Información

¿Existe algún dato para explorar la heterocigosidad del león sudafricano durante los últimos 18 años?

¿Existe algún dato para explorar la heterocigosidad del león sudafricano durante los últimos 18 años?


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

Fondo:

Necesito encontrar datos sobre la heterocigosidad del león sudafricano durante los últimos 18 años ... y estoy luchando: hasta ahora he encontrado un punto de datos único.

Pregunta:

¿Dónde puedo encontrar datos que me ayuden a explorar los cambios en la heterocigosidad de los Leones que viven en Sudáfrica?


La endogamia, la heterocigosidad y la aptitud en una población reintroducida de perros salvajes africanos en peligro de extinción (Lycaon pictus)

Es fundamental comprender la salud genética y las implicaciones de la endogamia en las poblaciones de vida silvestre, especialmente de las especies vulnerables. Utilizando amplios datos demográficos y genéticos, investigamos las relaciones entre los coeficientes de endogamia de pedigrí, las métricas de heterocigosidad molecular y la aptitud para una gran población de perros salvajes africanos en peligro de extinción (Lycaon pictus) En Sudáfrica. Las métricas moleculares basadas en 19 loci de microsatélites se correlacionaron de manera significativa, pero modesta, con los coeficientes de consanguinidad en esta población. Los perros salvajes consanguíneos con coeficientes de consanguinidad ≥ 0,25 y los individuos subordinados tenían una esperanza de vida más corta que los contemporáneos consanguíneos y dominantes, lo que sugiere algunos efectos deletéreos de la consanguinidad. Sin embargo, esta tendencia se vio confundida por los efectos específicos de la manada, ya que muchos individuos consanguíneos se originaron a partir de una sola manada grande. A pesar de que los perros salvajes están en peligro de extinción y existen en poblaciones pequeñas, los hallazgos dentro de nuestra población de muestra indicaron que las métricas moleculares no eran predictores sólidos en modelos de aptitud basados ​​en la formación de manadas reproductoras, dominancia, éxito reproductivo o esperanza de vida de los individuos. No obstante, nuestro enfoque ha generado una base de datos vital para futuros estudios comparativos a fin de examinar estas relaciones durante períodos de tiempo más prolongados. Estas evaluaciones detalladas son esenciales dado el conocimiento de que los cánidos silvestres pueden ser muy vulnerables a los efectos de la endogamia durante unas pocas generaciones.

Esta es una vista previa del contenido de la suscripción, acceda a través de su institución.


Abstracto

La fragmentación de la población amenaza la biodiversidad en todo el mundo. Las especies que alguna vez vagaron por vastas áreas se conservan cada vez más en áreas pequeñas y aisladas. Los enfoques de gestión modernos deben adaptarse para asegurar la supervivencia continua y el valor de conservación de estas poblaciones. En Sudáfrica, se ha adoptado un enfoque de metapoblación gestionada para varias especies de carnívoros grandes, todas protegidas en reservas aisladas, relativamente pequeñas, cercadas. En la medida de lo posible, estos enfoques se basan en estructuras de metapoblaciones naturales. En esta red, durante los últimos 25 años, los leones africanos (Pantera Leo) fueron reintroducidos en 44 reservas cercadas con poca atención al mantenimiento de la diversidad genética. Para examinar la situación, investigamos la procedencia genética actual y la diversidad de estos leones. Descubrimos que la diversidad genética general era similar a la de un gran parque nacional e incluía una mezcla de cuatro unidades diferentes de importancia evolutiva (ESU) del sur de África. Esta combinación de ESU, aunque no es ideal, brinda una oportunidad única para estudiar el impacto de la combinación de ESU a largo plazo. Proponemos un plan de metapoblación gestionada estratégicamente para garantizar el mantenimiento de la diversidad genética y mejorar el valor de conservación a largo plazo de estos leones. Este enfoque de metapoblación gestionada podría aplicarse a otras especies con limitaciones ecológicas similares en todo el mundo.

Citación: Miller SM, Harper CK, Bloomer P, Hofmeyr J, Funston PJ (2015) Vallado y fragmentado: valor de conservación de las metapoblaciones administradas. PLoS ONE 10 (12): e0144605. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0144605

Editor: Alfred L. Roca, Universidad de Illinois en Urbana-Champaign, ESTADOS UNIDOS

Recibió: 22 de junio de 2015 Aceptado: 21 de noviembre de 2015 Publicado: 23 de diciembre de 2015

Derechos de autor: © 2015 Miller et al. Este es un artículo de acceso abierto distribuido bajo los términos de la licencia de atribución Creative Commons, que permite el uso, distribución y reproducción sin restricciones en cualquier medio, siempre que se acredite el autor y la fuente originales.

Disponibilidad de datos: Los datos se depositan en Dryad (doi: 10.5061 / dryad.fc2vv).

Fondos: La financiación fue proporcionada, en parte, por el zoológico de Boras, Suecia, y Ree Park, Dinamarca (con la ayuda de Frank Oberwemmer y Jesper Stagegaard). SMM recibió el apoyo de una beca de doctorado de la Universidad de Tecnología de Tshwane. SMM era un estudiante graduado registrado en la Universidad de Tecnología de Tshwane y, por lo tanto, el diseño del estudio y la decisión de publicarlo fueron aprobados por miembros del Departamento de Conservación de la Naturaleza. Los patrocinadores no tuvieron ningún papel en el diseño del estudio, la recopilación y el análisis de datos, la decisión de publicar o la preparación del manuscrito.

Conflicto de intereses: El proyecto fue parcialmente financiado por dos zoológicos comerciales: Boras Zoo, Suecia, y Ree Park, Dinamarca, ambos miembros del African Lion Interest Group (ALIG) en Europa. Ninguno de los autores estuvo directamente involucrado con ningún empleado en estos zoológicos; sin embargo, ALIG está interesada en los resultados de este estudio para la posible obtención futura de leones, y SMM y PJF han discutido el origen genético de los leones en pequeñas reservas sudafricanas con otros Miembros de ALIG. Los zoológicos no tuvieron ningún papel en el diseño del estudio, la recopilación y el análisis de datos, la decisión de publicar o la preparación del manuscrito. Esto no altera la adherencia de los autores a todas las políticas de PLOS ONE sobre el intercambio de datos y materiales.


Resultados

Se amplificaron trece loci de microsatélites en 605 G. coprotheres individuos recolectados de toda la distribución de la especie en el sur de África. Los datos faltantes incluidos en el conjunto de datos final variaron entre los loci, pero fueron mínimos (media = 11%). Las estimaciones del análisis de identidad mostraron que todos los especímenes eran únicos (es decir, no especímenes idénticos) y todos los 605 G. coprotheres se utilizaron individuos en análisis posteriores. La frecuencia media del alelo nulo (No) en los 13 loci de microsatélites para G. coprotheres los datos fueron del 5,4% (Tabla complementaria 1). Las pruebas t pareadas no indicaron una diferencia significativa (valor p & gt 0.05) entre F no corregido y correctoS T valores, lo que sugiere que los alelos nulos tienen un efecto muy limitado en los análisis de estructuración genética en Sudáfrica G. coprotheres. Por lo tanto, los 13 loci de microsatélites se utilizaron en análisis posteriores.

Diversidad genetica

Las estimaciones de diversidad genética indicaron que los 13 loci eran polimórficos (Tabla 1). No se detectaron signos de desequilibrio de ligamiento en los datos. Se identificaron seis loci (BV11, BV12, BV13, Gf3H3, Gf9C y Gf11A4) como de moderada a altamente informativos (PIC & gt 0.5). El número de alelos por locus varió de 6 (BV2) a 21 (Gf9C). Todos los loci se desviaron significativamente del equilibrio de Hardy-Weinberg excepto Gf11A4 (HWD & gt0.004, Tabla 1). Un locus mostró niveles elevados de heterocigosidad (BV11, F = −0,38). Siete loci (BV5, BV6, BV9, BV13, BV14, BV20 y Gf8G) mostraron signos de deficiencia de heterocigotos (F & gt 0,15). La diversidad genética general varió entre las 24 localidades de muestreo en Sudáfrica (Tabla complementaria 1). El número medio de alelos osciló entre 0,54 (Mala Mala) y 7,39 (Highmoor). La heterocigosidad observada osciló entre 0,08 (Mala Mala) y 0,47 (Smithfield). El coeficiente de consanguinidad osciló entre -1,00 (Mala Mala) y 0,29 (Thomas River).

Según la localidad de recolección, las muestras se agruparon en tres regiones geográficas (regiones occidental, media y norte, ver Fig. 1). Las estimaciones de diversidad genética variaron entre las tres regiones geográficas (Tabla 2). El número de alelos fue el más bajo en la región occidental (45 alelos) y el más alto en la región media (134 alelos). Aunque el número medio de alelos difirió entre las tres regiones geográficas, siendo la región media la que tiene el número medio más alto de alelos (Ā = 10.308 SE = 1.082), cuando la riqueza alélica se estimó utilizando el índice de rarefacción (teniendo en cuenta las diferencias en los tamaños de muestra entre las regiones) se observó poca diferencia en la riqueza alélica. El número de alelos privados osciló entre 0,41 alelos (occidental) y 0,79 alelos (norte). Se observaron niveles similares de heterocigosidad observada en las tres regiones (heterocigosidad observada & lt0.39). No se observaron signos de exceso de heterocigosidad en ninguna de las tres regiones. La región media y la región norte mostraron signos de deficiencia de heterocigotos (F & gt 0,15).

Además del agrupamiento regional, se analizaron por separado 266 muestras recolectadas de seis colonias reproductoras. La diversidad genética también varió entre las seis colonias reproductoras (Cuadro 2). El número de alelos varió de 45 alelos en Potberg a 58 alelos en Msikaba. Las estimaciones de riqueza alélica mostraron poca diferencia entre las seis colonias. Se observaron niveles similares de heterocigosidad en las seis colonias (heterocigosidad observada & lt0,39). No se observaron signos de exceso de heterocigosidad en ninguna de las seis colonias. El coeficiente de consanguinidad osciló entre -0,045 en Collywobbles y 0,062 en Potberg.

Representantes sudafricanos de G. barbatus (n = 54), N. monachus (n = 54), y G. africanus (n = 68) también se incluyeron y genotiparon utilizando los mismos loci de microsatélites, para permitir la comparación directa de los valores de diversidad genética. La heterocigosidad media observada en G. coprotheres (Ho = 0.38) fue mucho menor que el observado en G. barbatus (Ho = 0,50), N. monachus (Ho = 0,71) y G. africanus (Ho = 0,65). Gyps coprotheres y el sudafricano mucho más pequeño y aislado G. barbatus la población mostró niveles elevados de consanguinidad (media F = 0,17). No se detectó endogamia en las otras dos especies de buitres N. monachus F = −0,07 y G. africanus F = 0.07 (Tabla complementaria 2).

Estructura poblacional

Se recuperaron dos grupos genéticos óptimos del análisis de agrupamiento bayesiano realizado en el 605 G. coprótesis, incluidas las 24 localidades de muestreo (K = 2, delta K = 42,16 Cuadro suplementario 3). La Figura 2 muestra los gráficos de barras de estructura para los 605 G. coprótesis muestras agrupadas por región geográfica para K = 2 y K = 3. No se observó una estructura geográfica distinta en los datos en ambos valores K. Sin embargo, se observó una diferenciación genética significativa en todos los pares de regiones que se muestran en los pares FS T valores informados en la Tabla complementaria 4.

ESTRUCTURA trazados de barras del 605 Gyps coprotheres agrupados por región geográfica (A) y 266 individuos recolectados en las seis colonias reproductoras (B). Cada línea vertical en el diagrama de barras representa a un individuo y está coloreada de acuerdo con los valores estimados del coeficiente de pertenencia (Q) del individuo. La distribución de las probabilidades medias de asignación bayesiana para cada agrupación se muestra en los mapas.

El segundo análisis de agrupamiento bayesiano, realizado utilizando solo el 266 G. coprótesis recolectadas en las seis colonias reproductoras, recuperaron tres grupos genéticos (K = 3, delta K = 11.05 Fig. 2, Tabla complementaria 3). Los tres grupos genéticos volvieron a estar presentes en las seis colonias reproductoras. En este caso, las dos colonias (Skeerpoort y Kransberg) son distintas de otras colonias. Sorprendentemente, la colonia Potberg geográficamente aislada en Western Cape, Sudáfrica, no se distingue de las colonias en Eastern Cape y las provincias de Kwazulu-Natal. Sin embargo, un par significativo FS T Los valores (valor p & lt 0,003) se recuperaron entre la colonia de Potberg y todos los pares de colonias y la colonia de Skeerpoort y todos los pares de colonias como se muestra por pares FS T estimaciones informadas en la Tabla complementaria 5. Por pares FS T El análisis no mostró una división genética clara cuando los individuos fueron asignados a las localidades (Tabla complementaria 6). Las pruebas de Mantel no mostraron correlación entre las distancias geográficas por pares y las distancias genéticas por pares (individuos agrupados por localidad: R = 0.011, valor p = 0.317 individuos agrupados por colonia: R = 0.052, valor p = 0.105).

El análisis de coordenadas principales (PCoA) se realizó en G. coprótesis individuos y G. coprótesis muestras agrupadas por poblaciones (donde la población es localidad, región o agrupaciones de colonias). La Figura 3 muestra el PCoA para todos los 605 G. coprotheres muestreado. Cuando todos los 605 G. coprotheres Se analizaron los individuos (Fig. 3, gráfico a). No se observó correlación entre la distancia genética individual y la localidad. De manera similar, no se observó correlación cuando las muestras se agruparon por las 24 localidades de muestreo (Fig. 3 gráfico b). En contraste, cuando los individuos fueron agrupados por las tres regiones geográficas (Fig. 3 gráfico c), las tres regiones fueron genéticamente distinguibles.

Análisis de coordenadas principales para el 605 Gyps coprotheres. El gráfico a muestra los 605 G. coprotheres muestras. El gráfico b muestra el análisis de todas las muestras agrupadas en las 24 localidades de muestreo. El gráfico c muestra el análisis de todas las muestras agrupadas por región geográfica. Los colores representan las agrupaciones regionales donde Western es verde, Middle es azul y Northern es rojo.

En PCoA para el 266 G. coprotheres individuos recolectados en las seis colonias reproductoras (Fig. 4) no se observó correlación entre las distancias genéticas individuales y las colonias (Fig. 4, gráfico a). El PCoA que muestra los individuos agrupados por colonia (Fig. 4, gráfico b), respalda los resultados de la ESTRUCTURA al agrupar las tres colonias de las provincias de Eastern Cape y Kwazulu-Natal (Collywobbles, Msikaba y Umzimkulu). Curiosamente, el PCoA pudo separar las colonias de Skeerpoort y Kransberg.

Análisis de coordenadas principales para el 266 Gyps coprotheres recolectada de seis colonias reproductoras en Sudáfrica. El gráfico a muestra los 266 individuos muestreados de las seis colonias reproductoras. El gráfico b muestra muestras agrupadas en las seis colonias reproductoras. Los colores representan las agrupaciones regionales donde Western es verde, Middle es azul y Northern es rojo.

Los resultados de AMOVA informaron que la F globalS T valores para G. coprótesis individuos agrupados por localidad de muestreo, G. coprótesis asignado a regiones geográficas y solo G. coprótesis recolectadas en las seis colonias reproductoras se desviaron significativamente de cero (FS T & gt 0,01 valor p = 0,00). La mayor parte de la variación genética, sin embargo, ocurrió dentro de los individuos (64-77% Tabla complementaria 7).

Conectividad de la población

Se utilizaron tasas de migración inferiores a 0,10 para indicar la independencia demográfica 30. Las tasas de migración (metro) por G. coprótesis agrupados por región geográfica mostraron que el mayor flujo de genes ocurrió desde la región del Medio a la región del Norte (metro = 0.31 intervalo de confianza (IC) = 0.30 a 0.32 Tabla 3). Esto no es sorprendente ya que estas aves son muy móviles y viajan largas distancias para alimentarse 14 y la mayoría de estas muestras se obtuvieron de los sitios de alimentación. Curiosamente, las tasas de migración entre las regiones occidental y norte son bajas (metro & lt 0.04), lo que indica que estas dos regiones son demográficamente independientes entre sí. Los resultados sugieren que la región media puede actuar como una población de origen para las regiones occidental y norte.

Las tasas de migración entre G. coprótesis recolectadas en las seis colonias reproductoras mostraron que las tasas de migración más altas se observaron desde la colonia Collywobbles a todas las demás colonias (metro & gt 0,20 Tabla 4). Las colonias de Potberg, Msikaba, Umzimkulu, Skeerpoort y Kransberg son todas demográficamente independientes entre sí (metro & lt 0,10).

Cuello de botella poblacional

La Tabla 5 muestra los resultados del análisis de cuellos de botella para los 605 G. coprótesis agrupados por región geográfica. El método del exceso de heterocigotos (Hx) para ambos modelos de mutación no mostró signos de cuello de botella reciente (valor p & gt 0,003). No se observó una desviación significativa de la distribución normal en forma de L (cambio de modo) en ninguna de las regiones. Se observó un resultado similar cuando G. coprótesis de las seis colonias reproductoras se analizaron (Cuadro 5). El método de exceso de heterocigotos para ambos modelos no mostró signos de un cuello de botella reciente (valor p & gt 0.05) ni tampoco la prueba de cambio de modo. Tanto la prueba de Wilcoxon para el exceso de heterocigotos como el cambio de modo proporcionan una fuerte evidencia de que G. coprotheres Las poblaciones, al considerar tanto los individuos agrupados por región como solo los individuos recolectados en las seis colonias reproductoras, no han sufrido un cuello de botella reciente.

Curiosamente, dos regiones (Medio y Norte) mostraron una deficiencia significativa de heterocigosidad (valor p & lt 0,003) para la prueba de Wilcoxon en ambos modelos de mutación. Además, las pruebas de signos para la región media y la región norte indicaron una deficiencia significativa de heterocigosidad (valor p & lt 0,003) en ambos modelos de mutación. Ambas regiones se desvían significativamente de la proporción esperada (1: 1 para la deficiencia de heterocigotos a exceso de heterocigotos) para poblaciones de equilibrio de mutaciones sin cuello de botella. Cuando G. coprotheres se analizó como una sola población, se observó un resultado similar con una deficiencia significativa de heterocigosidad (valor p & lt 0,003) para la prueba de Wilcoxon en ambos modelos de mutación. G. coprotheres población desviada de la proporción esperada (1: 1 para deficiencia heterocigótica a exceso heterocigoto) para poblaciones en equilibrio de mutación sin cuello de botella. Ninguna de las colonias se desvió de la proporción esperada para ninguna de las pruebas. Sin embargo, cuando todos los individuos recolectados de las seis colonias reproductoras se observaron como una sola unidad de colonia, se observó una desviación significativa de la prueba de Wilcoxon esperada para la deficiencia heterocigótica y la prueba de signos bajo SMM. La deficiencia heterocigótica indica que cuando las colonias reproductoras se consideran como una sola unidad de colonia, no se comportan en equilibrio de mutación-deriva.

El tamaño efectivo de la población (Ne) se estimó asumiendo tanto apareamiento monógamo como aleatorio para G. coprótesis. El modelo de apareamiento monógamo estimó Ne = 409 individuos (intervalo de confianza (IC): 318,5 537,2) la relación entre el tamaño efectivo de la población y el tamaño de la población del censo (Ne / N) 31 fue de 0,044. Cuando se seleccionó el modelo de apareamiento aleatorio, Ne = 208 individuos (IC: 161,4 274,6) Ne / N = 0,022. Esto es mucho menor que el número informado de G. coprótesis en los datos del censo reciente (aproximadamente 9400 personas) 19.


2. MATERIALES Y MÉTODOS

2.1 Áreas de estudio

El estudio se llevó a cabo en dos complejos de áreas protegidas de Sudáfrica que difieren notablemente en sus tasas históricas de mortalidad antropogénica.La Reserva de Caza Sabi Sand (SSGR) es una reserva de propiedad privada (fundada en 1948) en la región de Lowveld de la provincia de Mpumalanga (Figura 1a). Cubre 625 km 2 pero es contiguo a lo largo de sus límites sur y este con el Parque Nacional Kruger y la Reserva de Caza Manyeleti en el norte. La SSGR, por tanto, forma parte de una mucho mayor (

22.000 km 2) sistema protegido. Aunque el límite occidental de la reserva es adyacente a una comunidad densamente poblada, la valla fronteriza es impermeable a los leopardos y la población parece no verse afectada por los efectos de borde perjudiciales (Balme et al., 2019). Tampoco existe una captura legal de leopardos dentro de la SSGR y los niveles de caza furtiva son muy bajos.La mortalidad antropogénica representa el & lt2% de las muertes de leopardos en la SSGR entre 1975 y 2015 y la población parece estar a capacidad (Balme, Pitman, et al., 2017b ).

El Complejo Phinda-uMkhuze (PMC) está situado en la región de Maputaland de la provincia de KwaZulu-Natal (Figura 1b) y comprende dos reservas vecinas: Phinda Private Game Reserve (est. 1991) y el público uMkhuze Game Reserve (est. 1912) , formando un paisaje protegido contiguo de 660 km 2. El PMC está rodeado por un mosaico de ranchos de caza comercial, granjas de ganado y comunidades zulúes, estos tipos de tierras a menudo son hostiles a los leopardos (Thorn, Green, Dalerum, Bateman y Scott, 2012). A diferencia del SSGR, la valla delimitadora del PMC es permeable a los leopardos y los individuos se mueven libremente entre tierras protegidas y desprotegidas (Balme et al., 2010). El PMC, particularmente el uMkhuze, también sufre altos niveles de caza furtiva con trampas de alambre, lo que puede tener un efecto marcado en grandes carnívoros como los leopardos (Becker et al., 2013). En consecuencia, los leopardos en el PMC enfrentan un riesgo de mortalidad mucho mayor que los del SSGR entre 2002 y 2012, la mortalidad relacionada con los seres humanos representó & gt50% de todas las muertes de leopardos en el PMC (Balme et al., 2009). No obstante, los cambios recientes en las políticas han permitido que la población de leopardos de PMC se recupere: de un período de perturbación (anterior a 2004), cuando la población estaba en declive (λ = 0,978) a través de un período de recuperación (2005-2008), luego de la implementación de protocolos de cosecha y otras intervenciones de conservación (λ = 1.136) hasta un período de estabilización (2009-2012), cuando la densidad de población alcanzó la capacidad de carga putativa (λ = 1.010 Fattebert, Robinson, et al., 2015b).

Históricamente, las poblaciones de SSGR y PMC posiblemente estuvieron vinculadas a través de la dispersión (Fattebert, Hunter, Balme, Dickerson y Slotow, 2013). Los dos sitios de estudio también tienen hábitats similares (abiertos a sabanas semi-boscosas), climas (temperaturas medias mensuales que oscilan entre 19 y 33 ° C y precipitación media anual de

600 mm), niveles de abundancia de presas y densidades similares de leopardos (SSGR: 11,81 ± 2,56 leopardos 100 / km 2, Balme et al., 2019 PMC: 9,51 ± 1,22 leopardos 100 / km 2 después de la recuperación, Rogan et al., 2019 ), formando un hábitat contiguo de leopardo sin barreras físicas para la dispersión (Figura S1). En consecuencia, se supone que las diferencias observadas en el comportamiento espacial y la estructura genética son el resultado de la interferencia humana y no de otros factores ambientales o ecológicos, como la presencia de competidores o la densidad que no difiere entre estas reservas (Balme, Pitman, et al. ., 2017b Balme et al., 2019 Fattebert et al., 2016 Rogan et al., 2019).

2.2 Recolección y muestreo de datos

En el SSGR, los datos de ubicación individuales se recopilaron mediante la observación directa de leopardos, utilizando métodos detallados en Balme, Pitman, et al. (2017b). Brevemente, la SSGR alberga varios albergues de ecoturismo que operan safaris fotográficos de alta gama. Los clientes son llevados en "recorridos de juegos" dos veces al día dirigidos por un guía y rastreador experimentado. La alta densidad de vehículos (98 ± 2 por recorrido de juego) y la extensa red de carreteras (densidad media de carreteras de 3,2 km por km 2) asegura que la mayor parte de la reserva se atraviese diariamente a una alta tasa de encuentro de vehículos esperada (0,17 ± 0,05 vehículos por km). Los recorridos no se limitan a las carreteras, ya que los rastreadores expertos persiguen especies carismáticas en vehículo oa pie hasta que se localiza al animal o se pierden las huellas. Este esfuerzo de búsqueda intensivo da como resultado avistamientos frecuentes en promedio, 6.428 ± 914 avistamientos únicos de leopardos se registran por año con leopardos individuales que se ven en promedio cada 2.74 ± 0.04 días. Los leopardos en el SSGR están muy acostumbrados a los vehículos y los guías están familiarizados con los individuos que residen en el área que los atraviesa (los leopardos individuales se pueden distinguir por su patrón único de vibrisas Miththapala, Seidensticker, Phillips, Fernando y Smallwood, 1989). Los datos capturados incluyen la identidad del leopardo individual (si se conoce), la ubicación GPS del avistamiento, la presencia y el número de crías, así como otros comportamientos notables (por ejemplo, interacciones intra e interespecíficas). Aunque a veces varios guías enviaron datos del mismo avistamiento, filtramos retrospectivamente los datos para asegurarnos de que cada avistamiento único se capturó solo una vez, es decir, se incluyó un leopardo individual en un solo avistamiento por unidad de juego. Para evaluar la precisión de la capacidad de los guías para distinguir a los individuos, les pedimos que enviaran fotografías con la identidad putativa del animal de un subconjunto aleatorio de avistamientos que identificaron correctamente al leopardo individual (norte = 121) en todas las fotografías. También hicimos referencias cruzadas de los datos enviados por guías de diferentes albergues para evaluar la consistencia de la información capturada, y no encontramos discrepancias significativas (como en Balme et al., 2013). Las muestras para análisis de ADN se obtuvieron de depósitos fecales de leopardo recolectados por guías en la SSGR. En los análisis solo se utilizaron muestras en las que el guía observó al leopardo defecar (y por lo tanto estaban seguros de su identidad). En total, se recolectaron 145 muestras de 81 individuos entre 2015 y 2018. Las muestras fecales se almacenaron en seco en perlas de sílice a -80 ° C.

Los datos espaciales en el PMC se recopilaron mediante telemetría, siguiendo los métodos detallados en Fattebert et al. (2016). Los leopardos se capturaron usando una combinación de dardos libres, atrapamiento en jaulas y agarre suave con los pies y se les ajustó un VHF (250 g, Sirtrack Ltd., Havelock North, Nueva Zelanda, 0.5% de la masa corporal de las hembras adultas) o collar GPS (420 g, Vectronic-Aerospace, Berlín, Alemania, 1,2% de la masa corporal femenina adulta). Individuos con cuello VHF (norte = 41) se ubicaron cada tres días en promedio dentro de

100 m utilizando la localización en tierra o la triangulación a través del PMC (densidad media de carreteras de 2,6 km por km 2), mientras que los collares GPS (norte = 28) se programaron para registrar 2-6 arreglos diarios. Se recolectaron muestras de biopsia por punción de oreja de 69 individuos para análisis genéticos durante las capturas de 2002 a 2012. Las muestras de tejido se almacenaron en etanol & gt90% a -20 ° C. La captura y el collar de leopardos fueron aprobados (permiso de investigación HO / 4004/07) por la autoridad de conservación provincial, Ezemvelo KwaZulu-Natal Wildlife y por el Subcomité de Ética Animal del Comité de Ética de la Universidad de KwaZulu-Natal (aprobación 051/12 / Animal) .

2.3 Estimación del rango de hogar

Para determinar la distribución espacial y los patrones de dispersión de los individuos en las dos poblaciones de estudio, calculamos estimaciones de rango de hogar (tamaño, centroide, densidad de utilización y superposición) para todos los leopardos sexualmente maduros (≥3 años) después de la dispersión (Balme et al., 2013), utilizando estimaciones de densidad de kernel autocorrelacionadas (ADKEs Fleming et al., 2015), donde se utilizó un ANOVA para identificar diferencias significativas en los recuentos de reubicación entre individuos de diferentes tipos de muestreo espacial (observación, GPS y VHF). Estos AKDE del 95% se consideran robustos para las comparaciones entre diferentes tipos de datos espaciales (Fleming et al., 2015). Todas las comparaciones por pares de superposición espacial entre individuos se restringieron a períodos de co-ocurrencia temporal (durante un período de muestreo continuo de cuatro años de tres generaciones). Los análisis posteriores se centraron en la superposición del área de distribución (coeficiente de Bhattacharyya de HRO), como la métrica más relevante con respecto a la oportunidad de consanguinidad, ya que esto se relaciona directamente con el potencial de encuentro y no se ve afectado por la variación entre sitios en el tamaño del área de distribución (km 2 ). Los cálculos del variograma, los ajustes del modelo de movimiento y las estimaciones del rango de hogar se implementaron en el ctmm paquete (Calabrese, Fleming y Gurarie, 2016 Fleming et al., 2015). Los centroides del rango de origen se estimaron como la media geométrica de las coordenadas utilizadas para ajustar los contornos de AKDE.

La semivariancia estimada se representó en función del desfase temporal para inspeccionar visualmente la estructura autocorrelativa de los datos de ubicación (Fleming et al., 2014). Los modelos de movimiento browniano (BM) o de Ornstein-Uhlenbeck (OU) se utilizaron con rezagos de tiempo de cero a cortos, donde un aumento lineal en la semivarianza se correspondía con la velocidad no correlacionada, mientras que OU integrado (IOU) o OU con forrajeo (OUF) se utilizó cuando la curvatura hacia arriba en estos retrasos de tiempo indicaba una autocorrelación en la velocidad. Si la semivariancia trazada no se acercaba a una asíntota, los individuos no se consideraron residentes del área de distribución, estos leopardos no fueron monitoreados durante el tiempo suficiente o no exhibieron comportamientos que cumplieran con la definición de residentes del área de distribución y fueron eliminados de análisis posteriores. A partir de entonces, el uso del espacio se investigó evaluando el comportamiento a lo largo de rezagos de tiempo más largos, donde se espera que los residentes del área de distribución alcancen una asíntota en una escala de tiempo que corresponda al tiempo de cruce del área de distribución (Calabrese et al., 2016 Fleming et al., 2014). Los ajustes del modelo de máxima verosimilitud (Fleming et al., 2014) fueron clasificados por AICc (Calabrese et al., 2016). Los rangos de hogar se estimaron condicionalmente en el modelo ajustado y seleccionado por individuo. Los modelos de OU se describen usando dos parámetros (tiempo de cruce del rango de hogar en días y varianza en km 2), mientras que los modelos de OUF se describen usando tres (tiempo de cruce de rango de hogar en días, escala de tiempo de autocorrelación de velocidad en horas y varianza en km 2) . Los modelos de OU proporcionaron estimaciones de tiempo de cruce y rango de origen, donde los modelos de OUF proporcionaron estas métricas, así como la escala de tiempo de autocorrelación de velocidad y la distancia promedio recorrida por individuo. Finalmente, el espacio-tiempo volumétrico UD y HRO (coeficiente de Bhattacharyya) se estimaron con base en estos modelos seleccionados (Fieberg & Kochanny, 2005 Winner et al., 2018). Todos los análisis se realizaron en R (R Core Team, 2018) y QGIS (Equipo de desarrollo de QGIS, 2018).

2.4 Extracción de ADN, PCR y genotipado

Se extrajo con éxito el ADN de 81 individuos de SSGR y 69 individuos de PMC. El ADN se extrajo de muestras fecales con el QIAamp DNA Stool Mini Kit y de tejido con el DNEasy Blood and Tissue Kit (Qiagen, Inc., Valencia, CA, EE. UU.). Los individuos fueron genotipados en 22 loci de microsatélites (Tabla S1) previamente demostrados como polimórficos en leopardos (McManus et al., 2014 Ropiquet et al., 2015 Uphyrkina et al., 2001) junto con un marcador de sexado ligado al dedo de Zn (Pilgrim, McKelvey, Riddle y Schwartz, 2004). PCR contenidos

50–100 ng / µl de ADN, 200 ng / µl de suero de albúmina bovina (BSA), un MgCl específico de locus2 concentración (1,5–2,5 m M), 2,0 μ M de cada cebador marcado directo e inverso, 5 μl DreamTaq ™ Green PCR Master Mix (termocientífico) y agua desionizada hasta un volumen de reacción total de 25 μl. Las PCR se realizaron en un termociclador Veriti® de Applied Biosystems. Dado el ADN de calidad generalmente inferior extraído de muestras fecales, todas las muestras se amplificaron en singleplex y por triplicado (desde la extracción hasta la amplificación) para garantizar la reproducibilidad. Los perfiles térmicos específicos del locus se desarrollaron siguiendo a Menotti-Raymond et al. (1999), y los productos de PCR se combinaron de acuerdo con el tamaño y el marcado fluorescente para la visualización (Tabla S1). Se usó un control positivo para la puntuación de tamaño entre corridas y se incluyó un control negativo en todas partes. Los genotipos se analizaron en un analizador genético 3100-Avant (Applied Biosystems) en la Central Analytical Facility, Stellenbosch University, Sudáfrica. Los genotipos se clasificaron utilizando el estándar de tamaño interno LIZ ® 600 y los alelos se puntuaron en GENEIOUS R10 (Biomatters Limited). Las llamadas de alelos automatizadas se verificaron manualmente para verificar su precisión. El error de genotipado se evaluó por ejecución de muestra por triplicado en cada individuo y ≥2 / 3 alelos de consenso utilizados en análisis posteriores, cuando no se logró tal consenso o fallaron los genotipos (≤15 / 22 loci amplificados), se eliminaron los genotipos completos. Cuando estuvo disponible, se utilizaron relaciones conocidas entre padres e hijos para encontrar desajustes. Se examinaron errores de tartamudeo, abandonos de alelos grandes, dominancia de alelos cortos y desviaciones significativas del equilibrio de Hardy-Weinberg (HWE) en los loci para cada población mediante una prueba de chi-cuadrado para determinar la bondad de ajuste y correcciones de Bonferroni secuenciales realizadas en el resultado PAG-valores (Rice, 1989). Se utilizó FSTAT 2.9 para probar el desequilibrio de ligamiento (LD) entre pares de loci (Goudet, 2002). La significancia de las estimaciones de la proporción de sexos para cada población se evaluó con una prueba de distribución binomial, calculada como la probabilidad del número observado de hombres y mujeres dada una proporción de sexos esperada de 0,5.

2.5 Parentesco, parentesco y consanguinidad

La asignación de parentesco y los índices de parentesco se utilizaron para confirmar el parentesco y aumentar nuestros pedigrí observados para ambas poblaciones. Las asignaciones de paternidad individuales se estimaron dentro de un marco de máxima verosimilitud implementado en CERVUS 3.0 (Kalinowski, Taper y Marshall, 2007). Se generaron simulaciones con un nivel de confianza dado para todos los descendientes analizados. Los parámetros incluyeron lo siguiente: 100.000 descendientes, 2% de loci mal tipificados, 89% de loci tipificados para SSGR y 93% de loci tipificados para PMC, según lo determinado por CERVUS para el conjunto de datos. La asignación solo se probó si se genotiparon con éxito un mínimo de 15 loci, mientras que los padres candidatos se limitaron a adultos (≥3 años) y parejas que estaban vivas al mismo tiempo. Los padres fueron asignados en función de las puntuaciones de probabilidad de diferencia (LOD) calculadas en los niveles de confianza del 95% (estricto) y del 80% (relajado). La asignación estricta (95%) se usó para construir genealogías completas, mientras que la asignación más relajada (80%) se usó para proporcionar más información sobre las posibles relaciones entre individuos cuando no se asignaron estrictamente. Cuando no se apoyó una asignación del 95% y se dispuso de una asignación clara del 80%, esto se utilizó para asignar la paternidad. La relación por pares entre todos los individuos en ambas poblaciones se estimó utilizando la métrica de relación de Wang (rw) en SPAGeDI 1.0 (Hardy y Vekemans, 2002 Wang, 2002). Este estimador fue elegido por sus propiedades aparentemente deseables entre los índices de parentesco revisados, a saber, baja sensibilidad al error de muestreo que resulta de estimar las frecuencias de los alelos de la población y una baja varianza de muestreo que disminuye asintóticamente al mínimo teórico con un número creciente de loci y alelos por locus. (Blouin, 2003). Para cada población, la distribución de frecuencias de los coeficientes de parentesco se resumió para categorías de parentesco definidas (desconocido, padre-hijo, hermano completo, medio hermano y parejas reproductoras) según las observaciones de campo (p. Ej., Madres con descendencia, hermanos). análisis de parentesco y puntuaciones de parentesco. Los pedigrí observados se apoyaron y ampliaron tanto para las poblaciones como para los eventos de endogamia registrados. además, el adegenet (Jombart, 2008) y mono (Paradis & Schliep, 2018) Se utilizaron paquetes R para estimar los coeficientes de consanguinidad por locus y a nivel de población (FES).

2.6 Estructura espacial-genética

Para probar la evidencia de dispersión restringida o interrumpida, examinamos la estructura genética a escala fina de la descendencia (madre-hija [MD] madre-hijo [MS]) y las díadas basadas en el sexo (mujer-mujer [FF] mujer-hombre [ FM] macho-macho [MM]) por unidad de distancia del rango natal en nuestras dos poblaciones de estudio. Primero superpusimos los centroides asignados de rango de hogar materno con un anillo concéntrico (el área de rango de hogar materno promedio) rodeado por tres anillos concéntricos que representan: el rango de hogar materno vecino más cercano (1er orden) el siguiente rango de hogar materno vecino periférico ( 2do orden) y todas las demás áreas de distribución materna más allá de esta periferia. El ancho de cada banda representa el radio promedio del área de distribución de la madre por población. Los centroides del rango de hogar de la descendencia (aquellos asignados a través de análisis de parentesco) se trazaron luego en relativa proximidad xy a su centroide natal y sus frecuencias se trazaron por anillo concéntrico para representar esquemáticamente las diferencias en el establecimiento de rango de hogar filopátrico en relación con el rango de hogar natal por sexo para cada población.

Luego cuantificamos la asociación entre matrices de distancias genéticas y espaciales por pares (Peakall, Ruibal y Lindenmayer, 2007 Smouse y Peakall, 2001) a través de correlación directa, análisis de autocorrelación espacial y pruebas de manto implementadas en el ecodista paquete (Goslee & Urban, 2007). Bajo un modelo de dispersión restringido o interrumpido, los autocorrelogramas producen correlaciones positivas a distancias espaciales cortas (las clases representan el diámetro promedio del área de distribución por sexo y población), seguidas de una disminución gradual a cero con el aumento de la distancia geográfica y una fluctuación aleatoria posterior de valores positivos y negativos. valores negativos del coeficiente de correlación (Smouse y Peakall, 2001). La primera intersección con el eje x estima la extensión de la estructura genética no aleatoria o define el punto en el que la deriva estocástica aleatoria reemplaza el flujo de genes como el determinante clave de la estructura genética (Vangestel, Mergeay, Dawson, Vandomme y Lens, 2011). Como esta intersección depende de la escala real de la estructura genética, el tamaño de la clase de distancia elegida y el tamaño de la muestra por clase de distancia (Peakall et al., 2007), también realizamos un segundo análisis de autocorrelación en el que graficamos distancias genéticas por pares contra aumentar las clases a distancia inclusivas. Aquí, la clase de distancia a la que el coeficiente de autocorrelación ya no sigue siendo significativo (999 bootstraps) se aproxima a la verdadera extensión de la estructura genética identificable entre grupos de individuos (Peakall et al., 2007).


RESULTADOS

Estimación del tamaño del genoma

Se midió un contenido comparable de ADN nuclear para L. simplex de Burkina Faso en África (2C = 2.23 pg) e Ibity en Madagascar (2C = 2.52 pg), sugiriendo tentativamente la misma ploidía para ambas muestras.

Análisis de microsatélites nucleares

Los rangos de tamaño de los alelos para los marcadores de microsatélites nucleares se informan en la Tabla 1. Todos los loci fueron polimórficos en los individuos analizados.La llamada de alelos en GeneMapper sugirió diferentes ploidías entre las muestras africanas (Tablas 3, S1 en la Información de apoyo), con plantas que comparten el mismo número aparente de alelos que se encuentran más cerca entre sí. La información sobre la dosis se registró cuando fue posible. Sin embargo, las incertidumbres en la dosis alélica eran comunes, como se esperaba con ploidías altas (Dufresne et al., 2014 Meirmans et al., 2018). Las plantas de la región de Drakensberg mostraron consistentemente un máximo de dos alelos diferentes en un locus y, por lo tanto, se asumió que eran diploides. Ningún exceso significativo de homocigosidad en la población del Parque uKahlamba Drakensberg (HO = 0,39 vs. Hmi = 0.44 calculado en los loci LS2, LS4, LS5, LS7 y LS10) también es consistente con un estado diploide y una baja frecuencia de alelos nulos en estos loci. La probabilidad de que un individuo triploide esté presente en esta población sigue siendo relativamente baja (PAG3 veces = 51,18%), lo que sugiere que el número máximo de alelos revelados en un locus (MNA) para un individuo dado es indicativo de su ploidía mínima. Sobre la base de esta suposición, la única muestra de Burkina Faso parece ser al menos hexaploide, mientras que las dos plantas de Burundi y las plantas del noreste de Sudáfrica son al menos tetraploides (Cuadro 3). Todos L. simplex de Madagascar son poliploides, ya que las muestras tenían hasta seis picos diferentes indicativos de hexaploidía (o ploidía superior) (Tabla 3).

Ploidía mínima estimada de Loudetia simplex individuos según se infiere por el número máximo de picos en electroferogramas (para un locus). El número (y porcentaje) de accesiones con cada ploidía mínima se resumen en la Tabla S1.

Región. Ploidía mínima. . .
. 2X . 4X . 6X .
Madagascar (total)- 32 (20.9) 121 (79.1)
Madagascar Sur - 11 (45.8) 13 (54.2)
Madagascar Norte - 21 (16.3) 108 (83.7)
Sudáfrica (total)43 (78.2) 12 (21.8) -
Drakensberg 33 (100) - -
Noreste de Sudáfrica 10 (45.5) 12 (54.5) -
Burkina Faso- - 1 (100)
Burundi- 2 (100) -
Región. Ploidía mínima. . .
. 2X . 4X . 6X .
Madagascar (total)- 32 (20.9) 121 (79.1)
Madagascar Sur - 11 (45.8) 13 (54.2)
Madagascar Norte - 21 (16.3) 108 (83.7)
Sudáfrica (total)43 (78.2) 12 (21.8) -
Drakensberg 33 (100) - -
Noreste de Sudáfrica 10 (45.5) 12 (54.5) -
Burkina Faso- - 1 (100)
Burundi- 2 (100) -

Ploidía mínima estimada de Loudetia simplex individuos según se infiere por el número máximo de picos en electroferogramas (para un locus). El número (y porcentaje) de accesiones con cada ploidía mínima se resumen en la Tabla S1.

Región. Ploidía mínima. . .
. 2X . 4X . 6X .
Madagascar (total)- 32 (20.9) 121 (79.1)
Madagascar Sur - 11 (45.8) 13 (54.2)
Madagascar Norte - 21 (16.3) 108 (83.7)
Sudáfrica (total)43 (78.2) 12 (21.8) -
Drakensberg 33 (100) - -
Noreste de Sudáfrica 10 (45.5) 12 (54.5) -
Burkina Faso- - 1 (100)
Burundi- 2 (100) -
Región. Ploidía mínima. . .
. 2X . 4X . 6X .
Madagascar (total)- 32 (20.9) 121 (79.1)
Madagascar Sur - 11 (45.8) 13 (54.2)
Madagascar Norte - 21 (16.3) 108 (83.7)
Sudáfrica (total)43 (78.2) 12 (21.8) -
Drakensberg 33 (100) - -
Noreste de Sudáfrica 10 (45.5) 12 (54.5) -
Burkina Faso- - 1 (100)
Burundi- 2 (100) -

El análisis de la estructura genética según el método de Evanno mostró que el más apropiado K valor para todos L. simplex de África y Madagascar fue 2, correspondiente a dos grupos genéticos. El análisis con GenoDive condujo al mismo resultado. Las muestras se asignaron a dos grupos genéticos, lo que refleja las poblaciones de África y Madagascar (Fig. 3A). Al considerar solo a los individuos de Madagascar, lo más probable K valor asociado con ΔK era 3, mientras que el K El valor estimado por GenoDive fue 2. La gráfica de barras para K = 3 mostró altos niveles de mezcla, con algunas muestras recolectadas de la misma ubicación pertenecientes a dos conglomerados diferentes (Fig. 3C). El diagrama de barras para K = 2 mostró dos conglomerados que coincidían con su distribución geográfica casi a la perfección, las muestras se agruparon en conglomerados del norte y sur de Madagascar con una membresía ligeramente mixta (Fig. 3B). K Por tanto, se consideró más apropiado = 2.

Los índices de diversidad genética promediados sobre los loci de marcadores de microsatélites se muestran en la Tabla 4. En promedio, se observaron 7,60 y 12,64 alelos por locus en las poblaciones africanas y malgaches, respectivamente. El número efectivo de alelos por locus fue más comparable con 2,41 alelos en África y 3,47 alelos en Madagascar. La heterocigosidad total coincidió con la frecuencia esperada de heterocigosidad, que fue ligeramente menor en las poblaciones africanas (HT: 0,46) que en Madagascar (HT: 0,54). En la población de Drakensberg, las pruebas de desviaciones de las proporciones de Hardy-Weinberg realizadas en loci polimórficos (LS2, LS3, LS4, LS5, LS7, LS9, LS10) no revelaron un exceso de heterocigotos significativo. Se detectó un déficit de heterocigotos en LS9 (PAG ≤ 0.001).

Índices de diversidad genética en Loudetia simplex como se implementó en GenoDive, promediado sobre los loci de microsatélites para las poblaciones de África y Madagascar. norte = número de individuos analizados, norteA = número de alelos observados, Eff-norteA = número efectivo de alelos, HS = frecuencia esperada de heterocigotos, HT = heterocigosidad total

Región geográfica . norte . norteA (SE). Eff-norteA (SE). HS (SE). HT (SE).
África 58 07.60 (1.87) 2.41 (0.42) 0.46 (0.10) 0.46 (0.10)
Madagascar 153 12.64 (3.08) 3.47 (0.78) 0.54 (0.09) 0.54 (0.09)
Región geográfica . norte . norteA (SE). Eff-norteA (SE). HS (SE). HT (SE).
África 58 07.60 (1.87) 2.41 (0.42) 0.46 (0.10) 0.46 (0.10)
Madagascar 153 12.64 (3.08) 3.47 (0.78) 0.54 (0.09) 0.54 (0.09)

Índices de diversidad genética en Loudetia simplex como se implementó en GenoDive, promediado sobre los loci de microsatélites para las poblaciones de África y Madagascar. norte = número de individuos analizados, norteA = número de alelos observados, Eff-norteA = número efectivo de alelos, HS = frecuencia esperada de heterocigotos, HT = heterocigosidad total

Región geográfica . norte . norteA (SE). Eff-norteA (SE). HS (SE). HT (SE).
África 58 07.60 (1.87) 2.41 (0.42) 0.46 (0.10) 0.46 (0.10)
Madagascar 153 12.64 (3.08) 3.47 (0.78) 0.54 (0.09) 0.54 (0.09)
Región geográfica . norte . norteA (SE). Eff-norteA (SE). HS (SE). HT (SE).
África 58 07.60 (1.87) 2.41 (0.42) 0.46 (0.10) 0.46 (0.10)
Madagascar 153 12.64 (3.08) 3.47 (0.78) 0.54 (0.09) 0.54 (0.09)

El análisis de diferenciación por pares dentro de grupos con la misma ploidía mostró que África y Madagascar son significativamente diferentes entre sí (PAG ≤ 0,001) con un nivel moderado de diferenciación y un FS T valor de 0,141 (Tabla 5). Las poblaciones sudafricanas se agrupan en dos grupos genéticos significativamente diferentes (PAG ≤ 0,001) con un nivel moderado de diferenciación (FS T = 0,107). Las poblaciones del sur de Madagascar también son significativamente diferentes de las poblaciones de la parte norte (PAG ≤ 0,001) la diferenciación entre muestras del norte y sur de Madagascar es baja con un FS T valor de 0,01. El análisis AMOVA implementado en GenoDive resultó en un valor de ϱ = 0.517, lo que indica una estructura poblacional fuerte.

FS T valores para tres pares de grupos genéticos en Loudetia simplex. Nivel de significancia probado con 999 permutaciones, con PAG & lt 0,001 para cada FS T valor

Comparación por pares . FS T valor .
Sudáfrica vs.Madagascar 0.141
Drakensberg contra el noreste de Sudáfrica 0.107
Norte vs sur de Madagascar 0.010
Comparación por pares . FS T valor .
Sudáfrica vs.Madagascar 0.141
Drakensberg contra el noreste de Sudáfrica 0.107
Norte vs sur de Madagascar 0.010

FS T valores para tres pares de grupos genéticos en Loudetia simplex. Nivel de significancia probado con 999 permutaciones, con PAG & lt 0,001 para cada FS T valor

Comparación por pares . FS T valor .
Sudáfrica vs.Madagascar 0.141
Drakensberg contra el noreste de Sudáfrica 0.107
Norte vs sur de Madagascar 0.010
Comparación por pares . FS T valor .
Sudáfrica vs.Madagascar 0.141
Drakensberg contra el noreste de Sudáfrica 0.107
Norte vs sur de Madagascar 0.010

El diagrama de dispersión de PCA de todos L. simplex poblaciones (Fig. 4A) mostró que las poblaciones de Madagascar estaban más densamente agrupadas que las poblaciones de África. Las muestras sudafricanas se dividieron en dos subgrupos, lo que refleja sus diferentes ploidías y su agrupación espacial en muestras del noreste y de la región de Drakensberg. Las muestras de Madagascar se dividieron aproximadamente en subgrupos que coincidían con su presencia espacial en las tierras altas del norte y sur de Madagascar. Las muestras de Burundi y Burkina Faso no formaron parte de ningún subgrupo y se ubicaron entre Sudáfrica y Madagascar. La relación entre el agrupamiento genético, el agrupamiento ploidía y la ubicación geográfica se ilustra en las Figuras 2 y 7. Otras especies de Loudetia y Tristachya nodiglumis no estaban cerca de las poblaciones africanas o malgaches (Fig. 4B).

Estudiar poblaciones de Loudetia simplex coloreado de acuerdo con grupos genéticos. A, diversidad del genoma nuclear identificada por la ESTRUCTURA y el análisis de componentes principales, los mismos grupos que se muestran en las Figuras 3B y 4, ploidía mínima resumida de la Información de apoyo (Tabla S1). B, Haplotipos de plastidios, mismos grupos que se muestran en la Figura 5 definidos por proximidad geográfica. Países de L. simplex la ocurrencia nativa se muestra en verde, datos de WCSP (wcsp.science.kew.org). Mapa de Sarah Z. Ficinski.

Estudiar poblaciones de Loudetia simplex coloreado de acuerdo con grupos genéticos. A, diversidad del genoma nuclear identificada por la ESTRUCTURA y el análisis del componente principal, los mismos grupos que se muestran en las Figuras 3B y 4, ploidía mínima resumida de la Información de apoyo (Tabla S1). B, Haplotipos de plastidios, mismos grupos que se muestran en la Figura 5 definidos por proximidad geográfica. Países de L. simplex la ocurrencia nativa se muestra en verde, datos de WCSP (wcsp.science.kew.org). Mapa de Sarah Z. Ficinski.

Agrupación de poblaciones de Loudetia simplex utilizando análisis de ESTRUCTURA basados ​​en alelos de 11 loci de microsatélites nucleares. A, Agrupación de todas las poblaciones africanas y malgaches para K = 2. B. Agrupación de las poblaciones malgaches para K = 2. C, Agrupación de las poblaciones malgaches para K = 3.

Agrupación de poblaciones de Loudetia simplex utilizando análisis de ESTRUCTURA basados ​​en alelos de 11 loci de microsatélites nucleares. A, Agrupación de todas las poblaciones africanas y malgaches para K = 2. B. Agrupación de las poblaciones malgaches para K = 2. C, Agrupación de las poblaciones malgaches para K = 3.

Análisis de componentes principales (PCA) basado en alelos de 11 loci de microsatélites nucleares de las poblaciones africana y malgache. A, Loudetia simplex B, Loudetia simplex con otras especies de Loudetia y Tristachya nodiglumis.

Análisis de componentes principales (PCA) basado en alelos de 11 loci de microsatélites nucleares de las poblaciones africana y malgache. A, Loudetia simplex B, Loudetia simplex con otras especies de Loudetia y Tristachya nodiglumis.

Redes de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex en A, Madagascar y B, Sudáfrica. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso. Los números en los nodos indican el número de accesiones que comparten el haplotipo del plástido. Los haplotipos se representan utilizando un código de color basado en su origen geográfico que se muestra en la Figura 2B.

Redes de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex en A, Madagascar y B, Sudáfrica. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso. Los números en los nodos indican el número de accesiones que comparten el haplotipo del plástido. Los haplotipos se representan mediante un código de color basado en su origen geográfico que se muestra en la Figura 2B.

Análisis de microsatélites de plastidios

De los 12 loci de plastidios SSR probados, 11 se amplificaron con éxito para todos L. simplex muestras de Madagascar y Sudáfrica. Diez de estos loci revelaron polimorfismos de longitud con tres a nueve alelos (Tabla 2). Los genotipos de microsatélites de plastidios están disponibles en la Información de apoyo (Tabla S1). La mayoría de los polimorfismos probablemente se debieron a mutaciones de un solo paso (polimorfismos de 1 pb), pero los loci LScp-2 y LScp-12 mostraron indeles más largos (de 5 y 9 pb, respectivamente, Tabla 2) que se codificaron por separado. Al analizar todo Loudetia También se observaron taxones, indelos largos (& gt 10 pb) y / o alelos nulos para los loci LScp-2 y LScp-8, lo que limita su uso para evaluar relaciones por encima del nivel de especie. Entre las 173 personas malgaches de L. simplex, Se identificaron 50 haplotipos de plastidios, de los cuales 40 se observaron en solo una o dos accesiones. De manera similar, se identificaron 28 haplotipos de plástidos entre los 54 individuos sudafricanos, de los cuales 24 se observaron en solo una o dos accesiones. En general, la diversidad de haplotipos de plástidos fue mayor en Sudáfrica que en Madagascar (D = 0,902 frente a 0,773, respectivamente). Sin embargo, esta menor diversidad en Madagascar podría ser el resultado de un muestreo repetitivo en el altiplano norteño, donde se observó un solo haplotipo de plastidio en 80 individuos.

El análisis de las relaciones de los haplotipos de plastidios demostró que, de manera similar a los datos nucleares, L. simplex las accesiones de Madagascar y Sudáfrica forman dos grandes conglomerados muy diversificados (Fig. 6). Otro Loudetia adhesiones, incluyendo L. simplex de Burundi y Burkina Faso, son parientes lejanos con sudafricanos y malgaches L. simplex matrilinajes. Las relaciones de linaje materno entre taxones relacionados lejanamente deben interpretarse con cuidado, ya que probablemente estén sujetas a una alta tasa de homoplastia y podrían estar sesgadas por una historia compleja de inserciones y deleciones.

Red de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex de todas las ubicaciones geográficas, L. arundinacea, L. filifolia, L. lanata y Tristachya nodiglumis. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos.

Red de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex de todas las ubicaciones geográficas, L. arundinacea, L. filifolia, L. lanata y Tristachya nodiglumis. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos.

La red de haplotipos de plástidos de malgache L. simplex accesiones destaca dos grupos principales formados por la mayoría de las accesiones del altiplano septentrional y las accesiones del suroeste, respectivamente (Fig. 5A), en relativa concordancia con los grupos definidos con microsatélites nucleares (Figs 2, 7). En contraste, los haplotipos de plastidios del Altiplano Central y algunos haplotipos de plastidios del Altiplano septentrional están dispersos a través de la red sin un patrón de agrupamiento particular (Fig.5A), lo que sugiere que los procesos complejos de flujo de genes mediado por semillas han dado forma a la composición genética de los plastidios. de las poblaciones malgaches. Además, la red indica que dos haplotipos de plastidios son relativamente frecuentes en el altiplano septentrional (Fig. 5A). El haplotipo de plastidio más frecuente (80 accesiones) es compartido por la mayoría de las poblaciones del altiplano septentrional, y también se observaron seis haplotipos de plastidio raros y estrechamente relacionados en un patrón en forma de estrella (Fig. 5A).

Red de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex en Madagascar (copia de la Figura 5A) en comparación con los grupos nucleares (indicados en colores). El sur de Madagascar nuclear (grupo 1) y el norte de Madagascar (grupo 2) corresponden a los que se muestran en las Figuras 2A, 3B y 4. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plastidios. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso.

Red de haplotipos de plastidios de Loudetia simplex en Madagascar (copia de la Figura 5A) en comparación con los grupos nucleares (indicados en colores). El sur de Madagascar nuclear (grupo 1) y el norte de Madagascar (grupo 2) corresponden a los que se muestran en las Figuras 2A, 3B y 4. La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plastidios. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso.

Relaciones filogenéticas entre los haplotipos de plastidios sudafricanos de L. simplex fueron analizados de manera similar. Las accesiones diploides del sudeste se agrupan en el centro de la red de haplotipos de plástidos (Fig.5B uKahlamba Drakensberg Park, localidades de Loteni NR y Underberg), mientras que las accesiones tetraploides se encuentran dispersas sin un patrón de agrupamiento fuerte (Fig.8). Los mismos grupos se presentan geográficamente en la Figura 2B.

Redes de haplotipos de plastidios para Loudetia simplex en Sudáfrica (copia de la Figura 5A) mapeado contra ploidía (indicado en colores). La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso.

Redes de haplotipos de plastidios para Loudetia simplex en Sudáfrica (copia de la Figura 5A) mapeado contra ploidía (indicado en colores). La longitud de la línea es proporcional a la distancia genética de Bruvo entre los haplotipos de plástidos. El tamaño del nodo es proporcional al número de observaciones de haplotipos de plástidos. Se representan todos los bordes de igual peso.

Análisis de envolvente ambiental

Las comparaciones entre la precipitación anual y la temperatura media anual de los conglomerados nucleares se presentan en la Figura 9. En el caso de la precipitación, existen diferencias significativas entre todos los pares de conglomerados (todos PAG & lt 0,001). Para la temperatura, existen diferencias significativas entre: Drakensberg y Madagascar Norte, Drakensberg y Madagascar Sur, Drakensberg y Noreste de Sudáfrica, y Madagascar Sur y Noreste de Sudáfrica (todos PAG & lt 0,001) y también Madagascar Norte y Madagascar Sur (PAG = 0,027). En cuanto a la temperatura, también hay una diferencia marginalmente significativa entre el norte de Madagascar y el noreste de Sudáfrica (PAG = 0.057).

Análisis de envoltura ambiental que compara poblaciones en cuatro grupos nucleares principales en Loudetia simplex para A, precipitación anual (Bio_12) y B, temperatura media anual (Bio_1). Los conglomerados de Noreste de Sudáfrica y Drakensberg corresponden a los que se muestran en las Figuras 2B y 4. Los conglomerados de Madagascar Norte y Madagascar Sur corresponden a los que se muestran en las Figuras 2A, 3B y 4. En cuanto a la precipitación, existen diferencias significativas entre todos los pares de conglomerados. (todos PAG & lt 0,001). Para la temperatura, existen diferencias significativas entre los conglomerados Drakensberg y Madagascar Norte Drakensberg y Madagascar Sur Drakensberg y Noreste de Sudáfrica, Madagascar Sur y Noreste de Sudáfrica (todos PAG & lt 0.001) Madagascar Norte y Madagascar Sur (PAG = 0,027). Para la temperatura, también hay una diferencia marginalmente significativa entre el norte de Madagascar y el noreste de Sudáfrica (PAG = 0.057).

Análisis de envoltura ambiental que compara poblaciones en cuatro grupos nucleares principales en Loudetia simplex para A, precipitación anual (Bio_12) y B, temperatura media anual (Bio_1).Los conglomerados de Noreste de Sudáfrica y Drakensberg corresponden a los que se muestran en las Figuras 2B y 4. Los conglomerados de Madagascar Norte y Madagascar Sur corresponden a los que se muestran en las Figuras 2A, 3B y 4. En cuanto a la precipitación, existen diferencias significativas entre todos los pares de conglomerados. (todos PAG & lt 0,001). Para la temperatura, existen diferencias significativas entre los conglomerados Drakensberg y Madagascar Norte Drakensberg y Madagascar Sur Drakensberg y Noreste de Sudáfrica, Madagascar Sur y Noreste de Sudáfrica (todos PAG & lt 0.001) Madagascar Norte y Madagascar Sur (PAG = 0,027). Para la temperatura, también hay una diferencia marginalmente significativa entre el norte de Madagascar y el noreste de Sudáfrica (PAG = 0.057).


¿Existe algún dato para explorar la heterocigosidad del león sudafricano durante los últimos 18 años? - biología

Ha solicitado una traducción automática de contenido seleccionado de nuestras bases de datos. Esta funcionalidad se proporciona únicamente para su conveniencia y de ninguna manera pretende reemplazar la traducción humana. Ni BioOne ni los propietarios y editores del contenido hacen, y renuncian explícitamente a, ninguna representación o garantía expresa o implícita de ningún tipo, incluidas, entre otras, representaciones y garantías en cuanto a la funcionalidad de la función de traducción o la precisión o integridad de las traducciones.

Las traducciones no se conservan en nuestro sistema. El uso de esta función y las traducciones está sujeto a todas las restricciones de uso contenidas en los Términos y condiciones de uso del sitio web de BioOne.

Una revisión de 20 años de la situación y distribución de los perros salvajes africanos (Lycaon pictus) En Sudáfrica

Samantha K. Nicholson />https://orcid.org/0000-0002-9460-028X, 1, * David G. Marneweck />https://orcid.org/0000-0002-6802-3896, 1,2 Peter A. Lindsey, 2,3 Kelly Marnewick />https://orcid.org/0000-0001-8463-4307, 1,4 Harriet T. Davies-Mostert />https://orcid.org/0000-0001 -7824-4863 1,2

1 Endangered Wildlife Trust South Africa, Private Bag X11, Modderfontein, 1645 Sudáfrica
2 Eug & # 232ne Marais Presidente de Manejo de Vida Silvestre, Instituto de Investigación de Mamíferos, Departamento de Zoología y Entomología, Universidad de Pretoria, Pretoria, Sudáfrica
3 Instituto de Investigación de Futuros Ambientales, Universidad Griffith, Queensland, Australia
4 Departamento de Conservación de la Naturaleza, Universidad Tecnológica de Tshwane, Private Bag X680, Pretoria, 0001 Sudáfrica

* A quién debe dirigirse la correspondencia. Correo electrónico: [email protected]

Incluye PDF y HTML, cuando estén disponibles

Este artículo solo está disponible para suscriptores.
No está disponible para venta individual.

Sudáfrica es uno de los siete países con una población viable de perros salvajes africanos (Lycaon pictus). La población nacional en 2017 era de 372 adultos y jóvenes y comprendía tres subpoblaciones: 1) Parque Nacional Kruger (Kruger), 2) una metapoblación gestionada de forma intensiva establecida a través de reintroducciones en reservas aisladas y cercadas, y 3) una población que deambula libremente que ocurre naturalmente fuera de las áreas protegidas. Evaluamos las tendencias a largo plazo (cuatro generaciones de perros salvajes, ~ 20 años) en el tamaño de la población y la tasa de crecimiento dentro de cada una de estas tres subpoblaciones. Descubrimos que Kruger mantiene a una población sustancial, que ha disminuido con el tiempo. La metapoblación es la única subpoblación que ha aumentado significativamente con el tiempo (tanto en tamaño de población como en número de manadas), probablemente debido a los intensos esfuerzos de conservación y la reintroducción de perros salvajes en 15 reservas adicionales desde 1998. La subpoblación que deambula libremente se ha mantenido pequeña pero estable, a pesar de que el número de paquetes ha disminuido debido a amenazas antropogénicas. La población nacional en general se ha mantenido estable a pesar de que ha aumentado el número de paquetes. Kruger ha apoyado constantemente a la mayor proporción de la población nacional durante las últimas dos décadas. Sin embargo, la contribución de la metapoblación se ha incrementado significativamente con el tiempo. Está claro que a pesar de las diferencias en el esfuerzo de la encuesta entre las tres subpoblaciones, Sudáfrica tiene una población pequeña (~ 500) pero estable de perros salvajes, y la contribución de la metapoblación se vuelve cada vez más importante. Las circunstancias en el país requieren y demuestran los beneficios de un manejo intensivo y adaptativo para la población nacional de perros salvajes. Si bien esta evaluación proporciona información de referencia para las tres subpoblaciones, la conservación de perros salvajes en Sudáfrica se beneficiaría enormemente de un esfuerzo de encuesta igual y de métodos estandarizados para evaluar con precisión las tendencias de la población a largo plazo.

Samantha K. Nicholson, David G. Marneweck, Peter A. Lindsey, Kelly Marnewick y Harriet T. Davies-Mostert "Una revisión de 20 años del estado y distribución de los perros salvajes africanos (Lycaon pictus) en Sudáfrica, "African Journal of Wildlife Research 50 (1), 8-19, (11 de febrero de 2020). https://doi.org/10.3957/056.050.0008

Recibido: 19 de septiembre de 2019 Aceptado: 8 de enero de 2020 Publicado: 11 de febrero de 2020


Como felino bien estudiado con diversidad genética limitada, el guepardo (Acinonyx jubatus) ha dado forma a gran parte del debate científico en torno a la depresión endogámica. La especie sobrevivió a un cuello de botella poblacional

Hace 12.000 años y fue extirpado de & gt 75% de su rango histórico en el siglo pasado. Los guepardos modernos producen semen de mala calidad, una presunta manifestación de depresión endogámica. Dentro de Felidae, una asociación positiva entre la diversidad genética y la calidad del semen está bien respaldada por datos genealógicos y comparaciones entre especies. Sin embargo, esta relación nunca se ha examinado entre guepardos individuales. Además, se desconoce si la disminución de la población en curso está agravando la depresión por endogamia en las poblaciones de guepardos salvajes o cautivos. Utilizando 12 marcadores de microsatélites, evaluamos la relación entre heterocigosidad y rasgos reproductivos entre silvestres (norte = 54) y cautiva (norte = 43) guepardos machos nacidos entre 1976 y 2007. Probamos la hipótesis de que la diversidad genética ha disminuido durante los últimos

30 años y se correlaciona positivamente con la calidad del semen / éxito reproductivo en el guepardo. Los hallazgos revelaron que la diversidad genética ha disminuido en la población silvestre, pero no en cautiverio. Inesperadamente, la heterocigosidad fue más bajo en reproductores probados versus no probados y no se correlacionó con la calidad del semen. Una pequeña proporción de todos los machos (& lt 10%) produjo eyaculados de calidad relativamente alta, con características de esperma similares a las de las especies de felinos no consanguíneos. Estos datos sugieren una relación más compleja entre la endogamia y los rasgos reproductivos del guepardo macho de lo que se pensaba anteriormente. El manejo intensivo de los guepardos en cautiverio parece estar minimizando la endogamia, mientras que la continua erosión de la diversidad genética en los machos silvestres es motivo de preocupación para la conservación.


Informe: la caza y el comercio ilegales de vida silvestre en la sabana africana pueden causar una crisis de conservación

Un león joven muerto en una trampa - Savé Valley Conservancy (SVC), Zimbabwe. Este fue uno de los 10 leones reintroducidos en SVC. Varios miembros de la manada murieron en una línea de trampa. Si bien la población de leones se recuperó posteriormente, estos incidentes pueden afectar gravemente a poblaciones pequeñas. Crédito: Pete Wood / AWCF

Un nuevo informe publicado hoy por Panthera confirma que la caza ilegal generalizada y el comercio de carne de animales silvestres ocurren con mayor frecuencia y con un mayor impacto en las poblaciones de vida silvestre en las sabanas del sur y este de África de lo que se pensaba anteriormente, y si no se abordan podría potencialmente causar una 'crisis de conservación'. El informe desafía las creencias anteriormente sostenidas sobre el impacto de la caza y el comercio ilegal de carne de animales silvestres en África con nuevos datos de expertos.

Si bien el comercio de carne de animales silvestres se ha reconocido desde hace mucho tiempo como una grave amenaza para los recursos alimentarios de los pueblos indígenas y las poblaciones de vida silvestre en los bosques de África occidental y central, se ha prestado mucha menos atención al problema en las sabanas africanas, en parte debido a la concepto erróneo de que la caza ilegal de carne de animales silvestres en las sabanas africanas es un fenómeno a pequeña escala que se practica para la subsistencia.

Motivados por una creciente preocupación por los impactos de la caza ilegal y el comercio de carne de animales silvestres en estas sabanas, Panthera, la Sociedad Zoológica de Londres y la Sociedad de Conservación de la Vida Silvestre organizaron un taller en Johannesburgo, Sudáfrica, al que asistieron expertos clave en vida silvestre para identificar los impulsores de las actividades ilegales. la caza y el comercio de carne de animales silvestres, y las intervenciones necesarias para mitigar estos problemas.

TRAFFIC, la red de monitoreo del comercio de vida silvestre, ha destacado un nuevo informe, titulado Caza ilegal y comercio de carne de animales silvestres en la sabana africana: impulsores, impactos y soluciones para abordar el problema, en la undécima reunión del Convenio sobre la Diversidad Biológica (CDB) de la Conferencia de las Partes (CDB, CoP 11) en Hyderabad, India. Este informe proporciona la primera descripción general completa de la amenaza que representan la caza ilegal y el comercio de carne de animales silvestres en las sabanas africanas durante doce años, y proporciona nuevos conocimientos sobre cuán grave se ha vuelto el problema.

Esto muestra dos torres que contienen miles de trampas recolectadas durante casi cinco años en Senuko Ranch, Savé Conservancy, Zimbabwe. Desde agosto de 2001 hasta julio de 2009, se quitaron 84.396 trampas de alambre en esta área y se sacrificaron al menos 6.454 animales salvajes. Crédito: Peter Lindsey / AWCF

El autor principal y coordinador de la iniciativa política del programa León de Panthera, el Dr. Peter Lindsey, explicó: "Es necesario invertir mucho más esfuerzo, enfoque y recursos para abordar la caza ilegal y el comercio de carne de animales silvestres. En ausencia de tal esfuerzo, uno de los Los recursos más valiosos, la vida silvestre del continente y la ventaja comparativa, disminuirán rápidamente y desaparecerán de muchas áreas ".

Los hallazgos del taller confirman que la caza ilegal de carne de animales silvestres se perfila como una de las amenazas más graves para la vida silvestre en varios países del bioma de la sabana. Las consecuencias ecológicas dramáticas incluyen la desaparición local de muchas especies dentro y fuera de las áreas protegidas, la reducción del tamaño de las áreas protegidas y, en algunos casos, el colapso total y la desaparición de las poblaciones de vida silvestre. Además, los científicos estiman que a medida que disminuyen las poblaciones de vida silvestre, es probable que aumente la presión sobre las poblaciones restantes, incluidas las que se encuentran en áreas protegidas.

Junto con estos impactos ecológicos condenatorios, el informe muestra que el comercio de carne de animales silvestres genera graves impactos económicos y sociales negativos sobre los pueblos indígenas y las comunidades locales. Según el informe, el comercio de carne de animales silvestres está excluyendo opciones para desarrollar el turismo basado en la vida silvestre y otras formas de uso de la tierra basado en la vida silvestre en muchas áreas, lo que amenaza un motor potencial principal para el crecimiento económico y la generación de empleo para las comunidades locales.

Además, el informe destaca el impacto del comercio de carne de animales silvestres en la seguridad alimentaria dentro de las comunidades locales. Si bien el comercio de carne de animales silvestres contribuye actualmente a las necesidades de proteínas de los hogares en muchas regiones locales, la práctica no es sostenible debido a los métodos de caza derrochadores y no selectivos y la falta de regulación de la recolección. Por el contrario, el informe explica que la caza legal regulada de vida silvestre tiene el potencial de generar de manera sostenible cantidades masivas de proteína de carne para los hogares locales.

El informe también describe la infraestructura y la logística de la caza y el comercio ilegal de carne de animales silvestres. La trampa, o la colocación de trampas de alambre, es el método de caza ilegal más común y es altamente efectivo, difícil de controlar y tiene impactos severos en la vida silvestre debido a su no selectividad y a los frecuentes incidentes de heridas graves no letales a los animales. Dicha caza, y el posterior comercio de partes de vida silvestre, generalmente ocurre en un continuo, desde la que se realiza para obtener carne para consumo directo y / o comercio comunitario, hasta el comercio comercial a gran escala en centros urbanos o mercados internacionales.

Los expertos encontraron que los impulsores del comercio de carne de animales silvestres en las áreas de la sabana son variados e incluyen: aumento de la demanda de carne de animales silvestres en áreas rurales y urbanas invasión humana en áreas de vida silvestre sistemas penales inadecuados y falta de aplicación de la ley falta de medios de vida alternativos y fuentes de alimentos para las personas que viven en o cerca de áreas de vida silvestre falta de derechos claros sobre la vida silvestre o inestabilidad política de la tierra, corrupción y mala gobernanza demanda de partes del cuerpo de vida silvestre para la medicina tradicional y ceremonias y abundantes suministros de alambre (que es utilizado por los cazadores de carne de animales silvestres para hacer trampas).

Finalmente, el informe describe una variedad de soluciones necesarias para mitigar la caza y el comercio ilegal de carne de animales silvestres, que incluyen: planificación del uso de la tierra para asegurar la retención de áreas silvestres lejos de las poblaciones humanas medidas para permitir que las comunidades se beneficien legalmente de la vida silvestre de una manera sostenible mejor protección legal de vida silvestre y aplicación de la ley la provisión de medios de vida alternativos y fuentes de alimentos y medidas para reducir la disponibilidad de cables para crear trampas.

En la CDB CoP11, Roland Melisch, Jefe de la delegación de TRAFFIC en Hyderabad (India), pidió a las Partes que incluyan este documento esencial sobre la carne de animales silvestres en la agenda para que las consideren las Partes: "Se ha elaborado un conjunto completo de recomendaciones sobre el uso sostenible de la carne de animales silvestres. negociado por las Partes, los expertos y los pueblos indígenas y las comunidades locales a través de un proceso de varios años. Ahora es el momento de que las Partes del CDB actúen y adopten esas recomendaciones ".


Más que solo Cecil, grandes problemas para el rey de la jungla

El círculo de la vida se acerca al rey de la jungla. Cuando el dentista de Minnesota Walter Palmer mató a Cecil el león, Internet estalló de indignación. Pero los científicos que han estudiado a los leones dicen que los grandes felinos han estado en grandes problemas durante años.

Han visto cómo la población de leones africanos se redujo en más de la mitad desde 1980 y disminuyó aún más rápido en África Oriental, donde los leones solían ser más abundantes. Han visto que la caza de trofeos como la de Palmer, promovida como una forma de recaudar dinero para preservar las poblaciones de vida silvestre, no cumple con su promesa. Y lo que es más importante, han visto reducirse el hábitat de los leones y muchas bestias asesinadas por los residentes locales debido al conflicto con la ganadería y la agricultura.

Cuando los humanos y los leones chocan, el rey de la jungla suele perder.

"Deberíamos estar muy preocupados", dijo Hans Bauer, investigador de leones de la Universidad de Oxford, que vive en Etiopía. "Las cifras son claras. Están en un declive dramático".

Los expertos estiman que había alrededor de 75.000 leones africanos en 1980 y ahora hay entre 20.000 y 32.000. El año pasado, el Servicio de Pesca y Vida Silvestre de los Estados Unidos propuso colocar a los leones africanos en la lista de amenazados pero no en peligro de extinción. En su lista roja de especies en problemas, la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza llama al león "vulnerable", a un paso de estar en peligro.

El número de leones en África oriental se redujo un 59 por ciento entre 1993 y 2014. Los recuentos de leones en África occidental disminuyeron un 66 por ciento en el mismo período de tiempo que los leones "están al borde de la extinción, son desesperadamente raros", dijo el famoso biólogo conservacionista de la Universidad de Duke. Stuart Pimm.

Solo en la parte sur de África el número de leones está aumentando, levemente, debido a los esfuerzos por protegerlos. Y ahí es donde le dispararon a Cecil.

"La razón por la que Cecil se estaba volviendo icónico era que vivía en un parque nacional. Vivía protegido", dijo Pimm. Dijo que si los cazadores pueden salir del parque y matar incluso a Cecil, legendario en Zimbabwe, conocido por su majestuosa melena negra, "no es un buen augurio" para otros leones.

Por eso, aunque la caza no es la principal causa del declive de los leones, divide a la comunidad de conservación más que cualquier otro factor, dijo Pimm. Algunos lo ven como una forma de proporcionar dinero para la conservación, tal como lo hacen los cazadores de patos en los Estados Unidos, otros lo ven como ineficaz, demasiado costoso e incluso poco ético.

"La caza en África es un tema complejo", dijo Pimm. "Kenia no permite la caza de ningún tipo y Tanzania reserva más tierra para la caza que para los parques ecológicos".

Hace una década, el principal investigador de leones Craig Packer y su equipo idearon una forma de permitir la caza limitada de trofeos de leones y no perjudicar su número cada vez menor. Si solo se cazaran ciertos leones, más viejos, solteros, identificables por el color de la nariz, de formas específicas, la práctica podría ser sostenible. Su equipo incluso publicó una guía sobre cómo decir la edad de un león por el color de la nariz para ayudar a los cazadores de trofeos a perseguir a los leones de manera sostenible.

"Me llevó a que me echaran de Tanzania", dijo Packer, por teléfono desde un coto de caza en Sudáfrica. "En África es un negocio. Es muy cínico y muy corrupto".

Otros científicos dicen que su defensa vocal contra la caza lo metió en problemas.

Bauer adopta una posición más matizada en la búsqueda de trofeos. Los estudios muestran que los cazadores pagan hasta $ 50,000 a los gobiernos y guías, y parte del dinero se destina a la conservación, mientras que el resto impulsa la economía. En teoría, dijo Bauer, "hay mucho hábitat en África donde existen los leones debido a la caza de trofeos". Si bien elimina leones individuales, "preserva el hábitat".

Pero Bauer agregó, "muy a menudo está mal administrado como en el caso de Cecil, donde un león es atraído fuera del hábitat. Este tipo de mala administración ocurre mucho más de lo que aparece en las noticias".

Bauer y su colega de Oxford, Claudio Sillero, dijeron que por mala que pueda ser la caza de trofeos (las estimaciones de leones muertos cada año oscilan entre 600 y más de 1000), la pérdida de hábitat y los conflictos entre leones y lugareños por la ganadería y la agricultura son problemas mayores.


Ver el vídeo: Marozi - El misterioso león manchado (Febrero 2023).