La tortuga laúd, tinglar o bien baula (Dermochelys coriacea) es una especie de reptil de la familia Dermochelyidae. Es la mayor de todas y cada una de las tortugas marinas, alcanzando una longitud de dos con tres metros y un peso de más de seiscientos kilogramos. Un individuo macho llegó a pesares novecientos dieciseis kilogramos, si bien las tortugas de este tamaño son extrañas. Se halla en todos y cada uno de los mares tropicales o bien subtropicales y es la única especie de su familia. Esta especie tiene multitud de peculiaridades únicas que la distinguen en gran medida de otras tortugas marinas. Su tasa metabólica es más o menos tres veces mayor de lo aguardado en un reptil de su tamaño, lo que, unido a sus intercambiadores de calor contra corriente y su importante tamaño, deja sostener una temperatura anatómico de hasta dieciocho °C sobre el agua circundante. Ciertos científicos aun consideran que la tortuga laúd tiene alguna capacidad para producir su calor anatómico, como un mamífero, pese a que los reptiles son ectotermos o bien de «sangre fría», con lo que dependen de la temperatura externa para regular la suya propia. No obstante, asimismo puede considerarse a esta especie como gigantoterma.
Hábitat de la Tortuga Laúd
D. coriacea es una tortuga marina oceánica de buceo profundo que habita en mares tropicales, subtropicales y subpolares. Las tortugas laúd hacen migraciones extensas entre diferentes áreas de alimentación en diferentes estaciones, y hacia y desde las áreas de anidación. Las tortugas laúd se alimentan principalmente de medusas, salpas y sifonóforos. Las hembras generalmente producen varios (3-10) nidadas de 60-90 huevos en una estación reproductiva, y típicamente tienen un intervalo de re-migración de varios años (2+) entre las estaciones reproductivas posteriores. Para una revisión exhaustiva de la biología de baula, consulte Eckert et al . (2012)
¿Qué población existe de la Tortuga Laúd?
Las tortugas laúd son una sola especie a nivel mundial que comprende siete unidades de gestión regional descritas biológicamente (UGR; Wallace et al.. 2010), que describen segmentos de población biológicos y geográficamente explícitos integrando información de sitios de anidación, estudios de ADN mitocondrial y nuclear, movimientos y uso del hábitat en todas las etapas de la vida. Las RMU son funcionalmente equivalentes a las subpoblaciones de la UICN, lo que proporciona la unidad demográfica adecuada para las evaluaciones de la Lista Roja. Hay siete RMU de baula (en adelante, subpoblaciones): Océano Atlántico noroccidental, Océano Atlántico sudoriental, Océano Atlántico sudoeste, Océano Índico nororiental, Océano Índico sudoeste, Océano Pacífico oriental y Océano Pacífico occidental (Figura 2 en Material complementario). Se han definido múltiples reservas genéticas de acuerdo con áreas de anidación geográficamente dispares en todo el mundo (Dutton et al . 1999, 2013), y se incluyen dentro de las delineaciones de RMU (Wallaceet al . 2010; los archivos de forma se pueden ver y descargar en: http://seamap.env.duke.edu/swot ).
Localización geográfica de la Dermochelys coriacea
Las tortugas laúd se distribuyen circunglobalmente, con sitios de anidación en playas arenosas tropicales y rangos de alimentación que se extienden en latitudes templadas y subpolares (ver Figura 1 en Material complementario y mapa de distribución global). Ver Eckert et al . (2012) para revisión del rango geográfico de la tortuga laúd.
¿Por qué la Tortuga Laúd está amenazada de extinción?
La población mundial de tortugas laúd ( Dermochelys coriacea ) comprende siete subpoblaciones (ver Figura 2 en Material complementario) que varían ampliamente en tamaño de población, rango geográfico y tendencias de la población, y son las unidades apropiadas para la evaluación del estado de conservación global de esta especie ( Wallace y col.. 2010, 2011). Como tal, realizamos evaluaciones para cada una de las siete subpoblaciones, además de la evaluación combinada de la población mundial requerida por la UICN (consulte la Tabla 1 en Material complementario). Debido a la distribución geográficamente extendida de esta especie, el Criterio A fue el único criterio apropiado para la evaluación que podría aplicarse a la población mundial de laúd. La duración de la generación se estimó en 30 años. La estimación del cambio de la población mundial basada en las tendencias de la subpoblación (ponderada por los tamaños de la subpoblación en relación con el tamaño de la población mundial) produjo una estimación de una disminución de -40.1% en las últimas tres generaciones (consulte la Tabla 2 en Material complementario), correspondiente a una categoría deVulnerable según el Criterio A2 (es decir, las amenazas no son reversibles ni han cesado), subcriterios b (es decir, se utilizó un índice de abundancia apropiado para el taxón —contes anuales de nidos) yd (es decir, la disminución se debió a niveles potenciales de explotación). Por el contrario, la evaluación de los datos bajo el Criterio A4 (abundancia pasada, presente y futura) reveló que las tendencias de la población mundial de baulas durante tres generaciones ya no alcanzarán los umbrales para las categorías de amenazas en 2020 (-29.4%), y aumentarán en 2030 (3%) y más allá (104% para 2040) (ver Tabla 3 en Material complementario). Por lo tanto, dentro de los próximos diez años, la población mundial de baulas podría dejar de calificar como «Amenazada», es decir, una lista de categorías de Vulnerable, En Peligro o En Peligro Crítico, de acuerdo con los Criterios de la Lista Roja de la UICN.
Sin embargo, los futuros aumentos de la población dependerán del éxito de las acciones de conservación que mitiguen las amenazas actuales y futuras para esta especie en toda su área de distribución, especialmente en las áreas de reproducción y alimentación, y de que no surjan nuevas amenazas (por ejemplo, cambio climático) que puedan causar una disminución de la población. Además, casi el 99% de la población mundial (según los datos disponibles actualmente) estará contenido en el Atlántico noroccidental, lo que oscurece la disminución de las subpoblaciones del Pacífico y el estado amenazado de otras subpoblaciones relativamente pequeñas (por ejemplo, el suroeste del Atlántico, el suroeste de la India) (ver Figura 3 en Material complementario), sin mencionar las subpoblaciones deficientes en datos (noreste de la India, sudeste del Atlántico). Si bien estos resultados demuestran que las tortugas baula, como una entidad taxonómica única, no se extinguirán globalmente en la próxima generación, la lista global no es una representación apropiada del estado de conservación de las subpoblaciones biológicamente relevantes que conforman la población mundial de baulas. Por esta razón, las evaluaciones de la Lista Roja a nivel de subpoblación para las tortugas baula deberían tener prioridad en la evaluación del verdadero riesgo de extinción global para esta especie.
Justificación
Los análisis exhaustivos de 39 conjuntos de datos existentes, incluidos 28 conjuntos de datos de series temporales con ≥10 años de datos, de la abundancia de hembras que anidan o sus actividades de anidación en las playas revelaron diferentes tendencias de población entre las subpoblaciones, pero una disminución global en general basada en las tendencias de subpoblación ponderadas por el tamaño de la subpoblación Hace tres generaciones en relación con el tamaño combinado de la población mundial (consulte la Tabla 2 en Material complementario para todos los conjuntos de datos utilizados). En general, considerando solo los conjuntos de datos con ≥10 años de datos de abundancia, la abundancia global total en las subpoblaciones de baulas había disminuido de 90,599 nidos año -1 a 54,262 nidos año -1durante tres generaciones hasta 2010. Uso de factores de conversión promedio de diferentes subpoblaciones para proporcionar estimaciones entre corchetes de la abundancia de anidación de hembras (es decir, 5 y 7 nidadas por hembra, tres años para intervalos de re-migración, intermedio entre los promedios de subpoblación; TEWG 2007, Reina et al . 2002), estos valores de abundancia anual de anidación corresponden a aproximadamente 12,943-18,120 hembras anidadoras año -1 (o 38,828-54,359 hembras adultas) hace tres generaciones y 7,752-10,852 hembras anidadoras año -1 (o 23,255-32,557 hembras adultas) en 2010. Debido a que no incluimos datos de abundancia de varias colonias que tenían <10 años de datos, incluido Gabón, que es la mayor colonia de baulas del mundo (Witt et al.. 2009), así como Grand Riviere y Fishing Pond, Trinidad, Armila, Panamá y el Golfo de Urubá, Colombia (TEWG 2007, Patiño-Martínez et al . 2008), en nuestra estimación de la subpoblación de abundancia anual y total y la abundancia global, estos Los valores deben considerarse estimaciones conservadoras.
En general, aunque la lista global de Leatherbacks se derivó de análisis ponderados por la abundancia de las tendencias de tres generaciones para todas las subpoblaciones con datos disponibles, no es una representación adecuada del estado de conservación de las unidades de población biológicamente relevantes (es decir, subpoblaciones) que conforman el mundo Población baula. Las evaluaciones de subpoblaciones demostraron una amplia variación no solo en el estado de las subpoblaciones individuales (como se indica en las Categorías de la Lista Roja), sino también en cómo se derivaron las categorías para cada subpoblación (como se indica en los Criterios de la Lista Roja utilizados) (consulte la Tabla 1 en Material complementario) . Específicamente, las categorías de amenazas finales fueron activadas por umbrales bajo diferentes criterios, dependiendo de si una subpoblación ha disminuido significativamente con el tiempo (por ejemplo, el Pacífico Oriental, el Pacífico Occidental), estaba limitado geográficamente (p. ej., el Océano Índico sudoccidental) o caracterizado por tamaños de población pequeños (p. ej., Océano Índico sudoccidental) o muy pequeños (p. ej., Océano Atlántico sudoccidental). Por lo tanto, la variación en el estado de conservación entre las subpoblaciones garantiza la preferencia por las evaluaciones de subpoblaciones sobre la evaluación global al evaluar y describir el estado de conservación global de las tortugas baulas.
Actualmente, la subpoblación del Atlántico noroccidental, es decir, de Florida, EE. UU. En todo el Gran Caribe, es grande y está en aumento (TEWG 2007) (Tabla 2 en Material complementario). Además, la subpoblación del Atlántico sudoriental, es decir, África occidental, especialmente Gabón, es la más grande del mundo (Witt et al.. 2009), pero los datos de tendencias a largo plazo no están disponibles para esta evaluación (TEWG 2007). La existencia de estas grandes subpoblaciones (y en aumento en al menos un caso) hace que sea extremadamente improbable que las tortugas baulas se extingan en el futuro cercano. Si las tendencias actuales en la subpoblación del Atlántico noroccidental continúan, la tendencia de la población mundial ya no podría alcanzar los umbrales para las categorías Amenazadas de la UICN (es decir, Vulnerable, En Peligro, En Peligro Crítico) dentro de diez años (Tabla 3 en Material complementario). De hecho, si las tendencias actuales continúan, se proyecta que el tamaño de la población mundial futura aumente a 184,662 nidos año -1 (aproximadamente 26,380-36,932 hembras año -1, 79,141-110,797 hembras adultas en total) dentro de una generación (es decir, para 2040). La abundancia proyectada de la subpoblación del Atlántico noroccidental solo representará casi el 99% de la abundancia de la población mundial de baulas en ese momento (Figura 3 y Tabla 3 en Material complementario), y aumentará del 46% de la abundancia de la población mundial histórica hace tres generaciones.
A pesar de la gran y creciente subpoblación del Atlántico noroccidental, las magnitudes de las disminuciones para la subpoblación del Pacífico oriental (es decir, que anida a lo largo de la costa del Pacífico de las Américas) y, en menor medida, la subpoblación del Pacífico occidental (es decir, Malasia) Indonesia, Papua Nueva Guinea, Islas Salomón) durante tres generaciones fueron el principal impulsor del resultado del declive global. Específicamente, la subpoblación del Pacífico Oriental ha disminuido en > 97% durante tres generaciones (de> 35,000 nidos año -1 a <1,000 nidos año -1 , o> 5,000 hembras anidadoras año -1 a <140 hembras anidadoras año -1 ) (Eckert 1993, Santidrián Tomillo et al.2007 , Sarti Martínez et al.. 2007), y su abundancia histórica representó aproximadamente el 39% de la abundancia global estimada hace tres generaciones (Tabla 1 en Material complementario). De manera similar, la subpoblación del Pacífico occidental ha disminuido> 80% en tres generaciones, de> 12,000 nidos año -1 (2,600 hembras año -1 ) a <2,200 nidos año -1 (<500 hembras año -1 ) (Eckert 1993, Chan y Liew 1996, Dutton et al.2007, Hitipeuw et al.2007 , Tapilatu et al.. 2013), y su abundancia histórica representó el 14% de la abundancia global estimada hace tres generaciones. Se proyecta que ambas subpoblaciones disminuirán aún más en las próximas décadas (Tabla 3 en Material complementario). La disminución de la población en estas subpoblaciones (y otras) se ha atribuido a la cosecha extensiva de huevos y la mortalidad debido a la captura incidental en artes de pesca (Eckert 1993, Wallace y Saba 2009, Tapilatu et al.2013 ). Considerando el precedente del colapso de las subpoblaciones históricamente grandes del Pacífico, la persistencia de amenazas significativas en todas las regiones (ver Wallace et al. 2011 y Eckert et al.. 2012 para revisión) garantiza la preocupación por la viabilidad futura de incluso las subpoblaciones más grandes. Los esfuerzos actuales para proteger a las tortugas baulas, sus descendientes y sus hábitats deben mantenerse, o incluso aumentarse, cuando sea posible, para revertir las disminuciones en las subpoblaciones del Océano Pacífico e Índico y para mantener el crecimiento de la población en el Atlántico noroccidental.
Para explorar las proyecciones futuras de la subpoblación de baulas y la abundancia y las tendencias mundiales, también aplicamos el Criterio A4, que analiza la tendencia de la población mundial dentro de los intervalos de tiempo del pasado, el presente y el futuro (Tabla 3 en Material complementario). Debido a que la duración de tres generaciones (~ 90 años) fue mayor que la duración de nuestros conjuntos de datos disponibles, utilizamos los valores de abundancia históricos que se muestran en las Tablas 3 y 4 (ver Material complementario) como los tamaños de población de referencia para los análisis de «ventana móvil». Según nuestra evaluación de los datos bajo el Criterio A4, ya no calificaría como «Amenazada» según los Criterios de la Lista Roja de la UICN para 2020 (disminución de tres generaciones del 29.4%), y calificaría como Preocupación Menor para 2030 (aumento del 3% ) bajo las Pautas de la UICN (UICN 2011) (Tabla 3 en Material complementario). Esta discrepancia entre A4 y A2 ilustra una dicotomía en cómo se evalúa el riesgo de extinción por estos dos criterios, a pesar de que se utilizan los mismos datos empíricos para las evaluaciones. Mientras que A2 evalúa el porcentaje de disminución a lo largo del tiempo, utilizando la abundancia histórica como línea de base, A4 utiliza tanto la abundancia histórica como la actual para proyectar la abundancia futura, y como tal explica el crecimiento reciente de las subpoblaciones en la estimación de la población mundial. Debido a que las Directrices de la UICN estipulan que se evaluarán múltiples criterios, el criterio que desencadena la categoría de amenaza más alta debe seleccionarse para la evaluación oficial. Por lo tanto, las tortugas baulas a nivel mundial se consideran Mientras que A2 evalúa el porcentaje de disminución a lo largo del tiempo, utilizando la abundancia histórica como línea de base, A4 utiliza tanto la abundancia histórica como la actual para proyectar la abundancia futura, y como tal explica el crecimiento reciente de las subpoblaciones en la estimación de la población mundial. Debido a que las Directrices de la UICN estipulan que se evaluarán múltiples criterios, el criterio que desencadena la categoría de amenaza más alta debe seleccionarse para la evaluación oficial. Por lo tanto, las tortugas baulas a nivel mundial se consideran Mientras que A2 evalúa el porcentaje de disminución a lo largo del tiempo, utilizando la abundancia histórica como línea de base, A4 utiliza tanto la abundancia histórica como la actual para proyectar la abundancia futura, y como tal explica el crecimiento reciente de las subpoblaciones en la estimación de la población mundial. Debido a que las Directrices de la UICN estipulan que se evaluarán múltiples criterios, el criterio que desencadena la categoría de amenaza más alta debe seleccionarse para la evaluación oficial. Por lo tanto, las tortugas baulas a nivel mundial se consideran El criterio que desencadena la categoría de amenaza más alta debe seleccionarse para la evaluación oficial. Por lo tanto, las tortugas baulas a nivel mundial se consideran El criterio que desencadena la categoría de amenaza más alta debe seleccionarse para la evaluación oficial. Por lo tanto, las tortugas baulas a nivel mundial se consideranVulnerable (A2b, d) según las Directrices de la UICN (UICN 2011).
No obstante, estos resultados ilustran aún más la incapacidad de la evaluación global para caracterizar adecuadamente la variación entre subpoblaciones. La probabilidad de extinción global de esta especie es extremadamente baja (tablas 2 y 3 en material complementario); sin embargo, se proyecta que la subpoblación del Atlántico Noroeste por sí sola represente casi el 99% de la abundancia global de laúd en 2040, con otras cuatro subpoblaciones para las cuales los datos disponibles para esta evaluación representan el 1% restante (Figura 3 y Tabla 3 en Material complementario ) Dicha evaluación global produce un resultado que indica que no hay riesgo de extinción a nivel de especie basado en la mera existencia de una subpoblación de baulas, mientras que oculta la grave situación de conservación de las subpoblaciones en declive o extintas (por ejemplo, las subpoblaciones del Pacífico).La misión del Grupo de Especialistas en Tortugas Marinas de la UICN SSC (MTSG) para guiar la conservación de las tortugas marinas y sus funciones ecológicas. Por estas razones, el MTSG definió subpoblaciones (es decir, unidades de gestión regionales; Wallace et al.. 2010) para todas las especies de tortugas marinas, incluidas las baulas, para proporcionar un marco biológicamente descrito para evaluar el estado de conservación de los segmentos de población apropiados. Una población mundial de tortugas marinas es una amalgama de sus subpoblaciones, todas las cuales son valiosas para mantener la salud de las «especies» en términos de historia evolutiva, diversidad genética y variaciones de la historia de vida. Por estas razones, la incapacidad de las evaluaciones globales de tortugas marinas para explicar adecuadamente la variación entre las subpoblaciones (ver Seminoff y Shanker 2008 para su revisión) respalda aún más la primacía de las evaluaciones de subpoblaciones al describir el estado de conservación de las tortugas marinas a nivel mundial.
Las evaluaciones globales anteriores de la tortuga laúd (Pritchard 1982, Spotila et al . 1996), incluida la evaluación previa de la Lista Roja de la tortuga laúd (Sarti Martínez 2000), también describieron las disminuciones globales en las tortugas baula. Sin embargo, estas evaluaciones anteriores carecían de la amplitud geográfica y el rigor de los conjuntos de datos de series temporales a los que se accedía para la evaluación actual. Spotila et al.. (1996) estimaron que la población mundial de baulas en 1995 era de aproximadamente 34,500 hembras adultas (rango: 26,200-42,900 hembras), y declararon que este valor era aproximadamente un tercio de la única estimación global existente en ese momento (115,000 hembras adultas; Pritchard 1982 ) Sin embargo, hubo varios supuestos significativos en la estimación de Pritchard (1982) que hacen que su uso como una estimación confiable de la población mundial sea tenue, entre los cuales se encuentra la falta de estimaciones sólidas y anidadas basadas en la playa de la abundancia de la subpoblación del Pacífico Oriental en las cuales se construyeron las estimaciones regionales y globales (ver Mrosovsky 2003 para su revisión). Sarti Martinez (2000) evaluó a la población mundial de baulas como en peligro crítico en gran medida debido a la evidencia de disminuciones significativas en la subpoblación del Pacífico Oriental (basada en Pritchard [1982] y Spotilaet al . [1996] estimaciones) y la colonia de Malasia, a pesar de algunas indicaciones de grandes poblaciones en otras regiones, como el Atlántico noroccidental y sudoriental.
Además, la abundancia de varias colonias ha aumentado sustancialmente en el tiempo transcurrido desde que se realizaron estas evaluaciones. Por ejemplo, las estimaciones para Trinidad, St. Croix, Puerto Rico y Florida utilizadas por Spotila et al . (1996) fueron todos sustancialmente más bajos, por un orden de magnitud en algunos casos, que las estimaciones actuales (Tabla 3 en Material complementario). Además, la evaluación actual solo incluyó series de datos de series de datos de una década o más en estimaciones de abundancia, mientras que Spotila et al.. (1996) incluyeron estimaciones de abundancia basadas en números variables de temporadas de anidación. Las estimaciones de abundancia de 2010 presentadas en la evaluación actual son generalmente más bajas, pero se superponen con el rango de 1995 en abundancia estimada reportada por Spotila et al. (1996) Si la abundancia se estima de todas las colonias con datos de anidación disponibles (por ejemplo, Panamá [~ 8,000 nidos año -1 ], Colombia [2,300 nidos año -1 ], Trinidad [> 40,000 nidos año -1 , y especialmente Gabón [36,185-126,480 nidos año – 1 ]; la Tabla 3 en Material complementario) se incluyeron en la evaluación de 2010, la abundancia global total de Baulas en 2010 sería mucho más alta que la estimación mostrada en la Tabla 3, y excedería la estimación promedio de Spotila et al.. (1996) Sin embargo, esto no es necesariamente indicativo de un aumento de la población mundial, sino más bien un aumento de la información disponible. Por lo tanto, dada la disponibilidad de nuevos conjuntos de datos de todas las subpoblaciones de baulas a nivel mundial, el uso de estimaciones anteriores (Pritchard 1982, Spotila et al . 1996) para caracterizar la abundancia de la población mundial de baulas ya no es apropiado.
Interpretando la evaluación actual (2010) en el contexto de evaluaciones previas y datos disponibles en la actualidad, la población mundial de baulas no ha colapsado y, de hecho, parece ser mayor de lo estimado en evaluaciones globales anteriores (Spotila et al . 1996). Este resultado parece contrario a la intuición con la categoría Vulnerable a la que se ha asignado esta subpoblación, pero se puede rastrear hasta la naturaleza del procedimiento para aplicar el Criterio A a especies de larga vida y ampliamente distribuidas como las tortugas marinas (ver Seminoff y Shanker 2008 para la revisión). El cambio en la Categoría de la Lista Roja de la UICN de En Peligro Crítico (en 2000) a Vulnerable(año de evaluación 2010) se debe principalmente a los nuevos conjuntos de datos disponibles para la evaluación y la detección asociada de tendencias crecientes que no se informaron anteriormente, así como a una aplicación rigurosa de los Criterios 3.1 de la UICN. Los continuos descensos severos de las subpoblaciones del Pacífico requieren intervenciones de conservación urgentes y efectivas para evitar el colapso completo (Spotila et al . 2000, Santidrián Tomillo et al . 2007, Sarti Martínez et al . 2007, Tapilatu et al . 2013). Además, el aumento proyectado en la población mundial se basa enteramente en el crecimiento continuo de la subpoblación del Atlántico Noroccidental solo, que a su vez depende de los esfuerzos de conservación sostenidos para proteger a las tortugas baulas, sus descendientes y sus hábitats.
Procedimiento de evaluación
Dada la naturaleza generalizada y de larga vida de las tortugas laúd, el Criterio A (es decir, la disminución de la población de individuos maduros con el tiempo) es el único criterio apropiado que podría usarse para esta evaluación; el rango geográfico restringido y los criterios de tamaño de población pequeño (Criterio B, C y D) no se aplicaron, y no hubo análisis de viabilidad de la población disponible (Criterio E). Sin embargo, los Criterios AD se aplicaron en las evaluaciones de subpoblación (consulte las evaluaciones de la subpoblación de baulas para obtener detalles; Tabla 1 en Material complementario).
Obtuvimos series de datos de abundancia de hembras anidadoras o sus actividades de anidación recolectadas en colonias de baulas (es decir, playas de anidación) en todo el mundo, y organizamos datos por subpoblaciones. Para las tortugas marinas, los recuentos anuales de hembras anidadoras y sus actividades de anidación (más a menudo las últimas) son las métricas de abundancia registradas e informadas con mayor frecuencia en los sitios de monitoreo de índices, especies y regiones geográficas (NRC 2010). La conversión de la cantidad de nidos a la cantidad de hembras que anidan requiere estimaciones de la frecuencia de nidada (es decir, la cantidad de nidadas por hembra que anida por temporada de reproducción) (por ejemplo, Reina et al . 2002), que no están disponibles para todas las colonias y subpoblaciones. Por lo tanto, presentamos y analizamos todos los datos de abundancia en números de nidos confirmados año -1, ya que esta métrica era la más comúnmente disponible (Tabla 2 en Material complementario). Ver Fuentes de incertidumbre para la discusión de las advertencias asociadas con estos factores de conversión.
Calculamos las tendencias de población anuales y generales para cada colonia dentro de una subpoblación, y luego calculamos las tendencias promedio de subpoblación ponderando las tendencias de población de colonia por abundancia de colonia hace 3 generaciones en relación con la abundancia de subpoblación hace tres generaciones. Luego repetimos este paso para derivar la tendencia de la población mundial al ponderar las tendencias de la subpoblación por la abundancia de la subpoblación hace tres generaciones en relación con la abundancia global hace tres generaciones (Tabla 2 en Material complementario). Solo incluimos conjuntos de datos de series temporales de ≥10 años en estimaciones de tendencias, aunque incluimos todas las colonias para las cuales obtuvimos valores de abundancia en las tablas de resumen generales (Tabla 2 en Material complementario). Debido a que las colonias representan proporciones variables del tamaño total de las subpoblaciones, nos aseguramos de que las series de tiempo de las principales colonias dentro de cada subpoblación se incluyeran en los análisis de manera que la mayoría de la abundancia de la subpoblación estuviera representada. En los casos en que eso no fue posible (p. Ej., El Atlántico sudoriental, el noreste de la India), no obtuvimos una tendencia de subpoblación, y dichos casos se excluyeron del cálculo de las tendencias globales.
El año más reciente para los datos de abundancia disponibles en todas las colonias y subpoblaciones fue 2010. Cuando las series de tiempo terminaron antes de 2010, estimamos los tamaños de población para cada colonia hasta 2010 en función de la tendencia de la población para los años existentes (por ejemplo, Guayana Francesa, Trinidad). Además, si hubiera disponible una serie de tiempo más larga para una colonia dentro de una subpoblación que reflejara una tendencia no capturada por series de tiempo más cortas, estimamos la abundancia histórica para calcular las disminuciones generales para esa subpoblación. Por ejemplo, los datos de abundancia para tres de los cinco sitios índice en el Pacífico mexicano —la subpoblación del Pacífico Oriental— comienzan a principios de la década de 1980, mientras que los sitios restantes (es decir, Barra de la Cruz y Cahuitán, Oaxaca) comienzan a principios de la década de 1990 (Tabla 2 en material complementario). Todos los otros sitios en México, así como otros sitios dentro de la misma subpoblación (es decir, los de Costa Rica), mostraron una disminución de> 97%, mientras que Barra de la Cruz y Cahuitán mostraron disminuciones mucho menos dramáticas, porque las series de tiempo comenzaron después de la disminución general de la población ya había comenzado a ocurrir. Dada la sincronía en las fluctuaciones de abundancia interanuales e informes históricos de alta abundancia entre estas colonias (Eckert 1993), asumimos que la abundancia en Barra de la Cruz y Cahuitán era similar a la de otras colonias mexicanas al comienzo de esas series temporales. es decir, 1982 (L. Sarti Martínez com. pers.). Esto nos permitió estandarizar las estimaciones de tendencia y abundancia dentro de las colonias mexicanas. porque la serie temporal comenzó después de que la disminución general de la población ya había comenzado a ocurrir. Dada la sincronía en las fluctuaciones de abundancia interanuales e informes históricos de alta abundancia entre estas colonias (Eckert 1993), asumimos que la abundancia en Barra de la Cruz y Cahuitán era similar a la de otras colonias mexicanas al comienzo de esas series temporales. es decir, 1982 (L. Sarti Martínez com. pers.). Esto nos permitió estandarizar las estimaciones de tendencia y abundancia dentro de las colonias mexicanas. porque la serie temporal comenzó después de que la disminución general de la población ya había comenzado a ocurrir. Dada la sincronía en las fluctuaciones de abundancia interanuales e informes históricos de alta abundancia entre estas colonias (Eckert 1993), asumimos que la abundancia en Barra de la Cruz y Cahuitán era similar a la de otras colonias mexicanas al comienzo de esas series temporales. es decir, 1982 (L. Sarti Martínez com. pers.). Esto nos permitió estandarizar las estimaciones de tendencia y abundancia dentro de las colonias mexicanas. supusimos que la abundancia en Barra de la Cruz y Cahuitán era similar a la de otras colonias mexicanas al comienzo de esas series de tiempo, es decir, 1982 (L. Sarti Martínez com. pers.). Esto nos permitió estandarizar las estimaciones de tendencia y abundancia dentro de las colonias mexicanas. supusimos que la abundancia en Barra de la Cruz y Cahuitán era similar a la de otras colonias mexicanas al comienzo de esas series de tiempo, es decir, 1982 (L. Sarti Martínez com. pers.). Esto nos permitió estandarizar las estimaciones de tendencia y abundancia dentro de las colonias mexicanas.
Para aplicar el Criterio A, se requieren tres generaciones (o un mínimo de diez años, lo que sea más largo) de datos de abundancia (UICN 2011). En el caso de la tortuga laúd, estimamos conservadoramente su tiempo de generación en 30 años (ver más abajo). Para el Criterio A2, los datos de hace tres generaciones (~ 100 años) son necesarios para estimar la disminución de la población desde hace tres generaciones hasta el presente año (es decir, la evaluación). Los desafíos de este requisito en especies de larga vida como las tortugas —con longitudes de generación de 30 años o más— son obvias (ver Seminoff y Shanker 2008 para una revisión). Los datos de abundancia de hace ~ 100 años no están disponibles para Leatherbacks en ninguna parte del mundo. La extrapolación hacia atrás utilizando tendencias de población basadas en los conjuntos de datos actuales se consideró inapropiado porque las estimaciones producidas serían biológicamente poco realistas y sin fundamento, dado lo que se sabe actualmente sobre las densidades de anidación de tortugas marinas en las playas y otros factores (Mrosovsky 2003). En ausencia de una mejor información, asumimos que la abundancia de la población hace tres generaciones (~ 100 años, una generación estimada hace 30 años; ver más abajo) fue similar a la primera abundancia observada en lugar de suponer que la población siempre ha estado en declive ( o aumento) de la misma magnitud que en la generación actual (Tabla 2 en Material complementario). Se usó un enfoque similar en la evaluación de la Lista Roja de otro taxón de larga vida, geográficamente extendido, el Elefante Africano (Blanc 2008). Por lo tanto, para aplicar el Criterio A a las subpoblaciones (ver evaluaciones de subpoblaciones separadas) y a la población mundial,
También evaluamos a la población mundial con respecto al Criterio A4 (Tabla 3 en el Material complementario), utilizando el mismo esquema general que se describió anteriormente. El criterio A4 permite el análisis de la tendencia de la población durante una «ventana móvil» de tiempo, es decir, durante tres generaciones, pero donde la ventana de tiempo debe incluir el pasado, el presente y el futuro. Además, se deben examinar varios períodos de tiempo y la disminución máxima calculada para un período de tiempo determinado se debe comparar con los umbrales (UICN 2011). Por lo tanto, hicimos la misma suposición acerca de que la abundancia histórica más temprana disponible es equivalente a la abundancia de la población de las generaciones pasadas, y la abundancia de la población futura estimada en 2020, 2030 y 2040, que caen dentro de la próxima generación (es decir, 30 años). Estas proyecciones futuras suponen que la tendencia de la población derivada continuará sin desviaciones durante la próxima generación. Implícito en esta suposición, es que no se producirán cambios en el grado de amenazas o esfuerzos de conservación que afecten a colonias, subpoblaciones o la población mundial durante ese tiempo. Según la información disponible, las amenazas a las tortugas laúd en todo el mundo que han causado los descensos observados no han cesado y no son reversibles (ver Wallaceet al . 2011 y Eckert et al . 2012 para revisión), haciendo de esto una suposición razonable en ausencia de mejor información. La población mundial ya no será «Amenazada» según los umbrales de la Lista Roja de la UICN para 2020 (-29.4% de disminución en tres generaciones), y aumentará para 2030 (aumento de 3%) y más allá (aumento de 104% para 2040) —es decir Categoría de la UICN de Casi amenazada o de menor preocupación, según el Criterio A4, dependiendo de la «ventana de tiempo» aplicada (Tabla 3 en Material complementario). Este resultado se debe principalmente a la gran y creciente subpoblación del Atlántico noroccidental, y a pesar de la falta de información suficiente para la subpoblación del Atlántico sudoriental y las continuas disminuciones en las subpoblaciones del Pacífico este y Pacífico occidental.
Estimación de la longitud de generación:
La edad de la tortuga laúd en la madurez es incierta y las estimaciones varían ampliamente (ver Jones et al . 2011 para revisión). Las estimaciones informadas caen entre 9-15 años, según la esqueletocronología (Zug y Parham 1996), y las inferencias de los estudios de marcaje-recaptura (Dutton et al . 2005). Además, los análisis esqueletocronológicos actualizados estimaron que la edad de la tortuga baula en la madurez es entre 26-32 años (media 29 años) (Avens et al . 2009). Las extrapolaciones de las curvas de crecimiento cautivo bajo condiciones térmicas y tróficas controladas sugirieron que el tamaño en la madurez podría alcanzarse en 7-16 años (Jones et al.. 2011). Por lo tanto, sigue habiendo un alto grado de variación e incertidumbre sobre la edad de la tortuga baula en la madurez en la naturaleza. Del mismo modo, la vida útil de la tortuga baula es desconocida. Los estudios de monitoreo a largo plazo de las poblaciones de anidación de baulas han rastreado hembras adultas individuales durante varias décadas (por ejemplo , datos no publicados de Santidrián Tomillo et al ., Datos no publicados de Nel y Hughes), pero las estimaciones precisas de la esperanza de vida reproductiva y la longevidad de las tortugas baulas no están disponibles actualmente.
Los Criterios de la Lista Roja de la UICN definen la duración de la generación como la edad promedio de los padres en una población; mayor que la edad de madurez y menor que el individuo maduro más viejo (UICN 2011). Por lo tanto, a los fines de esta evaluación, estimamos que la duración de la generación es de 30 años, o igual a la edad de madurez (se estima que es de 20 años en promedio), más una estimación conservadora de la vida media reproductiva de 10 años, como se supone por Spotila et al . (1996)
Fuentes de incertidumbre:
Si bien el monitoreo de las actividades de anidación de las tortugas marinas hembras adultas es la métrica más común registrada e informada en todos los sitios y especies, a nivel mundial, existen varias desventajas de usarla como proxy de la dinámica general de la población, algunas metodológicas y otras interpretativas (NRC 2010). Primero, debido a que las hembras anidadoras son una proporción muy pequeña de una población de tortugas marinas, el uso de la abundancia de hembras anidadoras y sus actividades como indicadores de la abundancia y tendencias de la población general requiere el conocimiento de otros parámetros demográficos clave (varios mencionados a continuación) para permitir una interpretación adecuada de la críptica. tendencias en la abundancia de anidación (NRC 2010). Sin embargo, sigue habiendo una gran incertidumbre acerca de la mayoría de estos parámetros demográficos fundamentales para las tortugas baula, incluida la edad de madurez (ver Jones et al.. 2011 para revisión), la duración de la generación, la supervivencia a través de las etapas de la vida, la proporción de sexos de adultos y crías, y los factores de conversión entre los parámetros reproductivos (por ejemplo, frecuencia de embrague, éxito de anidación, intervalos de re-migración, etc.). Estos valores pueden variar entre las subpoblaciones, lo que complica aún más el proceso de combinar la abundancia de subpoblaciones y las estimaciones de tendencias para obtener la abundancia de la población mundial y las estimaciones de tendencias, y contribuye a la incertidumbre en estas estimaciones. En segundo lugar, a pesar de la prevalencia de los datos de abundancia de anidación para las tortugas marinas, el esfuerzo de monitoreo y las metodologías pueden variar ampliamente dentro y entre los sitios de estudio, lo que complica la comparación de los datos de recuento de anidación a través de los años dentro de los sitios y en diferentes sitios, así como una estimación sólida del tamaño y las tendencias de la población. (Junta Asesora Científica DAFO 2011). Por ejemplo, El esfuerzo de monitoreo en la playa de Matura, Trinidad, ha cambiado varias veces desde principios de la década de 1990, lo que requirió un ejercicio de modelado para estimar una serie de tiempo completa durante años con niveles de monitoreo confiables (Tabla 2 en Material complementario). Además, hubo una falta general de medidas de variación en torno a los recuentos anuales previstos para la evaluación, lo que podría interpretarse erróneamente como una confianza igualmente alta en todas las estimaciones. Las medidas de variación en torno a los recuentos anuales proporcionarían información sobre los niveles relativos de esfuerzo de monitoreo dentro y entre las colonias y, por lo tanto, la confiabilidad de las estimaciones resultantes. Por todas estas razones, los resultados de esta evaluación de la disminución de la población mundial deben considerarse con precaución. Para leer más sobre las fuentes de incertidumbre en las evaluaciones de la Lista Roja de tortugas marinas,
Las amenazas a las tortugas baula varían en el tiempo y el espacio, y en un impacto relativo para las poblaciones. Wallace et al . Describieron las categorías de amenazas que afectan a las tortugas marinas, incluidas las baulas . (2011) como:
1) Captura incidental de pesca: captura incidental de tortugas marinas en artes de pesca dirigidas a otras especies;
2) Tomar: utilización directa de tortugas o huevos para uso humano (es decir, consumo, productos comerciales);
3) Desarrollo costero que afecta el hábitat crítico de las tortugas: alteración inducida por humanos de los ambientes costeros debido a la construcción, dragado, modificación de playas, etc.
4) Contaminación y patógenos: contaminación marina y escombros que afectan a las tortugas marinas (es decir, por ingestión o enredo, desorientación causada por luces artificiales), así como los impactos de patógenos generalizados (por ejemplo, el virus del fibropapiloma) en la salud de las tortugas;
5) Cambio climático: impactos actuales y futuros del cambio climático en las tortugas marinas y sus hábitats (por ejemplo, aumento de la temperatura de la arena en las playas de anidación que afectan la proporción de sexos de las crías, aumento del nivel del mar, frecuencia e intensidad de las tormentas que afectan los hábitats de anidación, etc.).
Wallace et al . Evaluaron los impactos relativos de las amenazas individuales en todas las subpoblaciones de baulas . (2011) La captura incidental de la pesca se clasificó como la mayor amenaza para las tortugas laúd a nivel mundial, seguida por el consumo humano de huevos de baula, carne u otros productos, y el desarrollo costero. Debido a la falta de información, la contaminación y los patógenos solo se calificaron como afectando a tres subpoblaciones y el cambio climático solo se calificó para dos subpoblaciones. Los mayores esfuerzos para evaluar y reducir los impactos de estas amenazas en las tortugas baula, y otras especies de tortugas marinas, deberían ser una alta prioridad para los futuros esfuerzos de conservación.
Usos de la Tortuga Laúd
Los huevos y las baulas se toman para uso humano (es decir, consumo y productos comerciales), los huevos también son comidos por animales domésticos (por ejemplo, perros).
Medidas de conservación de la Dermochelys coriacea
Las tortugas laúd están protegidas por varios convenios, leyes nacionales e internacionales, tratados, acuerdos y memorandos de entendimiento. Una lista parcial de los instrumentos internacionales de conservación que brindan protección legislativa para las tortugas baula son: el Anexo II del Protocolo SPAW del Convenio de Cartagena (un protocolo sobre áreas especialmente protegidas y vida silvestre); la inclusión de la tortuga laúd en el Apéndice I de la CITES (Convención sobre el comercio internacional de especies amenazadas de fauna y flora silvestres); y los Apéndices I y II de la Convención sobre Especies Migratorias (CMS); la Convención Interamericana para la Protección y Conservación de las Tortugas Marinas (IAC); el Memorando de entendimiento sobre la conservación y gestión de las tortugas marinas y sus hábitats del océano Índico y el sudeste asiático (IOSEA); el Memorando de entendimiento sobre la conservación y protección de las tortugas marinas de la ASEAN; y el Memorando de entendimiento sobre medidas de conservación para tortugas marinas de la costa atlántica de África.
Los esfuerzos a largo plazo para reducir o eliminar las amenazas a las tortugas baulas en las playas de anidación han tenido éxito en muchos lugares (por ejemplo, Dutton et al . 2005, Chacón-Chaverri y Eckert 2007, Santidrián Tomillo et al . 2007, Sarti Martínez et al. 2007) pero No todos los lugares (por ejemplo, Chan y Liew 1996). La reducción de la captura incidental de baula se ha convertido en un enfoque principal para muchos proyectos de conservación en todo el mundo, y algunos esfuerzos de mitigación son prometedores (Watson et al . 2005; Gilman et al . 2006, 2011). Sin embargo, las amenazas a las tortugas baula (mortalidad incidental y consumo de huevos en particular) persisten y, en algunos lugares, continúan obstaculizando la recuperación de la población (Alfaro-Shigueto et al . 2011, 2012; Tapilatuet al . 2013; Wallace y col. 2013). Para que las poblaciones de baulas agotadas se recuperen, las amenazas más frecuentes e impactantes deben reducirse donde sea que ocurran, ya sea en playas de anidación o en hábitats de alimentación, migratorios u otros (Informe Bellagio 2007; Wallace et al.. 2011, 2013); Es necesario implementar un enfoque holístico que aborde las amenazas en todas las etapas de la historia de la vida (Dutton y Squires 2011). Por lo tanto, los esfuerzos actuales de conservación, las protecciones legales y los recursos que respaldan esos mecanismos deben mantenerse, y aumentarse, siempre que sea posible, para revertir el declive de la población y mantener las tendencias de población estables y crecientes entre las subpoblaciones de baulas. Los esfuerzos regionales y locales para proteger a las tortugas baulas, sus descendientes y sus hábitats deben diseñarse para abordar las amenazas a escalas apropiadas, e implementarse con la participación de las partes interesadas apropiadas.