Conservación

Tamaño Poblacional y Demografía

Los métodos de genética de poblaciones se han implementado ampliamente en varios sistemas para cuantificar eficientemente los tamaños y dinámicas poblacionales en la naturaleza desde hace más de 20 años (Hedrick, 2001; Shaffer et al., 2015). Uno de los usos más tradicionales de los datos genéticos en conservación es describir los efectos del pequeño tamaño poblacional en la demografía de la población y la diversidad genética. El tamaño poblacional se captura mediante el tamaño poblacional efectivo (Ne), definido como el tamaño de la población ideal y panmíctica que resultará en la misma pérdida de variación genética debido a la deriva génica que la de la población real estudiada. Estimar el Ne es esencial, ya que afecta la diversidad genética, la probabilidad de acumulación de alelos deletéreos, la depresión endogámica y el potencial evolutivo de una población, particularmente frente a amenazas sustanciales y diversas (Frankham et al., 2011). Como se señaló anteriormente, la diversidad genética es la base del cambio evolutivo, y una baja diversidad genética aumentará el riesgo de extinción (Spielman et al., 2004; Kardos et al., 2021). Sin embargo, no todas las especies con baja variación genética son más vulnerables a la extinción (Hohenlohe y Rajora, 2021).

Reconstruir la historia demográfica de una población silvestre puede ayudar a explicar los niveles actuales de diversidad genética y comprender las consecuencias para la aptitud (fitness) de la población, así como para proponer un manejo para la conservación (ej., Wang et al., 2018 en la rana tibetana). Con el desarrollo de los microsatélites, también se hicieron posibles las estimaciones de cuellos de botella pasados o expansiones poblacionales. Hoy en día, con técnicas genómicas, es posible hacer inferencias más precisas y exactas que están menos limitadas por el tamaño de la muestra (Allendorf et al., 2022). La reconstrucción demográfica histórica puede dilucidar el efecto de la erosión genética en la persistencia poblacional en comparación con factores extrínsecos (ej., Casas-Marce et al., 2017 en el lince ibérico) y las consecuencias del aislamiento poblacional a nivel del genoma (ej., Saremi et al., 2019 en pumas), para vincular los cambios poblacionales con los cambios ambientales (ej., Guo et al., 2016 en el sapo de Andrew, Wang et al., 2018), o estimar la pérdida de variación genética posterior a la declinación (Jaynes et al., 2022 en ranas arlequín en Ecuador). Las ranas arlequín (género Atelopus, Bufonidae) se encuentran entre los taxones más vulnerables, con alrededor del 70% de las especies consideradas en peligro crítico o extintas (UICN, 2022). Jaynes et al. (2022) proporcionaron datos genómicos de seis especies que experimentaron una declinación poblacional significativa, que incluyó una comparación de dos muestras históricas recolectadas antes de la declinación. Este estudio mostró una correlación entre la duración de la ausencia de una especie y una reducción en la variación genética. Notablemente, la disminución en la heterocigosidad fue distinta en las dos especies en comparación con las muestras históricas, Atelopus ignescens y A. nanay. Esta observación subraya cómo las consecuencias genéticas varían entre las declinaciones poblacionales dentro de especies estrechamente relacionadas.

Quizás uno de los usos más relevantes de la genética en conservación es medir la endogamia, donde individuos estrechamente relacionados se reproducen, y detectar la depresión endogámica, la reducción en la aptitud (fitness) debido a la endogamia (Kardos et al., 2013, 2016). La endogamia ocurrirá tanto en poblaciones grandes como pequeñas; no obstante, se producirá una endogamia considerable en poblaciones más pequeñas incluso con apareamiento aleatorio porque lo más probable es que todos los individuos estén emparentados (Allendorf et al., 2022). Los individuos endogámicos generalmente tienen una aptitud reducida en comparación con los individuos no endogámicos (ej., Willis, 1993). Hoy en día, las técnicas genómicas ofrecen enfoques informativos para detectar y comprender la endogamia y la depresión endogámica, como la reconstrucción demográfica y las rachas de homocigosidad (ROH, por sus siglas en inglés). Los ROH son regiones cromosómicas que tienen pocos o ningún sitio nucleotídico heterocigoto porque ambas copias del cromosoma derivan de una sola copia en un ancestro relativamente común (Ceballos et al., 2018; Kirin et al., 2010). Los ROH ofrecen estimaciones robustas de la endogamia individual y de loci candidatos subyacentes a la depresión endogámica. Además, la longitud del ROH revela información sobre la escala temporal de la endogamia (Kardos et al., 2015). Hasta donde sabemos, las medidas explícitas de endogamia solo se conocen para Pristimantis kichwarum (anteriormente Eleutherodactylus ockendeni; Elmer et al., 2007) y Epipedobates anthonyi (estimaciones de FIS; Páez-Vacas et al., 2022), pero estas estimaciones no se enmarcan en un contexto de conservación.

Estructura Poblacional Genética y Conectividad

Una de las aplicaciones más comunes de la genética a la conservación es identificar poblaciones y sus relaciones. Evaluar la variación genética entre poblaciones nos permite comprender mecanismos evolutivos como la deriva génica, la selección y el flujo génico. También es fundamental para definir unidades de conservación, delimitar poblaciones, estimar la migración contemporánea y el flujo génico, identificar qué poblaciones son más vulnerables y evaluar la conectividad y las barreras para la dispersión entre poblaciones. Por lo tanto, la conectividad poblacional puede contribuir significativamente a la persistencia de la población. El desarrollo de la genómica permite expandir la genómica del paisaje adaptativo más allá de los análisis tradicionales del paisaje sobre la variación neutral (Storfer et al., 2018; Richter-Voix et al., 2011; Guo et al., 2016). En los anfibios ecuatorianos, la estructura genética poblacional, estimaciones de la diferenciación genética entre poblaciones registradas como FST o métricas análogas, solo se conoce para unas pocas especies, mayormente en un contexto eco-evolutivo. Notablemente, Funk et al. (2009) determinaron que la divergencia genética en loci de microsatélites en poblaciones de Engystomops petersi está relacionada con la variación de llamadas en lugar de características del paisaje. Páez-Vacas et al. (2022) exploraron los impulsores ambientales de la divergencia genética en loci de microsatélites y la divergencia fenotípica en tamaño y color en poblaciones de la rana venenosa de la epibatidina Epipedobates anthonyi. Roland et al. (2017) evaluaron los procesos microevolutivos detrás de la diversidad de colores al explorar el patrón filogeográfico entre poblaciones con divergencia de color de la rana venenosa diablito, Oophaga sylvatica, utilizando tres marcadores mitocondriales y tres nucleares, así como marcadores de genoma completo a partir de un enfoque de RAD de doble digestión (ddRAD). Sin embargo, dos estudios han utilizado la variación molecular intraespecífica en un contexto de conservación. Fuller et al. (2013) mostraron que la distribución de especies amenazadas puede predecirse mediante una correlación con regiones de alta divergencia genética y morfológica de especies comunes de aves, murciélagos y la rana Pristimantis w-nigrum (Fuller et al., 2013). Además, Mittan-Moreau et al. (2022) rastrearon el origen de la especie invasora Rhinella marina y su historia demográfica pasada utilizando SNPs obtenidos mediante secuenciación de representación reducida (ddRAD) de poblaciones nativas en Ecuador, Guayana Francesa, Guyana, Panamá y Texas, y de poblaciones introducidas en los Estados Unidos e islas del Caribe. Sus hallazgos corroboran que R. marina es un complejo de especies, mostrando que las poblaciones introducidas exhiben solo una diversidad genética ligeramente menor que las poblaciones nativas y que hay diferencias limitadas en loci putativamente adaptativos entre poblaciones nativas e introducidas. Esto último implica que la selección en las poblaciones introducidas estudiadas se basa en la diversidad genética existente encontrada en las poblaciones nativas.

Enfermedades

Una de las principales causas de la declinación de anfibios son los patógenos infecciosos emergentes. Tres agentes principales de enfermedades infecciosas en anfibios son los hongos quitridios (principalmente Batrachochytrium dendrobatidis, Bd), los ranavirus y un protista Perkinsea no descrito (Chambouvet et al., 2015; Hoverman et al., 2011; Scheele et al., 2019). Se han logrado varios avances para develar los orígenes, mecanismos de infección y consecuencias, mayormente para Bd (Azat et al., 2022; Lips, 2016). La genética de la conservación ofrece un enorme potencial para investigar la biología, epidemiología, evolución y dinámica de hospederos de enfermedades infecciosas (Allendorf et al., 2022). La detección y cuantificación de un agente patógeno permite determinar su prevalencia, orígenes, diversidad genética de patógenos, dinámica de infección, consecuencias y mecanismos de defensa del hospedero (Fisher et al., 2021; Lips, 2016; Van Rooij et al., 2015). Los marcadores moleculares se utilizan cada vez más para detectar patógenos en adultos, renacuajos y el ambiente. Estos patógenos generalmente se detectan con reacción en cadena de la polimerasa cuantitativa (qPCR), pero existen protocolos que se basan en PCR (ej., Peñafiel et al., 2019). Estos métodos tienen alta sensibilidad, repetibilidad y comparabilidad y son ampliamente utilizados (Scheele et al., 2019; Azat et al., 2022). Utilizando secuenciación de genoma completo y análisis genómicos poblacionales, se reconocen al menos cuatro linajes principales de Bd, incluido el linaje de panzootia global hipervirulento (BdGPL), y sus orígenes se han rastreado hasta un linaje, BdASIA-1, en la península coreana (Farrer et al., 2011; O’Hanlon et al., 2018). Las especies susceptibles a la quitridiomicosis, la enfermedad causada por Bd, pueden ser extirpadas, mientras que las especies menos susceptibles pueden persistir y actuar como reservorios, junto con portadores no anfibios como cangrejos de río, lagartijas y mosquitos quironómidos (McMahon et al., 2013; Reeder et al., 2012; Neely et al., 2020).

A nivel del hospedero, la susceptibilidad a la quitridiomicosis muestra agrupamiento filogenético entre anfibios, con algunos linajes más susceptibles que otros (Azat et al., 2022; Scheele et al., 2019). Las consecuencias a nivel del genoma debido a las declinaciones relacionadas con Bd incluyen baja diversidad genética, una reducción en la heterocigosidad y un aumento en la fijación de alelos en América Central (Byrne et al., 2020; Velo-Antón et al., 2012). En términos de mecanismos de defensa, la heterocigosidad en los alelos del complejo principal de histocompatibilidad (MHC) clase IIB es un predictor significativo de la supervivencia del hospedero tras la infección por Bd en experimentos de laboratorio (Savage y Zamudio, 2011). Además, la presión selectiva sobre el MHC-II para la supervivencia a Bd impulsa una rápida adaptación en algunas poblaciones naturales (Kosch et al., 2016; Savage y Zamudio, 2011). Asimismo, las defensas antimicrobianas, como el microbioma de la piel o las secreciones cutáneas antimicrobianas, han sido ampliamente estudiadas utilizando genética en el contexto de la resistencia a enfermedades (Flechas et al., 2012; Rebollar et al., 2020; Voyles et al., 2018; Woodhams et al., 2007).

En Ecuador, la mayoría de las investigaciones que han aplicado análisis genéticos en el contexto de enfermedades de anfibios se han centrado en la detección de patógenos para determinar la presencia y prevalencia de Bd en puntos calientes de biodiversidad o especies vulnerables. Por ejemplo, estos estudios se han realizado en una comunidad de ranas andinas en el bosque nublado (Guayasamin et al., 2014), en el bosque de tierras bajas de la Amazonía ecuatoriana (McCracken et al., 2009), en localidades donde se han redescubierto o monitoreado especies amenazadas o casi extintas de Atelopus (Jervis et al., 2020; Tapia et al., 2017; Tarvin et al., 2014), y en un parque urbano en Quito a lo largo de un año (Narváez-Narváez et al., 2021). El único estudio (Urgiles et al., 2021) sobre la prevalencia de múltiples patógenos, Bd, Ranavirus y Perkinsea, en ranas terrestres (género Pristimantis) subraya la necesidad de expandir drásticamente los estudios de patógenos, lo que puede implementarse fácilmente agregando técnicas sencillas de hisopado y PCR a los muestreos de campo actuales. Dos estudios han desarrollado protocolos moleculares rentables para la detección de Bd en anfibios de Ecuador (Burgos et al., 2019; Peñafiel et al., 2019). Un estudio exploró la estructura genética de Bd de varias ubicaciones situadas mayormente a lo largo de las tierras altas y estribaciones andinas en Ecuador y encontró siete haplotipos de un total de 62 muestras (Vizcaíno et al., 2013). Otros estudios han evaluado el microbioma de la piel en diferentes especies de anfibios y comunidades (Bresciano et al., 2015; Jervis et al., 2021) y en poblaciones de laboratorio de Atelopus (Flechas et al., 2017). Sin embargo, quedan muchas preguntas en términos de la diversidad de patógenos, prevalencia, modos de transmisión, efectos a nivel del genoma y mecanismos de defensa. Es poco probable que Bd y otros patógenos desaparezcan alguna vez de las regiones que ya han invadido o que exhiban una virulencia atenuada; por lo tanto, la recuperación de las comunidades de anfibios dependerá de los rasgos que permitan la coexistencia hospedero-patógeno a largo plazo.

Cambio Climático

El cambio climático antropogénico ya está influyendo en la distribución y biología de las especies y en la composición de las comunidades biológicas (Anjos y de Toledo, 2018; Walther et al., 2002). Las poblaciones cuyo nicho climático se está moviendo rápidamente tienen cuatro opciones no mutuamente excluyentes: (1) tolerar nuevas condiciones mediante plasticidad fenotípica, la capacidad del mismo genotipo de producir diferentes fenotipos en diferentes ambientes; (2) adaptarse a través de la selección natural, lo que implica cambios a nivel genético; (3) dispersarse y seguir su nicho climático; y (4) ser extirpadas (Allendorf et al., 2022; Catullo et al., 2019). Los enfoques moleculares pueden ayudar a distinguir entre respuestas de plasticidad fenotípica y adaptación al cambio climático, lo que puede ser difícil (Merilä y Hendry, 2014). La adaptación al cambio climático podría estar limitada por una falta de variación genética, endogamia y flujo génico (Allendorf et al., 2022). Por lo tanto, obtener estimaciones de estos factores puede darnos una mejor idea del potencial de adaptación de las especies. Los enfoques genómicos para predecir la adaptación al cambio climático generalmente implican encontrar loci asociados al clima mediante técnicas como asociaciones genotipo-ambiente (GEA), estudios de asociación de genoma completo (GWAS) y pruebas de valores atípicos de FST (Capblancq et al., 2020). Los conjuntos de loci candidatos para la adaptación climática pueden entonces usarse para predecir la adaptación potencial, o la mala adaptación, a climas futuros utilizando modelos climáticos globales (GCM). Además, los cambios en el rango de distribución ahora se conocen para varias especies (Parmesan, 2006). Los anfibios, por ejemplo, están siguiendo su nicho climático en las montañas tropicales (Seimon et al., 2007). Se predice que las especies endémicas con rangos más pequeños, particularmente los anfibios de América del Sur, enfrentarán mayores riesgos de extinción (Urban, 2015). Además, se ha predicho que el cambio climático potenciará los efectos de otras amenazas, como las especies invasoras y la dinámica de enfermedades (Ellison et al., 2020; Hellmann et al., 2008; Rohr et al., 2008). En última instancia, si las poblaciones no pueden responder al cambio climático, serán extirpadas.

Los impactos del cambio climático dependerán de la magnitud de los cambios ambientales y de la biología de los organismos (Tewksbury et al., 2008). Los ectotermos tropicales, como los anfibios, se consideran más vulnerables a la variación ambiental que otros grupos porque se espera que tengan tolerancias térmicas más estrechas y capacidades de aclimatación limitadas a los cambios de temperatura debido a la relativa uniformidad térmica a lo largo del año en estas regiones (Ghalambor, 2006; Janzen, 1967; Polato et al., 2018). Los estudios de anfibios en Ecuador muestran que la elevación y el microclima local afectan los límites térmicos en ranas Pristimantis (Pintanel et al., 2019) y en renacuajos de varias especies (Pintanel et al., 2022). Además, se sabe que la precipitación también afecta la diversidad filogenética en ensamblajes de comunidades en Ecuador (Amador et al., 2019). Asimismo, es probable que el cambio climático cause homogeneización biótica en las comunidades de anuros neotropicales, particularmente en las tierras altas (Menéndez‐Guerrero et al., 2020). No obstante, los estudios sobre los efectos del cambio climático en la diversidad genética, la conectividad poblacional, las respuestas plásticas o (mal)adaptativas, los cambios de rango, la dinámica de enfermedades, las comunidades y cómo este conocimiento puede traducirse en manejo, son aún muy limitados.

Manejo Genético de Poblaciones Silvestres

La información genética no solo proporciona información clave sobre las causas, mecanismos y consecuencias de las declinaciones poblacionales o los mecanismos potenciales de persistencia y recuperación, sino que también puede guiar acciones específicas para manejar poblaciones en peligro. Algunas acciones posibles incluyen el flujo génico asistido, el rescate genético y la decisión sobre prioridades de conservación para maximizar el potencial evolutivo (Flanagan et al., 2017). El flujo génico asistido es el movimiento manejado de individuos (o gametos) entre poblaciones de una especie dentro del rango de la especie para facilitar la adaptación a condiciones ambientales futuras (Aitken y Whitlock, 2013). El rescate genético se refiere al efecto positivo en la aptitud (fitness) de una población debido a la introducción de una variación genética beneficiosa de otra población (Fitzpatrick y Funk, 2021). El rescate genético típicamente reduce la depresión endogámica y también facilita la adaptación a ambientes cambiantes (Allendorf et al., 2022). Han existido preocupaciones con respecto a la depresión exogámica, que es la reducción en la aptitud de la descendencia debido a padres genéticamente divergentes (Frankham et al., 2011). Sin embargo, la evidencia muestra que el riesgo de depresión exogámica es bajo y que los beneficios del rescate genético generalmente superan los riesgos cuando se considera cuán distintas son las poblaciones (Frankham et al., 2011; Hamilton y Miller, 2016; Ralls et al., 2020). Recopilar información genética sobre especies de anfibios en peligro de extinción puede informar sobre un potencial rescate genético entre poblaciones (ej., Atelopus varius en Panamá, Byrne et al., 2020). Sin embargo, un desafío significativo en el manejo genético de especies amenazadas es que solo se conoce una o, como máximo, dos poblaciones para varias especies.