sábado, 12 de enero de 2019

Conselleria empieza a cumplir la Ley de Caza, gracias a la Fiscalia.



ADHIF, a la vista de lo que se está publicando en la prensa, fruto de la investigación de la Fiscalia sobre la caza en la CV, hace publico lo siguiente:

Vemos como han esperado a que termine la temporada de caza para suspender la actividad en algunos cotos. Una estrategia de complicidad, porque la suspensión llega tarde, por lo menos en aquellos permisos que nosotros llevamos años denunciando, y que son los permisos especiales para caza mayor en cotos de caza menor.
Permisos avalados por unos informes que no conocemos, a pesar de que la información medioambiental es publica y de que, estos informes y los necesarios censos, llevamos muchos años pidiéndolos y jamás nos han contestado.
Esta pésima gestión de la caza mayor perjudica mucho a las especies cinegéticas que nosotros apoyamos por su enorme contribución a la biodiversidad y a la lucha contra los incendios forestales, además de su contribución como un recurso cinegético y turístico de primer orden a nivel rural. Por una parte, por la concesión sistemática de permisos a esperas nocturnas y recechos durante las 24 horas del día y los 365 días del año, y por otra, por la inclusión de los herbívoros salvajes en todas las batidas al jabalí. Esta ausencia de gestión y control está llevando a todas las especies de caza mayor a un deterioro genético, porque se mata por matar y sin gestión sostenible de estas especies, sin aplicar los PTOC, sin ningún control ni limitación de especies por razón de edad, tamaño del trofeo, época de reproducción, sexos etc,

Nos preocupan mucho la gestión del corzo porque se le están aplican los mismos criterios que al jabalí, cuándo son especies totalmente diferentes, y también la sistemática inclusión de arruís, ciervos, muflones gamos o cabrás monteses en la batidas de jabalí, en cotos que no hay ni citas en el Banco de Datos de la Biodiversidad, o en cotos que su presencia es testimonial o cuándo las hembras están en avanzado periodo de gestación. 

No estamos en contra de la caza, pero si del exterminio planificado que se está haciendo de estas especies. No solo los cazadores tenemos derecho a su disfrute, el resto de usuarios de los montes también tienen derecho a verlos y fotografiarlos. Algo difícil porque con este acoso permanente a todas estas especies, en muchos montes, sobre todo públicos y protegidos es imposible.

Nos preguntamos si no se contralan los PTOC, se están controlando las mejoras que por ley tienen que hacer los cotos??? 

ADHIF, se planteara acudir a la fiscalía si, después de todo esto, se continúan concediendo permisos a todas las modalidades de caza y sin respetar la Ley vigente.

 

 

 

martes, 8 de enero de 2019

La reforma de la Ley de Caza nos deja algunas dudas

https://revistajaraysedal.es/modificaciones-ley-caza-valenciana/

En la reciente reforma de la Ley de Caza, lo que a nosotros nos preocupa, como defensores de los herbívoros  es el artículo 12. Se pretendía  levantar la prohibición a la caza nocturna para incluir todas las especies de caza mayor y no solo al jabalí. Nos alegramos mucho que el Legislador no haya incluido a nuestros protagonistas en esa reforma.  Cazar rumiantes como corzos, ciervos, muflones....  durante la noche,  cuando el cazador está apostado cómodamente en el puesto de caza y disparando al animal cuando está comiendo o bebiendo es una locura. "Eso no es cazar". Los propios cazadores socios de ADHIF así lo consideramos. Menos mal que esta pretendida reforma no salió adelante y solo se podrán seguir cazando con la luz de día.
Si bien la  nueva redacción del artículo 12.1 d deja demasiadas dudas.

 d) La caza de especies de caza menor en aguaderos o cebaderos artificiales, salvo en los acotados de aves acuáticas y las especies migratorias, siempre que se les dispare en vuelo. A los efectos de la presente ley, tienen la consideración de cebadero los comederos y las porciones de terreno en las que se deposita alimento en abundancia o de manera reiterativa con la finalidad de atraer las piezas de caza.

Se podrá cazar en  esperas al jabalí? en la redacción anterior, este mismo punto decía.

d) La caza a la espera o en puesto en aguaderos o cebaderos artificiales salvo en los acotados de aves acuáticas. A los efectos de la presente Ley, tienen la consideración de cebadero los comederos y las porciones de terreno en las que se deposita alimento o sales en abundancia o de manera reiterativa con la finalidad de atraer las piezas de caza. Esta prohibición se extiende hasta una distancia de 50 metros desde dichos comederos o abrevaderos.


Ahora únicamente se refiere a la caza menor. Luego se le disparará al jabalí volando o como no es caza menor no se podrá cazar a la espera????. Ya  no se dispone  expresamente la caza a la espera,  como si se disponía antes de la reforma. Queda eliminada la distancia de 50 m  en dicho articulo, distancia que antes disponían las especies de caza menor y el jabalí para no ser abatidos.
Una barbaridad matar a las aves  en el momento que no puede defenderse ni disponer de una mínima oportunidad por encontrarse indefensas llegando al comedero., porque comiendo entendemos que no se les puede disparar, y ninguna  especie puede volar y comer al mismo tiempo en un comedero.
Pensamos que la noticia publicada en la Revisa Jara y Sedal, anuncia unos logros que no se ven aclarados en la reforma de la Ley y en concreto en este citado artículo 12.1 d.
ESTAREMOS VIGILANTES PARA DENUNCIAR LOS PRÓXIMOS PERMISOS QUE SE CONCEDAN PARA ESPERAS NOCTURNAS Y BATIDAS EN LAS QUE SE INCLUYAN RUMIANTES.



domingo, 25 de marzo de 2018

Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical case of an alien ungulate in Spain

Received: 20 October 2017 Accepted: 21 January 2018
DOI: 10.1111/conl.12440
POLICY PERSPECTIVE
Misconception and mismanagement of invasive species:
The paradoxical case of an alien ungulate in Spain
Jorge Cassinello
Estación Experimental de Zonas Áridas
(EEZA-CSIC), Carretera de Sacramento
s/n, La Cañada de San Urbano, 04120 Almería,
Spain
Correspondence
JorgeCassinello,EstaciónExperimental de
ZonasÁridas (EEZA-CSIC), Carretera de
Sacramento s/n, La Cañada de SanUrbano,
04120 Almería, Spain.
Email: jorge.cassinello@csic.es
Abstract
Scientific evidence should dominate in any management decision dealing with alien
species. It is also essential for all stakeholders to agree on the terminology used to
avoid undesirable misinterpretations. A well-known example is the use of the term
“invasive,” which has two basic meanings, one as a biogeographic criterion and the
other as an impact criterion. The aoudad (Ammotragus lervia) is a North African
ungulate introduced in Spain, whichwas labeled “invasive” by Spanish authorities due
to misreading of the term used by early studies. Indeed, to date, there are no conclusive
empirical data showing negative effects of the aoudad on native flora and fauna.
Recent studies have shown that its closest native ungulate, the Iberian ibex (Capra
pyrenaica), has expanded throughout territories already occupied by the aoudad, without
any apparent conflict.Aoudad diet selection studies also showthem to be markedly
grazers, so its role in the Mediterranean trophic network might be similar to that of
extinct wild ungulates that fed in natural meadows, maintaining landscapes heterogeneous.
New opportunities for its study are opening, particularly in Iberian semiarid
lands. Unfortunately though, its current simplistic definition as an invasive species
keeps in suspense its eventual eradication throughout the country.
KEYWORDS
Alien species, Ammotragus, biodiversity conservation, biological invasions, conservation policy, ecological
knowledge, empirical data, invasive species, native species, wildlife management
1 INTRODUCTION
Public and private environmental institutions are making
tremendous economic and legislative efforts to protect and
conserve biodiversity and natural resources from so-called
“invasive alien species,” generally considered a major worldwide
threat to biodiversity (Bergmans & Blom, 2001). Not in
vain, as in the United States alone they have been estimated
to cause environmental damage and economic loss of about
$120 billion per year (Pimentel, Zuniga, & Morrison, 2005).
The great majority of natural ecosystems are already suffer-
This is an open access article under the terms of the Creative Commons Attribution License, which permits use, distribution and reproduction in any medium, provided the original
work is properly cited.
Copyright and Photocopying: © 2018 The Authors. Conservation Letters published by Wiley Periodicals, Inc.
ing from some degree of alteration caused by human activity
(habitats altered by roadways, rural areas, or agricultural fields
and crop lands), so that some of the first aliens that appeared
in these areas tended to be human commensals, species associated
with human-altered habitats (Sax & Brown, 2000).
However, when the new discipline in invasion ecology
emerged, no definition of the term “invasive species” was
attempted (Elton, 1958). This has given rise to a multitude
of disagreements, misconceptions, and misunderstanding of
the growing amount of literature on the phenomenon being
published and has led to numerous initiatives calling for a
Conservation Letters. 2018;e12440. wileyonlinelibrary.com/journal/conl 1 of 5
https://doi.org/10.1111/conl.12440
2 of 5 CASSINELLO
FIGURE 1 Aoudad males kept in captivity at the EEZA facilities.
© EEZA-CSIC.
consensus (Colautti & MacIsaac, 2004; Valéry, Fritz,
Lefeuvre, & Simberloff, 2008).
2 DEFINING INVASIVENESS
In the scientific literature, two definitions predominate, one
referring to a biogeographic invasion (equivalent to merely
colonizing in time and space) and the other indicative of
negative impacts on the environment, i.e., a biogeographic
criterion versus an impact criterion (Valéry et al., 2008).
Early studies on the subject tended to relate invasion to the
geographic expansion of species, whether human-mediated
or not (Vermeij, 1996; Williamson, 1996). However, at the
beginning of the 21st Century, the International Union for
Nature Conservation (IUCN) and the Convention on Biological
Diversity (CBD) defined alien invasive species as alien
species that threaten the biodiversity of the host ecosystem,
disregarding their capacity for spreading (CBD, 2002; IUCN,
2000). Consequently, and under this premise, public and private
institutions devoted to the protection of biodiversity have
embraced this definition, which is currently the one used
by most managers, politicians, and environmentalists, despite
there still not being agreement on its use among ecologists
and zoologists (see a recent review by Wijesundara, 2010).
As a consequence of this lack of consensus, when referring
to particular studies and references dealingwith “invasive
species,” it is crucial to identify precisely what the authors
meant by it, in order to cite them properly and understand their
results or conclusions. Unfortunately, this is not always done,
and therefore, misinterpretations may emerge.
3 INVASIVE SPECIES
Alien species which are harmful to the environment require
special attention by authorities and managers to decrease
their deleterious effects (Pallewatta, Reaser, & Gutierrez,
2003). Under some circumstances, eradication programs
should be carried out (Myers, Simberloff, Kuris, & Carey,
2000), whereas in others, coexistence of native and nonnative
species might be the most reasonable management
strategy (Schlaepfer, Sherman, Blossey, & Runge, 2005). Furthermore,
although the precautionary principle should be followed
when dealing with alien species (Rogers, Sindent, &
De Lacy, 1997), in many instances there is no actual or
updated knowledge on their ecological effects (Thomas &
Palmer, 2015), and taking a decision on their management
strategy may be untimely, controversial or just plain wrong
(see below). Therefore, defining how to handle the impact of
alien species is a must (Jeschke et al., 2014).
Habitat alteration, along with the decline in natural predator
populations, associated with human activities (e.g., persecution,
poaching, and unsustainable hunting), can exacerbate
an increase in numbers of native species (Côté, Rooney, Tremblay,
Dussault, & Waller, 2004; Garrott, White, & Vanderbilt
White, 1993), which in turn may become invasive, i.e., harmful
to their environment (Carey, Sanderson, Barnas, & Olden,
2012). A paradigmatic example is that of the wild boar (Sus
scrofa) in its native range of distribution, where it tends to be
associated with human sources of food (e.g., food containers
and trashcans in the outskirts of towns), increasing in numbers
in such high densities that it causes adverse effects (Apollonio,
Andersen, & Putman, 2010). Consequently, identifying invasive
native species is also crucial in any profound examination
of ecological issues related to wildlife management and
policy.
Therefore, the term “invasive” should be applicable to
native species as well as non-native species.
4 THE CASE OF THE AOUDAD
The aoudad or Barbary sheep (Ammotragus lervia Pallas,
1777; Figure 1) is a North African caprid widely introduced
in several countries for hunting (Cassinello, 2015; Cassinello
et al., 2008). The main wild-ranging alien populations are
found in the United States (mainly Texas, New Mexico, and
California) and Spain (southeastern mainland and La Palma
Island, Canary Islands). Paradoxically, while these alien populations
have settled and expanded their ranges, the species is
threatened in its native area of distribution (Cassinello et al.,
2008). So far, and apart from the population located in La
Palma Island, where its Macaronesian flora is not evolutionarily
adapted to the presence of large herbivores such as the
aoudad, there is no empirical evidence related to any negative
impact on native fauna or flora (Cassinello, 2015).
The first studies dealing with the presence of the species in
Spain expressed serious concern for potential harm to native
flora and competition for resources with the native Iberian
CASSINELLO 3 of 5
ibex (Capra pyrenaica Schinz, 1838), taxonomically the
closest kin among native Iberian ungulates (Acevedo,
Cassinello, Hortal, & Gortázar, 2007; Cassinello, Acevedo,
& Hortal, 2006). In these studies, the species was depicted
as invasive, but used the term in its biogeographic sense
(“The aoudad has shown a formidable capacity to establish,
spread, and extend its distribution (…), characteristics typical
of biological invasions (Williamson, 1996)”). In the Region
of Murcia alone, the aoudad population is as high as 2,000
free-ranging individuals.
Not critically reading the term “invasive” led to the inclusion
of the aoudad in the first Spanish Catalogue of Invasive
Alien Species (Ministerio deMedio Ambiente, yMedio Rural
yMarino, 2011), although with some basically political peculiarities
which prevented the populations present in the Region
of Murcia from being included in the Catalogue. This bizarre
procedure led environmental associations to appeal for a general
classification of the aoudad as an invasive alien species
throughout the country, an appeal which was finally approved
by the Spanish High Court (Tribunal Supremo, 2016).
However, recent studies dealing with aoudad feeding habits
have shown that the species is primarily a grazer, actively
selecting forbs and grasses when available (Ben Mimoun &
Nouira, 2015; Miranda et al., 2012); while their incidence on
woody plants is similar to that of native herbivore ungulates,
not showing particularly higher negative effects on threatened
plants (Velamazán, San Miguel, Escribano, & Perea, 2017).
The presence of wild grazers may be crucial to the preservation
of mosaic landscapes in Mediterranean habitats (Malek
& Verburg, 2017), as it is widely acknowledged that grazers,
along with browsers, allow open pastures to be maintained
by reducing shrubland colonization (Odum, 1969). These heterogeneous
landscapes are fundamental to the preservation of
biodiversity and species richness in ecosystems (Stein, Gerstner,
& Kreft, 2014). The fact is that extant large wild herbivores
in the Iberian Peninsula are basically browsers (Gebert
& Verheyden-Tixier, 2001; Martínez, 2010), and apart from
decreasing livestock activity, no specialist grazers are present
any longer. Thus, it would not be venturous to expect beneficial
outputs from the presence of new wild grazers, although
from an exotic origin (Fernández-Olalla, Martínez-Jauregui,
Perea, Velamazán, & San Miguel, 2016).
Furthermore, Iberian ibex populations have recently been
showing impressive recolonization in southeastern Spain,
reaching areas previously occupied by aoudads. However, the
presence of theNorth African ungulate does not seem to affect
ibex range expansion. In fact, it is rather the opposite, as in
some mountainous areas the native ungulate seems to be displacing
the exotic one (Eguía et al., 2015).
Despite current empirical evidence showing that the effects
of the aoudad, both in the United States and the Spanish mainland,
are not harmful, if not beneficial (Cassinello, 2015),
the species is still classed as invasive by Spanish authorities
(Ministerio de Agricultura, Alimentación yMedio Ambiente,
2013), leading to the startup of eradication programs in some
of its distribution areas (Consejería de Agua, Agricultura y
Medio Ambiente, 2017). Another consequence of this policy
is that a threatened species in its native range of distribution is
being subject to eradication in exotic areas, which might well
become species reservoirs if no harmful effects are detected
(Garzon-Machado, del-Arco-Aguilar, & Perez-de-Paz, 2012;
Marchetti, & Engstrom, 2016).
This is the first evidence of an unprecedented management
policy based on an erroneous application of scientific
evidence due to the misleading terminology applied to alien
species, interpreting “invasive” as “harmful” instead of “colonizing.”
5 CONCLUSIONS
Knowledge of whether an alien species poses a risk to the
host environment, based on scientific data and proper identification
of the results and conclusions in the available literature,
is crucial to its management (Valéry et al., 2008). Invasive
species, sensu impact criterion, may be either exotic or
native (Carey et al., 2012), and their management and control
should always be implemented according to scientific and
empirical evidence. Apart from proper management policies,
it is also important to implement further evaluation procedures
enabling institutions to find out what benefits, if any,
have been achieved (Ferraro & Pattanayak, 2006).
The alien aoudad, depicted as harmful in all the territories
where it is present, is currently included in the Spanish Catalogue
of Invasive Alien Species. This inclusion is based on
a misinterpretation of the scientific literature available, and
according to current findings, consideration of the populations
located in the southeast of the Iberian Peninsula as invasive
is ungrounded (Cassinello, 2015). A recent ruling by the
Spanish High Court promotes its total eradication in the country,
even though the ecological consequences of a massive
eradication program are unforeseeable. Nevertheless, political
commitments may still vary, as the Spanish Ministry of
Environment is currently holding new meetings on this issue
with concerned aoudad management stakeholders, including
scientists devoted to their study. Hope for a better management
policy based on actual ecological facts is still in the air.
6 ADDENDUM
A few days after this manuscript was submitted, the Spanish
Parliament approved a modification of the Spanish Law
42/2007 on the Natural Heritage and Biodiversity (Jefatura
del Estado, 2007), so that invasive species that can be of eco4
of 5 CASSINELLO
nomic interest through fishing or hunting will be allowed to be
sustainably managed in areas where they were present before
Ley 42/2007 was approved, in December 2007; whereas in
recently colonized areas, they should be controlled and eventually
eradicated (Proposición de Ley, 2017). This legal modification,
however, does not raise any change in invasiveness
status of such species, as it is only based on socioeconomic
profits in rural areas; it may also change over time if parliamentarymajorities
do so. Therefore, the issue on aoudad invasiveness
status remains to be addressed and resolved.
ORCID
Jorge Cassinello http://orcid.org/0000-0001-8781-2009
REFERENCES
Acevedo, P., Cassinello, J., Hortal, J., & Gortázar, C. (2007). Invasive
exotic aoudad (Ammotragus lervia) as a major threat to native Iberian
ibex (Capra pyrenaica): A habitat suitability model approach. Diversity
and Distributions, 13, 587–597.
Apollonio, M., Andersen, R., & Putman, R. (2010). Present status and
future challenges for European ungulate management. In M. Apollonio,
R. Andersen, & R. Putman (Eds.), European ungulates and
their management in the 21st Century (pp. 578–604). Cambridge,
UK: Cambridge University Press.
Ben Mimoun, J., & Nouira, S. (2015). Food habits of the aoudad
Ammotragus lervia in the Bou Hedma mountains, Tunisia. South
African Journal of Science, 111, Art. #2014-0448. https://doi.org/
10.17159/sajs.2015/20140448
Bergmans,W.,&Blom, E. (Eds.). (2001). Invasive plants and animals. Is
there a way out? Amsterdam: The Netherlands Committee for IUCN.
Carey, M. P., Sanderson, B. L., Barnas, K. A., & Olden, J. D. (2012).
Native invaders – challenges for science, management, policy, and
society. Frontiers in Ecology and the Environment, 10, 373–381.
Cassinello, J. (2015). Ammotragus lervia (aoudad). In CABI (Ed.),
Invasive species compendium. Wallingford, UK: CAB International.
Retrieved from http://www.cabi.org/isc
Cassinello, J., Acevedo, P., & Hortal, J. (2006). Prospects for population
expansion of the exotic aoudad (Ammotragus lervia; Bovidae) in the
Iberian Peninsula: Clues from habitat suitability modelling. Diversity
and Distributions, 12, 666–678.
Cassinello, J., Cuzin, F., Jdeidi, T., Masseti, M., Nader, I., & de
Smet, K. (2008). Ammotragus lervia. The IUCN Red List of
Threatened Species 2008: e.T1151A3288917. https://doi.org/
10.2305/IUCN.UK.2008.RLTS.T1151A3288917.en. Downloaded
on 10 February 2018.
CBD. (2002). Decision VI/23: Alien species that threaten ecosystems,
habitats or species. Retrieved from https://www.cbd.int/kb/record/
decision/7197?RecordType=decision&Subject=IAS
Colautti, R. I., & MacIsaac, H. J. (2004). A neutral terminology to define
‘invasive’ species. Diversity and Distributions, 10, 135–141.
Consejería de Agua, Agricultura yMedio Ambiente. (2017). Proyecto de
Plan de Gestión para el Control y Erradicación del Arruí (Ammotragus
lervia) en la Región de Murcia. Unpublished Report.
Côté, S. D., Rooney, T. P., Tremblay, J. P., Dussault, C., &Waller, D. M.
(2004). Ecological impacts of deer overabundance. Annual Review of
Ecology, Evolution, and Systematics, S 35, 113–147.
Eguía, S., Martínez-Noguera, E., Botella, F., Pascual, R., Giménez-
Casalduero, A., & Sánchez-Zapata, J. A. (2015). Evolución del área
de distribución del arruí (Ammotragus lervia Pallas 1777) y la cabra
montés (Capra pirenaica Schinz, 1838) en la Región de Murcia. V
Congreso de la Naturaleza de la Región de Murcia, 2015. Asociación
de Naturalistas del Sureste, Murcia, Spain.
Elton, C. S. (1958). The ecology of invasions by animals and plants.
London, UK: Methuen.
Fernández-Olalla,M., Martínez-Jauregui,M., Perea, R., Velamazán,M.,
& San Miguel, A. (2016). Threat or opportunity? Effects of an alien
ungulate on the highly diverse vegetation of southeastern Spain. Journal
of Arid Environments, 129, 9–15.
Ferraro, P. J., & Pattanayak, S. K. (2006). Money for nothing? A call for
empirical evaluation of biodiversity conservation investments. PLoS
Biol, 4, e105.
Garrott, R. A.,White, P. J., & Vanderbilt White, C. A. (1993). Overabundance:
An issue for conservation biologists? Conservation Biology,
7, 946–949.
Garzon-Machado, V., del-Arco-Aguilar, M. J., & Perez-de-Paz, P. L.
(2012). Threat or threatened species? A paradox in conservation biology.
Journal for Nature Conservation, 20, 228–230.
Gebert, C., & Verheyden-Tixier, H. (2001). Variations of diet composition
of red deer (Cervus elaphus L.) in Europe. Mammal Review, 31,
189–201.
IUCN. (2000). IUCN guidelines for the prevention of biodiversity
loss due to biological invasion. The World Conservation Union
(approved by the IUCN Council, February, 2000). Retrieved from
https://portals.iucn.org/library/efiles/documents/Rep-2000-052.pdf.
Jefatura del Estado. (2007). Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio
Natural y de la Biodiversidad. B.O.E, 299, 51275–51327.
Jeschke, J. M., Bacher, S., Blackburn, T. M., Dick, J. T. A., Essl, F.,
Evans, T., … Kumschick, S. (2014). Defining the impact of nonnative
species. Conservation Biology, 28, 1188–1194.
Malek, Z., & Verburg, P. (2017). Mediterranean land systems: Representing
diversity and intensity of complex land systems in a dynamic
region. Landscape Urban Plan, 165, 102–116.
Marchetti, M. P., & Engstrom, T. (2016). The conservation paradox of
endangered and invasive species. Conservation Biology, 30, 434–
437.
Martínez, T. (2010). Selección y estrategia alimentaria de los machos,
hembras y jóvenes de cabra montés (Capra pyrenaica Schinz, 1838)
en el sureste de España. Galemys, 22, 483–515.
Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente. (2013).
Real Decreto 630/2013, de 2 de agosto, por el que se regula el
Catálogo español de especies exóticas invasoras. B.O.E, 185, 56764–
56786.
Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. (2011). Real
Decreto 1628/2011, de 14 de noviembre, por el que se regula el listado
y catálogo español de especies exóticas invasoras. B.O.E, 298,
132711–132735.
Miranda, M., Sicilia, M., Bartolomé, J., Molina-Alcaide, E., Gálvez-
Bravo, L., & Cassinello, J. (2012). Contrasting feeding patterns of
CASSINELLO 5 of 5
native red deer and two exotic ungulates in a Mediterranean ecosystem.
Wildlife Research, 39, 171–182.
Myers, J. H., Simberloff, D., Kuris, A. M., & Carey, J. R. (2000). Eradication
revisited: Dealing with exotic species. Trends in Ecology &
Evolution, 15, 316–320.
Odum, E. P. (1969). The strategy of ecosystem development. Science,
164, 262–270.
Pallewatta, N., Reaser, J.K., & Gutierrez, A. (Eds.). (2003). Prevention
and management of invasive alien species: Proceedings of a workshop
on forging cooperation throughout South and Southeast Asia.
Cape Town, South Africa: Global Invasive Species Programme.
Pimentel, D., Zuniga, R., & Morrison, D. (2005). Update on the environmental
economic costs associated with alien-invasive species in the
United States. Ecological Economics, 52, 273–288.
Proposición de Ley. (2017). 122/000137 Proposición de Ley de modificación
de la Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural
y de la Biodiversidad. B.O.C.G. Serie B, 170–1, 1–5.
Rogers, M. F., Sindent, J. A., & De Lacy, T. (1997). The precautionary
principle for environmental management: A defensive-expenditure
application. Journal of Environmental Management, 51, 343–360.
Sax, D. F., & Brown, J. H. (2000). The paradox of invasion. Global Ecology
and Biogeography, 9, 363–371.
Schlaepfer, M. A., Sherman, P.W., Blossey, B., & Runge, M. C. (2005).
Introduced species as evolutionary traps. Ecology Letters, 8, 241–
246.
Stein, A., Gerstner, K., & Kreft, H. (2014). Environmental heterogeneity
as a universal driver of species richness across taxa, biomes and
spatial scales. Ecology Letters, 17, 866–880.
Thomas, C. D.,&Palmer, G. (2015). Non-native plants add to the British
flora without negative consequences for native diversity. Proceedings
of the National Academy of Sciences of the United States of America,
112, 4387–4392.
Tribunal Supremo. (2016). Sentencia de 16 de marzo de 2016, de la Sala
Tercera del Tribunal Supremo. B.O.E, 146, 41761–41762.
Valéry, L., Fritz, H., Lefeuvre, J. -C., & Simberloff, D. (2008). In search
of a real definition of the biological invasion phenomenon itself. Biological
Invasions, 10, 1345–1351.
Velamazán, M., San Miguel, A., Escribano, R., & Perea, R. (2017).
Threatened woody flora as an ecological indicator of large herbivore
introductions. Biodiversity and Conservation, 26, 917–930.
Vermeij, G. J. (1996). An agenda for invasion biology. Biological Conservation,
78, 3–9.
Williamson, M. (1996). Biological invasions. London, UK: Chapman
and Hall.
Wijesundara, S. (2010). Defining invasive alien species. In B. Marambe,
P. Silva, S.Wijesundara, & N. Atapattu (Eds.), Invasive alien species
in Sri Lanka – strengthening capacity to control their introduction
and spread (pp. 1–6). Sri Lanka: Biodiversity Secretariat of the Ministry
of Environment.
How to cite this article: Cassinello J. Misconception
and mismanagement of invasive species: The
paradoxical case of an alien ungulate in Spain.
Conservation Letters. 2018;e12440. https://doi.org/
10.1111/conl.12440

Concepto erróneo y mala gestión de especies invasoras: El caso paradójico de un ungulado exótico en España.

Concepto erróneo y mala gestión de especies invasoras: El caso paradójico de un ungulado exótico en España.

Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440. https://doi.org/10.1111/conl.12440
RESUMEN
La evidencia científica debe dominar en cualquier decisión de gestión que trate con especies. También es esencial para todas las partes interesadas ponerse de acuerdo sobre la terminología utilizada para evitar malas interpretaciones. Un ejemplo bien conocido es el uso del término "invasor", que tiene dos significados básicos, uno como criterio biogeográfico y el otro como un criterio de impacto negativo. El arruí (Ammotragus lervia) es un ungulado norteafricano introducido en España, etiquetado como "invasor" por las autoridades españolas debido a una mala interpretación del término por los primeros estudios. De hecho, hasta la fecha, no hay datos empíricos concluyentes que muestren los efectos negativos del arruí en la flora y fauna nativas. Estudios recientes han demostrado que el ungulado nativo más cercano, la cabra montés ibérica (Capra pyrenaica), se ha expandido a través de los territorios ya ocupados por el arruí, sin conflicto aparente. Los estudios de selección de dieta del arruí también muestran que son pastadores, por lo que su papel en la red trófica del Mediterráneo podría ser similar al de ungulados salvajes extintos que se alimentaban en prados naturales, manteniendo paisajes heterogéneos. Se abren nuevas oportunidades para su estudio, particularmente en tierras ibéricas semiáridas. Lamentablemente, su definición simplista actual como especie invasora mantiene en suspenso su eventual erradicación en todo el país.
PALABRAS CLAVE
Especies exóticas, Ammotragus, conservación de la biodiversidad, invasiones biológicas, política de conservación, conocimiento ecológico, datos empíricos, especies invasoras, especies nativas, manejo de la vida silvestre
1. INTRODUCCIÓN
Las instituciones ambientales públicas y privadas están haciendo enormes esfuerzos económicos y legislativos para proteger y conservar la biodiversidad y los recursos naturales de las llamadas "especies exóticas invasoras", generalmente consideradas como una de las mayores amenazas a nivel mundial de la biodiversidad (Bergmans y Blom, 2001). No en vano, ya que únicamente en Estados Unidos se han estimado un daño ambiental y una pérdida económica de aproximadamente $120 mil millones por año (Pimentel, Zuniga y Morrison, 2005). La gran mayoría de los ecosistemas naturales están sufriendo algún grado de alteración causada por la actividad humana (hábitats alterados por carreteras, áreas rurales o campos agrícolas), de modo que algunas de las
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
primeras especies exóticas que aparecieron se aprovechaban de los recursos de los humanos y a su vez están asociadas con hábitats alterados (Sax & Brown, 2000). Sin embargo, cuando surgió un nueva disciplina sobre la ecología de invasiones, no se definió el término "especie invasora" (Elton, 1958). Esto ha dado lugar a una multitud de desacuerdos, conceptos erróneos y malentendidos en la creciente literatura sobre el fenómeno siendo publicado y ha dado lugar a numerosas iniciativas que piden un consenso (Colautti y MacIsaac, 2004; Valéry, Fritz, Lefeuvre y Simberloff, 2008).
FIGURA 1: Machos de arruí cautivos en las instalaciones de EEZA. © EEZA-CSIC.
2. DEFINICIÓN DE LA “INVASIVIDAD”
En la literatura científica, predominan dos definiciones, una refiriéndose a una invasión biogeográfica (equivalente a colonizar en tiempo y espacio) y el otro indicativo de impactos negativos sobre el medio ambiente, es decir, un criterio biogeográfico versus un criterio de impacto (Valéry et al., 2008). Los primeros estudios sobre el tema tienden a relacionar la invasión a la expansión geográfica de las especies, ya sea mediada por humanos o no (Vermeij, 1996; Williamson, 1996). Sin embargo, a principios del siglo XXI, la Unión Internacional para Conservación de la Naturaleza (IUCN) y el Convenio sobre Diversidad (CBD) definió especie exótica invasora como especies exóticas que amenazan la biodiversidad del ecosistema huésped, sin tener en cuenta su capacidad de propagación (CBD, 2002; UICN, 2000). En consecuencia, y bajo esta premisa, instituciones públicas y privadas dedicadas a la protección de la biodiversidad acogieron esta definición, que actualmente es la utilizada por la mayoría de los gestores, políticos y defensores del medio ambiente, aunque todavía no hay acuerdo sobre su uso entre ecologistas y zoólogos (ver la reciente revisión de Wijesundara, 2010).
Como consecuencia de esta ausencia de consenso, cuando se trata en estudios particulares de "especie invasora", es crucial identificar con precisión lo que los autores han querido decir con dicho término, para citarlos adecuadamente y comprender sus resultados o conclusiones. Lamentablemente, esto no siempre se hace, y por lo tanto, pueden surgir malas interpretaciones.
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
3. ESPECIES INVASORAS
Las especies exóticas que son dañinas para el medio ambiente requieren atención especial por parte de las autoridades y los gestores para disminuir sus efectos nocivos (Pallewatta, Reaser, & Gutierrez, 2003). En algunas circunstancias, los programas de erradicación deben llevarse a cabo (Myers, Simberloff, Kuris, y Carey, 2000), mientras que en otros, la coexistencia de especies nativas y no nativos podría ser la estrategia de gestión más razonable (Schlaepfer, Sherman, Blossey, y Runge, 2005). Además, aunque se debe seguir el principio de precaución cuando se trata de especies exóticas (Rogers, Sindent, & De Lacy, 1997), en muchos casos no hay conocimiento actualizado sobre sus efectos ecológicos (Thomas & Palmer, 2015) y tomar una decisión sobre su estrategia de gestión puede ser intempestiva, controvertida o simplemente incorrecta (véase abajo). Por lo tanto, definir cómo manejar el impacto de especies exóticas es una necesidad (Jeschke et al., 2014).
Alteración del hábitat, junto con la disminución de poblaciones naturales de depredadores, asociadas con actividades humanas (por ejemplo, persecución, caza furtiva y caza insostenible), puede exacerbar un aumento en el número de especies nativas (Côté, Rooney, Tremblay, Dussault, y Waller, 2004; Garrott, blanco y Vanderbilt White, 1993), que a su vez puede volverse invasor, es decir, dañino para su entorno (Carey, Sanderson, Barnas, & Olden, 2012). Un ejemplo paradigmático es el del jabalí (Sus scrofa) en su rango nativo de distribución, donde tiende a ser asociado con fuentes de alimento humano (por ejemplo, contenedores de alimentos y botes de basura en las afueras de las ciudades), aumentando en densidades tan altas que causa efectos adversos (Apollonio, Andersen, & Putman, 2010). Por consiguiente, identificar especies nativas invasoras también es crucial para cualquier examen profundo de los problemas ecológicos relacionados con la gestión y política de la vida silvestre.
Por lo tanto, el término "invasor" debería ser aplicable a especies nativas, así como especies no nativas.
4. EL CASO DEL ARRUÍ
El arruí u carnero de Berbería (Ammotragus lervia Pallas, 1777; Figura 1) es un cáprido norteafricano ampliamente introducido en varios países para la caza (Cassinello, 2015; Cassinello et al., 2008). Las principales poblaciones exóticas salvajes se encuentran en Estados Unidos (principalmente Texas, Nuevo México y California) y España (sudeste peninsular y la isla de la Palma, Islas Canarias). Paradójicamente, mientras las poblaciones exóticas han establecido y ampliado sus rangos, la especie está amenazada en su área nativa de distribución (Cassinello et al., 2008). Hasta ahora, y aparte de la población ubicada en la isla de La Palma, donde su flora macaronésica no es evolutivamente adaptado a la presencia de grandes herbívoros como el arruí, no hay
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
evidencia empírica relacionada con ningún impacto negativo en la fauna o flora nativa (Cassinello, 2015).
Los primeros estudios que tratan de la presencia de la especie en España expresó su seria preocupación por el posible daño a la flora autóctona y competencia por los recursos con la cabra montesa ibérica nativa (Capra pyrenaica Schinz, 1838), taxonómicamente el pariente más cercano entre los ungulados ibéricos (Acevedo, Cassinello, Hortal y Gortázar, 2007; Cassinello, Acevedo, Y Hortal, 2006). En estos estudios, la especie fue representada como invasora, pero utilizó el término en su sentido biogeográfico ("El arruí ha demostrado una formidable capacidad para establecer, difundir, y extender su distribución (...), características típicas de invasiones biológicas (Williamson, 1996) "). Solo en la región de Murcia, la población de arruí alcanza los 2,000 individuos libres.
No leer críticamente el término "invasor" llevó a la inclusión del arruí en el primer Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras (Ministerio de Medio Ambiente, y Mediano Rural y Marino, 2011), aunque con algunas peculiaridades básicamente políticas, impidió a las poblaciones de la región de Murcia de ser incluidas en el catálogo. Este extraño procedimiento llevó a las asociaciones ecologistas a apelar por un clasificación de dicha especie, como especie exótica invasora en todo el país, una apelación que finalmente fue aprobada por el Tribunal Supremo de España (Tribunal Supremo, 2016).
Sin embargo, estudios recientes que tratan sobre los hábitos de alimentación han demostrado que la especie es principalmente un pastador, que selecciona activamente herbáceas y gramíneas cuando están disponibles (Ben Mimoun & Nouira, 2015; Miranda et al., 2012); mientras que su incidencia en plantas leñosas es similar a las de los ungulados herbívoros nativos, particularmente no muestra elevados efectos negativos sobre plantas amenazas (Velamazán, San Miguel, Escribano, y Perea, 2017). La presencia de herbívoros silvestres puede ser crucial para la preservación de paisajes en mosaico de hábitats mediterráneos (Malek & Verburg, 2017), ya que es ampliamente reconocido que pastadores, junto a ramoneadores, permiten que se mantengan los pastizales abiertos reduciendo la colonización de matorrales (Odum, 1969). Estos heterogéneos paisajes son fundamentales para la preservación de la biodiversidad y la riqueza de especies en los ecosistemas (Stein, Gerstner, & Kreft, 2014). El hecho es que los grandes herbívoros salvajes existentes en la Península Ibérica son básicamente ramoneadores (Gebert Y Verheyden-Tixier, 2001; Martínez, 2010), y además está disminuyendo la actividad ganadera. Por lo tanto, no sería arriesgado esperar un beneficio externo con presencia de nuevos pastadores silvestres, aunque de origen exótico (Fernández-Olalla, Martínez-Jauregui, Perea, Velamazán y San Miguel, 2016).
Además, recientemente las poblaciones de cabra montesa ibérica han mostrado una impresionante recolonización en el sureste de España, alcanzando áreas previamente ocupadas por arruís. Sin embargo, la presencia del ungulado norteafricano no parece afectar a la expansión de la cabra montesa. De hecho, es más bien lo contrario, en algunas áreas montañosas el ungulado nativo parece estar desplazando al exótico (Eguía
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
et al., 2015). A pesar de la evidencia empírica actual que muestra que los efectos del arruí, tanto en Estados Unidos como en el continente español, no son dañinos, si no beneficiosos (Cassinello, 2015), la especie aún está clasificada como invasora por las autoridades españolas (Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2013), lo que llevó a la puesta en marcha de programas de erradicación en algunas de sus áreas de distribución (Consejería de Agua, Agricultura y Medio Ambiente, 2017). Otra consecuencia de esta política es que una especie amenazada en su área nativa de distribución está sometida a la erradicación en áreas donde es exótica, que bien podrían convertirse en reservorios para la especie si no se detectan efectos nocivos (Garzón-Machado, del-Arco-Aguilar, y Pérez-de-Paz, 2012; Marchetti, & Engstrom, 2016).
Esta es la primera evidencia de una política de gestión basada en la aplicación errónea de una evidencia científica debido a utilizar terminología confusa para la especie exótica, interpretando “invasor” como “dañino” en lugar de “colonizador”.
5. CONCLUSIONES
El conocimiento de si una especie exótica plantea un riesgo para el entorno receptor, basado en datos científicos e identificación adecuada de los resultados y conclusiones en la literatura disponible, es crucial para su gestión (Valéry et al., 2008). Las especies invasoras, bajo el criterio de impacto, pueden ser exóticas o nativas (Carey et al., 2012), y su manejo y control siempre debe implementarse de acuerdo con los criterios científicos y la evidencia empírica. Además de las políticas de gestión adecuadas, también es importante implementar más procedimientos de evaluación permitiendo a las instituciones averiguar qué beneficios, si los hay, se han logrado (Ferraro & Pattanayak, 2006).
El arruí exótico, descrito como dañino en todos los territorios donde está presente, actualmente está incluido en el Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras. Dicha inclusión se basa en una interpretación errónea de la literatura científica disponible, y de acuerdo con los hallazgos actuales, considerar las poblaciones ubicadas en el sureste de la Península Ibérica como especie invasora no está fundamentado (Cassinello, 2015). Una decisión reciente del Tribunal Supremo español promueve su total erradicación en el país, aunque las consecuencias ecológicas de un programa masivo de erradicación son imprevisibles. Sin embargo, el comité político todavía podría cambiar, ya que el Ministerio Español de Medio Ambiente está llevando a cabo nuevas reuniones sobre este tema con interesados en la gestión del arruí, incluidos científicos dedicados a su estudio. La esperanza de una mejor política de gestión basada en hechos ecológicos reales todavía está en el aire.
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
6. APÉNDICE
Unos días después de la presentación de este manuscrito, el Parlamento español aprobó una modificación de la Ley española 42/2007 sobre el Patrimonio Natural y la Biodiversidad (Jefatura del Estado, 2007), de modo que se permite que especies invasoras de interés económico para la pesca o la caza se manejen sosteniblemente en áreas donde estuvieron presentes antes de la Ley 42/2007 fuese aprobada, en diciembre de 2007; Mientras en áreas de reciente colonización, deberán ser controladas y eventualmente erradicadas (proposición de Ley, 2017). Esta modificación legal, sin embargo, no genera ningún cambio en el estado de invasividad de tales especies, ya que solo se basa en aprovechamiento socioeconómico en áreas rurales; también puede cambiar con el tiempo si la mayoría parlamentaria lo hace. Por lo tanto, la cuestión sobre el estado de invasividad del arruí aún debe ser abordado y resuelto.
ORCID
Jorge Cassinello http://orcid.org/0000-0001-8781-2009
7. BIBLIOGRAFÍA
Acevedo, P., Cassinello, J., Hortal, J., & Gortázar, C. (2007). Invasive exotic aoudad (Ammotragus lervia) as a major threat to native Iberian ibex (Capra pyrenaica): A habitat suitability model approach. Diversity and Distributions, 13, 587–597.
Apollonio, M., Andersen, R., & Putman, R. (2010). Present status and future challenges for European ungulate management. In M. Apollonio, R. Andersen, & R. Putman (Eds.), European ungulates and their management in the 21st Century (pp. 578–604). Cambridge, UK: Cambridge University Press.
Ben Mimoun, J., & Nouira, S. (2015). Food habits of the aoudad Ammotragus lervia in the Bou Hedma mountains, Tunisia. South African Journal of Science, 111, Art. #2014-0448. https://doi.org/ 10.17159/sajs.2015/20140448
Bergmans,W.,&Blom, E. (Eds.). (2001). Invasive plants and animals. Is there a way out? Amsterdam: The Netherlands Committee for IUCN.
Carey, M. P., Sanderson, B. L., Barnas, K. A., & Olden, J. D. (2012). Native invaders – challenges for science, management, policy, and society. Frontiers in Ecology and the Environment, 10, 373–381.
Cassinello, J. (2015). Ammotragus lervia (aoudad). In CABI (Ed.), Invasive species compendium. Wallingford, UK: CAB International. Retrieved from http://www.cabi.org/isc
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
Cassinello, J., Acevedo, P., & Hortal, J. (2006). Prospects for population expansion of the exotic aoudad (Ammotragus lervia; Bovidae) in the Iberian Peninsula: Clues from habitat suitability modelling. Diversity and Distributions, 12, 666–678.
Cassinello, J., Cuzin, F., Jdeidi, T., Masseti, M., Nader, I., & de Smet, K. (2008). Ammotragus lervia. The IUCN Red List of Threatened Species 2008: e.T1151A3288917. https://doi.org/
10.2305/IUCN.UK.2008.RLTS.T1151A3288917.en. Downloaded on 10 February 2018.
CBD. (2002). Decision VI/23: Alien species that threaten ecosystems, habitats or species. Retrieved from https://www.cbd.int/kb/record/ decision/7197?RecordType=decision&Subject=IAS
Colautti, R. I., & MacIsaac, H. J. (2004). A neutral terminology to define ‘invasive’ species. Diversity and Distributions, 10, 135–141.
Consejería de Agua, Agricultura yMedio Ambiente. (2017). Proyecto de Plan de Gestión para el Control y Erradicación del Arruí (Ammotragus lervia) en la Región de Murcia. Unpublished Report.
Côté, S. D., Rooney, T. P., Tremblay, J. P., Dussault, C., &Waller, D. M. (2004). Ecological impacts of deer overabundance. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, S 35, 113–147.
Eguía, S., Martínez-Noguera, E., Botella, F., Pascual, R., Giménez- Casalduero, A., & Sánchez-Zapata, J. A. (2015). Evolución del área de distribución del arruí (Ammotragus lervia Pallas 1777) y la cabra montés (Capra pirenaica Schinz, 1838) en la Región de Murcia. V Congreso de la Naturaleza de la Región de Murcia, 2015. Asociación de Naturalistas del Sureste, Murcia, Spain.
Elton, C. S. (1958). The ecology of invasions by animals and plants. London, UK: Methuen.
Fernández-Olalla,M., Martínez-Jauregui,M., Perea, R., Velamazán,M., & San Miguel, A. (2016). Threat or opportunity? Effects of an alien ungulate on the highly diverse vegetation of southeastern Spain. Journal of Arid Environments, 129, 9–15.
Ferraro, P. J., & Pattanayak, S. K. (2006). Money for nothing? A call for empirical evaluation of biodiversity conservation investments. PLoS Biol, 4, e105.
Garrott, R. A.,White, P. J., & Vanderbilt White, C. A. (1993). Overabundance: An issue for conservation biologists? Conservation Biology, 7, 946–949.
Garzon-Machado, V., del-Arco-Aguilar, M. J., & Perez-de-Paz, P. L. (2012). Threat or threatened species? A paradox in conservation biology. Journal for Nature Conservation, 20, 228–230.
Gebert, C., & Verheyden-Tixier, H. (2001). Variations of diet composition of red deer (Cervus elaphus L.) in Europe. Mammal Review, 31, 189–201.
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
IUCN. (2000). IUCN guidelines for the prevention of biodiversity loss due to biological invasion. The World Conservation Union (approved by the IUCN Council, February, 2000). Retrieved from https://portals.iucn.org/library/efiles/documents/Rep-2000-052.pdf.
Jefatura del Estado. (2007). Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad. B.O.E, 299, 51275–51327.
Jeschke, J. M., Bacher, S., Blackburn, T. M., Dick, J. T. A., Essl, F., Evans, T., … Kumschick, S. (2014). Defining the impact of nonnative species. Conservation Biology, 28, 1188–1194.
Malek, Z., & Verburg, P. (2017). Mediterranean land systems: Representing diversity and intensity of complex land systems in a dynamic region. Landscape Urban Plan, 165, 102–116.
Marchetti, M. P., & Engstrom, T. (2016). The conservation paradox of endangered and invasive species. Conservation Biology, 30, 434– 437.
Martínez, T. (2010). Selección y estrategia alimentaria de los machos, hembras y jóvenes de cabra montés (Capra pyrenaica Schinz, 1838) en el sureste de España. Galemys, 22, 483–515.
Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente. (2013). Real Decreto 630/2013, de 2 de agosto, por el que se regula el
Catálogo español de especies exóticas invasoras. B.O.E, 185, 56764– 56786.
Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. (2011). Real Decreto 1628/2011, de 14 de noviembre, por el que se regula el listado y catálogo español de especies exóticas invasoras. B.O.E, 298, 132711–132735.
Miranda, M., Sicilia, M., Bartolomé, J., Molina-Alcaide, E., Gálvez- Bravo, L., & Cassinello, J. (2012). Contrasting feeding patterns of native red deer and two exotic ungulates in a Mediterranean ecosystem. Wildlife Research, 39, 171–182.
Myers, J. H., Simberloff, D., Kuris, A. M., & Carey, J. R. (2000). Eradication revisited: Dealing with exotic species. Trends in Ecology & Evolution, 15, 316–320.
Odum, E. P. (1969). The strategy of ecosystem development. Science, 164, 262–270.
Pallewatta, N., Reaser, J.K., & Gutierrez, A. (Eds.). (2003). Prevention and management of invasive alien species: Proceedings of a workshop on forging cooperation throughout South and Southeast Asia. Cape Town, South Africa: Global Invasive Species Programme.
Pimentel, D., Zuniga, R., & Morrison, D. (2005). Update on the environmental economic costs associated with alien-invasive species in the United States. Ecological Economics, 52, 273–288.
Traducción artículo: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical
case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440.
Proposición de Ley. (2017). 122/000137 Proposición de Ley de modificación de la Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad. B.O.C.G. Serie B, 170–1, 1–5.
Rogers, M. F., Sindent, J. A., & De Lacy, T. (1997). The precautionary principle for environmental management: A defensive-expenditure application. Journal of Environmental Management, 51, 343–360.
Sax, D. F., & Brown, J. H. (2000). The paradox of invasion. Global Ecology and Biogeography, 9, 363–371.
Schlaepfer, M. A., Sherman, P.W., Blossey, B., & Runge, M. C. (2005). Introduced species as evolutionary traps. Ecology Letters, 8, 241– 246.
Stein, A., Gerstner, K., & Kreft, H. (2014). Environmental heterogeneity as a universal driver of species richness across taxa, biomes and spatial scales. Ecology Letters, 17, 866–880.
Thomas, C. D.,&Palmer, G. (2015). Non-native plants add to the British flora without negative consequences for native diversity. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 112, 4387–4392.
Tribunal Supremo. (2016). Sentencia de 16 de marzo de 2016, de la Sala Tercera del Tribunal Supremo. B.O.E, 146, 41761–41762.
Valéry, L., Fritz, H., Lefeuvre, J. -C., & Simberloff, D. (2008). In search of a real definition of the biological invasion phenomenon itself. Biological Invasions, 10, 1345–1351.
Velamazán, M., San Miguel, A., Escribano, R., & Perea, R. (2017). Threatened woody flora as an ecological indicator of large herbivore introductions. Biodiversity and Conservation, 26, 917–930.
Vermeij, G. J. (1996). An agenda for invasion biology. Biological Conservation, 78, 3–9.
Williamson, M. (1996). Biological invasions. London, UK: Chapman and Hall.
Wijesundara, S. (2010). Defining invasive alien species. In B. Marambe,
P. Silva, S.Wijesundara, & N. Atapattu (Eds.), Invasive alien species in Sri Lanka – strengthening capacity to control their introduction and spread (pp. 1–6). Sri Lanka: Biodiversity Secretariat of the Ministry of Environment.
CITA RECOMENDADA: Cassinello J. Misconception and mismanagement of invasive species: The paradoxical case of an alien ungulate in Spain. Conservation Letters. 2018; e12440. https://doi.org/10.1111/conl.12440