000). “Modelling the effects of mink and habitat fragmentation on the water vole”. Journal of Applied Ecology 37: 475–490.
Salvador, A. and P. L. Abad (1987). “Food habits of a wolf population in Leon province, Spain”. Mammalia 51: 45–52.
Schlickeisen, R. (2001). “Overcoming cultural barriers to wolf reintroduction”. In: Wolves and Human Communities (Ed. by V.A. Sharpe, B. Norton & S. Donnelly), pp. 61–73. Island Press, Washington.
Scott Porter Research and Marketing (1998). “Re-introduction of the European beaver to Scotland: results of a public consultation”. Scottish Natural Heritage Research Survey and Monitoring Series No. 121. Executive Summary. http://www.snh.org.uk
Schaffer, M. (1987). “Minimum viable populations: coping with uncertainty”. In: Viable Populations for Conservation (Ed. by M.E. Soulé), pp. 35–57. Cambridge University Press, Cambridge.
Schley, L. and T. J. Roper (2003). “Diet of wild boar Sus scrofa in Western Europe, with particular reference to consumption of agricultural crops”. Mammal Review 33: 43–56.
Servheen, C., S. Herrero and B. Peyton (1999). “Bears: Status Survey and Conservation Action Plan”. IUCN/SSC Bear and Polar Bear Specialists Groups, Gland, Switzerland.
Simpson, V. R. (2002). “Wild animals as reservoirs of infectious disease in the UK”. Veterinary Journal 163, 128– 146.
Skoog, R. O. (1983). “Results of Alaska’s attempts to increase prey by controlling wolves”. Acta Zoologica Fennica 174: 245–247.
Skogland, T. (1991). “What are the effects of predators on large ungulate populations?”. Oikos 61: 401–411.
Staines, B.W. and P. R. Ratcliffe (1987). “Estimating the abundance of red deer and roe deer and their current status in Great Britain”. Symposium of the Zoological Society of London 58: 131–152.
Valière, N., L. Fumagalli, L, Geilly, C. Miquel, B. Lequette, M.-L. Poulle, J.-M. Weber, R. Arlettaz and P. Taberlet (2003). “Long-distance wolf recolonization of France and Switzerland inferred from non-invasive genetic sampling over a period of 10 years”. Animal Conservation 6: 83–92.
Vos, J. (2000). “Food habits and livestock depredation of two Iberian wolf packs in the north of Portugal”. Journal of Zoology 251: 457–462.
Watson Featherstone, A. (1997). “The wild heart of the Highlands”. Ecos 18: 48–61.
Wilson, C. J. (2003). “Distribution and status of feral wild boar Sus scrofa in Dorset, southern England”. Mammal Review 33: 302–307.
Wilson, E. O. (1992). “The Diversity of Life”. Penguin, London.
Yalden, D. W. (1986). “Opportunities for reintroducing British mammals”. Mammal Review 16: 53–63.
Zimen, E. (1981). “The Wolf: His Place in the Natural World”. (English edition). Souvenir Press, London.
el silencio del lobo 