10 Noviembre de 2010 Recibido por SUBPESCA 11 Nov 2010
Comentarios a la respuesta 725, Adenda 2, y a estudios de ictiofauna del Proyecto Hidroeléctrico Aaysén
Cristián Correa, Biológo candidato a PhD; [email protected]
Se considera inconforme la respuesta 725 de la Adenda 2, de las observaciones de la Subsecretaria de Pesca. Si bien se sintetiza la información recopilada hasta ahora por el titular, no se responden las preguntas planteadas. Estas preguntas aluden a la incertidumbre de las prospecciones ictiológicas, y a la falta de un análisis integrado a nivel de cuenca que represente la diversidad íctica y que considere posibles efectos sinérgicos. A continuación se describen algunas deficiencias concretas identificadas en el ICSARA 1 y 2, que no fueron contestadas ni resueltas en la Adenda 2 del PHA.
En la pregunta 168 del ICSARA 1, se solicita revisar la identificación y evaluación del impacto MB-FFA-OPE-05 dada la fundada incertidumbre en los resultados de las prospecciones, y a la sub-representación de la verdadera riqueza íctica presente en las cuencas afectadas por el PHA. Se dio como ejemplo la no detección de Odontesthes hatchery y Percichtys trucha en el Lago Esmeralda, a pesar de que la primera especie se reportó en Dyer (2000), estudio también omitido. Si bien estas especies fueron detectadas en muestreos posteriores e incluidas en las Adenda 1 y Adenda 2, aun hay al menos otras tres especies de peces presentes en el área de influencia del PHA que no han sido detectadas por los estudios ictiológicos del PHA:
El caso de omición más preocupante es el de la “peladilla” Aplochiton
marinus (Eigenmann 1928), especie que ha sido sinonimizada con A. taeniatus
(McDowall (McDowall 1971; McDowall and Nakaya 1987), pero cuya identidad taxonómica debe ser revisada a la luz de nuevos datos. A. taeniatus es una especie endémica de Patagonia, y al igual que A. zebra, está considerada en peligro de extinción (quinto proceso de clasificación de especies de acuerdo con el Artículo 37° de la Ley 19.300; Habit et al. 2006). A. taeniatus (morfo marinus) alcanza una talla > 35 cm de longitud total, uno de los galáxidos más grandes. Su morfología altamente especializada, así como la dieta observada en contenidos estomacales, indican que es un ávido predador de peces (McDowall and Nakaya 1988), lo que lo convertiría en el pez predador nativo tope de ecosistemas estuarinos patagónicos, y por ende de elevado valor ecológico.
Esta especie es relativamente abundante en el AID de la proyectada central Baker 2. En el estuario del Baker, lugareños la pescan regularmente para consumo humano y
porcino. Recientemente (2004, 2007) la especie ha sido muestreada con fines de investigación (Correa 2004, 2007; informes a SUBPESCA en relación a permisos de pesca de investigación Re. ex. 445 y 3587; especímenes depositados en el Museo Nacional de Historia Natural de Chile, lote #7366). Dada la relevancia filogeográfica y ecológica de esta especie, la falta de datos, y su delicado estado de conservación, el PHA debe hacer un adecuado levantamiento de información con los siguientes objetivos:
- Revisar la identidad taxonómica de la especie utilizando técnicas moleculares de vanguardia (Habit et al. 2006).
- Buscar otros relictos de A. taeniatus, tanto anfídromos como dulceacuícolas, en las cuencas hidrográficas afectadas por el PHA.
- Estudiar la historia de vida poblaciones de Aplochiton spp. y determinar su patrón de distribución espacial y temporal de cada estadio ontogenético.
- Determinar parámetros biológicos relevantes tales como: abundancia, estructura poblacional, dieta, posición trófica (isótopos estables), y crecimiento.
- Determinar empíricamente cuales son las condiciones ambientales necesarias para la sobrevivencia y reproducción de A. taeniatus.
- Establecer un plan de monitoreo focal para esta especie, con el objetivo de garantizar la integridad de su acervo genético, función ecológica, y detección temprana de potenciales cuellos de botella.
- Re-evaluar impactos tales como MB-FFA-OPE-05 a la luz de estos antecedentes. - Agregar a las áreas prioritarias de conservación de intiofauna (punto 2.3.1.1 y
2.3.2.1 del Anexo 2G, Adenda 2), las zonas bajas del río Baker y Pascua que albergan especies de Aplochiton. Especielmente, se debe considerar los estuarios y las zonas reproductivas de estas especies.
- Agregar al punto 3.4.3.1 del Anexo 2G, Adenda 2, unidad de reproducción artificial de peces nativos, la especie hasta ahora omitida A. taeniatus o cualquier otro pez nativo, dulceacuícola o diadromo, amenazado o poco conocido.
Las otras dos especies no detectadas por las prospecciones ictiológicas del PHA son salmónidos introducidos. Aunque en el capítulo 4 del EIA del PHA se discute la presencia de salmones introducidos en base a la literatura y registros de pescadores deportivos, los estudios ictiológicos del PHA no detectaron a dos especies de salmón, y posteriormente no se las menciona en las Adendas. Este es el caso del “salmón rey o Chinook” Oncorhynchus tshawytscha, pez anádromo que realiza migraciones reproductivas durante la primavera y el verano, desova en otoño, y luego los adultos mueren. Los adultos retornantes alcanzan >120 cm de largo y > 20 Kg. de peso, atrayendo a pescadores, turistas, curiosos, y especies carroñeras. En el área de influencia directa de la proyectada central Baker 2, se destaca por lo popular y conspicua, la “corrida” en el Río Vargas y Jaramillo (Correa and Gross 2008), aunque los desoves ocurren en varios otros lugares. Al menos una importante porción de los juveniles permanecen en el río por un año antes de emigrar al mar (Correa and Gross 2008). Adultos y juveniles de esta especie también han sido documentados en la cuenca del Pascua (Correa and Gross 2008), donde tampoco fue detectada por los estudios del PHA. Por último, el ‘salmón cereza’ Oncorhynchus masou, tampoco fue detectada por los
estudios ictiológicos del PHA. Esta especie se encuentra en el Lago General Carrera (Sakai and Ishida 2002) y en años recientes (2000, 2001, 2004 y 2007) se han muestreado adultos desovantes (Niklitschek and Aedo 2002; Correa 2004, 2007, informes a SUBPESCA en relación a permisos de pesca de investigación Re. ex. 445 y 3587). La no detección de poblaciones de peces conspicuas demuestra que las metodologías empleadas hasta ahora en la prospección de ictiofauna son inapropiadas.
Las estimaciones de composisión relativa y captura por unidad de esfuerzo son altamente imprecisas en el capítulo 4 del EIA, sin mejoras en las Adendas 1 y 2. Debido a esto, conclusiones tales como “Tanto la riqueza como la abundancia de la ictiofauna fueron heterogéneas dentro de las estaciones de los lagos, tributarios y curso principal del sector Pascua, lo que ilustra que cada uno de estos sistemas, al menos para los peces, no presenta condiciones de hábitat homogénea.” (presente pregunta, Adenda 2), carecen de sustento estadístico, y deben ser replanteadas y acompañadas por un análisis de poder estadístico. A continuación se ilustra el problema en más detalle. En la mayoría de los sitios de muestreo el esfuerzo y éxito de pesca fue insuficiente. Por ejemplo, durante las campañas de la primera etapa en el río Baker se utilizaron dos artes de pesca (pesca eléctrica, y pesca con espinel de fondo de seis anzuelos y carnada indefinida), en 39 sitios y 4 muestreos esparcidos en un año. En promedio, se capturaron 28 individuos por sitio (en un año) y sólo 7 individuos (de varias especies) por pesca. Estos métodos se repitieron en el Anexo 1D, Apéndice 7, del Adenda 1, dónde no se detectó A. taeniatus, especie muy importante, como se describe arriba. El uso de red agallera (arte de pesca estándar en biología de peces), sólo se incorporó en la ‘segunda etapa’ del EIA alcanzándose un promedio de 10 individuos por pesca y 28 por sitio en un año. El éxito de las pescas en la cuenca del río Pascua fueron aún menores. El bajo éxito de pesca genera datos de riqueza y composición porcentual por sitio que son muy imprecisos (McCarthy 2007). Este hecho no se reconoce en el EIA ni en las Adendas 1 y 2 del PHA. Se solicita la propagación y descripción de las diferentes fuentes de incertidumbre en los modelos y descriptores estadísticos, utilizando modelos Bayesianos y/o numéricos (Gelman and Hill 2007). Por el momento, la falta de resolución estadística obscurece la variación en riqueza y abundancia relativa inter-anual, entre estaciones del año, entre sitios, y eventualmente, enmascararía cambios producto de la construcción y operación del PHA.
Sin perjuicio de lo anterior, abundancia o tamaño poblacional no ha sido estimado para ninguna de las poblaciones. Se ha usado, como sustituto, datos de capturas que son difíciles de interpretar por la falta varianza muetreal e intervalos de confianza. El tamaño poblacional (o un sustituto adecuado) es de vital importancia para entender las condiciones basales (sin proyecto) y los potenciales cambios demográficos que podría causar el PHA. Se requiere el uso de varias técticas estándard para el monitoreo de peces, con suficiente esfuerzo para obtener estimadores confiables (todo estimador debe poseer intérvales de confianza). Se debe incluir redes experimentales de luz de malla múltiple, tanto superficiales como de fondo, y replicadas en cada sitio de manera de posibilitar el cálculo de la varianza muestreal para cada área muestreal en un tiempo dado. También se debe incluir redes de cerco finas (seine nets), para muestrear larvas y juveniles de peces nativos, y pesca eléctrica para registras la ictiofauna litoral. Los espineles, como los
usados ámpliamente en los estudios ictiológicos del EIA, son ineficientes, como lo revelan los datos del EIA. También los datos derivadors de espineles son poco confiables porque pueden estar sujetos a sesgos taxonómicos y ontogenéticos; son muy sensibles al cebo utilizado; son sensibles a condiciones ambientales que afectan hábitos alimentarios de los peces; son sensibles a la presencia de invertebrados que consumen el cebo, etc. Un método que se recomienda estudiar complementariamente es el monitoreo de diversidad genética (e.g. usando microsatélites) y estimación de tamaño poblacional efectivo, basado en marcadores genéticos neutros (Palstra and Ruzzante 2008). Toda estimación de abundancia, tamaño poblacional, o densidad debe contar con intervalos de confianza apropiados, y la precisión de los estimadores debe ser adecuada, para lo cual el tamaño muestreal también debe serlo.
La falta de resulución y sesgos muestreales aludidos dejan un regístro dudoso de línea de base. Esto dificultará la detección de cambios generados por el PHA y la debida aplicación de las medidas de monitoreo y manejo propuestas en el MIMA (e.g. acápite 3.4.1.2, Adenda 2, Anexo 2G). Por esto, se solicita mejorar los métodos de muestreo y estadísticos, e incorporar estudios especie-específicos.
Otro aspecto a revisar tiene relación con la magnitud y frecuencia de las alteraciones de caudales producto de la operación de las represas que podrían degradar el hábitat reproductivo de peces galáxidos, inclyendo a dos especies en peligro de extinción: A. zebra y A. taeniatus (5° proceso de clasificación de especies de CONAMA; Habit et al. 2006). (Esta última especie no ha sido incluía en el EIA, pero se encuentra presente en el estuario del río Baker; ver respuesta de SUBPESCA a pregunta 725 de la Adenda 2). Esta última especie también ha sido registrada en el fiordo Steele en las ceranías del río Pascua (McDowall and Nakaya 1988). Hay muy poco conocimiento de la biología, historia de vida y habitos reproductivos de A. zebra y A. taeniatus. Sin embargo, se ha observado que estas especies adhieren sus huevos a sustratos muy someros o semi-simergidos (Campos 1969; Lattuca et al. 2008). Similarmente, se ha observado que poblaciones diadromas de Galaxias maculatus usan como sustrato para adherir sus huevos la vegetación intermareal estuarina (McDowall 2006). El caso de G. platei es similar, con desoves en masa entre la vegetación litoral a muy baja profundidad (Barriga et al. 2002; Ortubay & Wegrzyn 1991; Zama & Cárdenas 1984). Además, los eventos reproductivos de estos galáxidos son típicamente sincrónicos. En resumen, los galáxidos necesitan sustrato litoral somero tal como vegetación ripariana para adherir sus huevos y completar su desarrollo embrinario. En algunos casos usan tributarios, y en otros las riveras de los cuerpos de agua principales.
Este tipo de hábitat somero, auque no ha sido descrito por el Titular como hábiat crítico en la reproducción de galáxidos, se encuantra en las AIDs del PHA, y es susceptible a importantes cambios dado los impactos 01, MF-HID-OPE-02, MF-HID-OPE-06, que se refieren a cambios en el régimen de escurrimiento superficial, alteración del régiman de caudales y cambios de las oscilaciones intra-diarias de los caudales, respectivamente. La degradación del hábitat reproductivo rivereño podría causar la extinción local de estas especies al impedir su reclutamiento. Incluso,
perturbaciones más sutiles como la inoportuna fluctuación artificial del caudal, podría causar el fallo de eventos reproductivos, tomando en cunta que los desoves pueden ser sincrónicos. Por ejemplo, ante un aumento artificial del caual, los galáxidos pueden desovar en sustratos que luego se secarán provocando la muerte de los embriones. Medidas paleativas tales como reproducción artificial o creación de habitat artificial son son altamente inciertas pues no existe experiencia previa con estas especies, y el éxito de estos esfuerzos no se garantiza (MIMA, Adenda 2, Anexo 2G). Nótese que la condición de “sumidero” del río Baker es altamente incierta por no poseer sustento empírico; esta condición no puede ser usada como argumento de que las especies no se reproducen en el río (ver punto siguiente). Se solicita al Titular describir empíricamnente y en suficiente detalle los hábitos reproductivos de galáxidos, sobre todo de aquellas especies en peligro de extinción presentes en las AIDs y AII del PHA, y generar un conjunto de medidas que permitan asegurar la continuación indefinida del éxito reproductivo natural de estas especies. Se deben incluír los siguientes objetivos:
- Determinar empíricamente lugar (zona general y habitat específico) y tiempo de desove de A. taeniatus y A. zebra.
- Modelar cómo las fluctuaciones intra-diarias y de más larga frecuencia que podrían afectar el hábitat y conducta reproductiva de galáxidos.
- Re-evaluar impactos tales como MB-FFA-OPE-05 a la luz de estos antecedentes. - Asegurar la preservación del hábitat reproductivo de galáxidos en las AID y AIIs.
El modelo fuente-sumidero posee escaso sustento empírico y la aplicación erronea de éste puede dañar la integridad de poblaciones locales. Básicamente, el modelo consiste en poblaciones saludables (fuente), que subsidian, mediante migración de individuos, a poblaciones sumidero, que de otro modo no subsistirían (Pulliam 1988). Este es el modelo propuesto, por ejemplo, para G. platei presente los lagos de cabecera (fuente) y río Baker (sumidero): “[...] el río Baker presentaría poblaciones sumidero, que requieren la existencia de flujos génicos desde las poblaciones fuente para su mantención. Estas últimas estarían supeditadas a la presencia de crecidas hidrológicas, que pueden extinguir localmente las poblaciones de peces (metapoblaciones).” (Adenda 2, presente pregunta). Si bien hay antecedentes que sugieren migración en dirección del escurrimiento, no se ha demostrado que la población de G. platei del río Baker constituya un sumidero, o que una crecida del río pueda causar la extinción local de esta o cualquier otra especie presente en el área. Por el contrario, una simple explicación de los resultados del estudio genético (Anexo 1D Apéndice 7, parte 2 de la Adenda N° 1), es que G. platei posee una población sustentable en el río Baker, capaz de persistir por milenios y de mantener una diversidad genética rica, única y distintiva (alto endemismo mutacional y haplotípico). Otros argumentos, tales como la presencia de algunos peces nativos en las lagunas y lagos de cabecera, se han entregado como evidencia del modelo fuente-sumidero (acápite 2.1.4.4, Adenda 2, Anexo 2G), pero hasta ahora no se ha dado ningún argumento de peso que sustente la idea que el río Baker es un sumidero. No basta con demostrar que parte de la diversidad biolólgica presente en los lagos de cabcera también se encuentra en el río Baker para otorgarle la calidad de sumidero a este último habitat. La no detección de juveniles de cualquier especie nativa en el río Baker no debe ser
considerada como prueba dado que no se han utilizado métodos adecuados. Prueba de esto es que tampoco se han detectado juveniles de salmón Chinook, ni los enormes adultos retornantes de la misma especie que se reproducen en los tributarios del río Baker (Correa and Gross 2008).
El modelo fuente-sumidero aplicado a la ictiofauna de las cuencas de río Baker y Pascua debe ser interpretado con extrema cautela, pues se trata de una hipótesis con escaso sustento empírico. Es un modelo limitado geográficamante a la pórción media del río Baker, y con el estado actual del conocimiento, no ha sido demostrado para ninguna de las especies presentes en el área. En ningún caso es generalizable.
La aplicación del modelo fuente-sumidero para el diseño de medidas de manejo, en el caso que el modelo sea incorrecto, podría disminuír el valor adaptativo de poblaciones de peces rivereñas. Por ejemplo, es posible que la(s) población(es) de G. platei del río Baker esté(n) adaptada(s) a las condiciones locales, y que posea(n) estrategias reproductivas no identificadas en los estudios del PHA. Si esta hipótesis es correcta, el flujo genético de stocks lacustres (e.g. traslocaciones artificiales, como se propone en el MIMA) podrían afectar negativamente la adecuación de la(s) población(es) del río Baker, al promover la introgresión de genes mal adaptados a las condiciones del río (McClelland and Naish 2007). Esto ilustra la necesidad de validar el modelo fuente-sumidero, reconociendo y midiendo las fuentes y magnitud de la incertidumbre.
El estudio genético de G. maculatus revela una población (lago Quetru) completamente aislada genéticamente, sin haplotipos en común con poblaciones cercanas. Se requiere verificar la identidad taxonómica de esta población, ante la posibilidad de tratarse de una especie nueva, o un stock altamente diferenciado. Además, se solicita la inclusión en el análisis de varias poblaciones presentes al interior de la cuenca del río Baker, con el objetivo de diferenciar con suficiente detalle a poblaciones diadromas de dulceacuícolas, además de diferenciar los stocks a lo largo de gradientes geográficos. Se debe aclarar, por ejemplo, si las poblaciones presentes en la estación B40.1, así como en el sector Lago Vargas (que posee G. maculatus, a pesar que esta especie no fue detecada por los estudios de PHA; Correa 2007, informe a SUBPESCA a raíz de permiso de pesca Re. Ex. #3587), realizan migraciones reproductivas o se reproducen localmente. Otros sitios a lo largo del río Baker podrían ser necesarios para determinar la extención de las migraciones reproductivas. Se deben llevar a cabo estudios similares para las especies en peligro de extinción A. zebra y A. taeniatus.
En general los estudios genéticos son deficientes en cuento al bajo tamaño muestreal utilizado, y bajo número de poblaciones utilizadas. Estudios de mejor calidad en este aspecto, así como el uso de marcadores nucleares neutros (microsatélites), podrían ayudar a resolver la pertinencia del modelo fuente-sumidero y los patrones migratorios de las especies a lo larvo de las vías fluviales.
De acuerdo al EIA del PHA, las represas proyectadas actuarían como trampas de sólidos suspendidos (impacto MB-FFA-OPE-03). El Titular entrega información las fracciones de los sólidos y sus tasas de retención, pero no se ha modelado como la retención de sólidos suspendidos afectará la transparencia del agua aguas abajo de las
presas. Resulta natural concebir un impacto sinérgico negativo entre aumento de la transparencia del agua y la presencia de samónidos introducidos sobre la sobrevivencia de peces nativos. Los salmónidos son eficientes predadores visuales, y junto a la degradación del hábitat, son responsables putativos de la crisis de conservación de la mayoría de los peces galaxioideos, y de otros peces nativos del hemisferio sur (McDowall 2006). En el los ríos Baker y Pascua el balance entre peces nativos y salmonidos introducidos podría inclinarse a favor de los últimos a causa del PHA. Si la transparencia aumenta, aumenta también la vulnerabilidad de algunas especies a predadores visuales (e.g. De Robertis et al. 2003). Se solicita al titular estimar el cambio en la transparencia del agua a raiz de la disminución de sólidos suspendisos, y estimar los posibles efectos sinérgicos de este fenómeno. Además, se deben mejorar las metodologías de monitoreo de dieta y posición trófica de las poblaciones de peces, que pueden verse afectadas a raiz de este y otros fenómenos antropogénicos derivados del PHA.
Dado que solo tres individuos por especie por sitio fueron examinados para estudiar la dieta (Métodos del capítulo 4 del EIA), estimaciones puntuales tales como porcentaje de item presa en dieta (Adenda 2, Anexo 2G, 2.1.4.5), son altamente inciertas y más aún si se considra la alta variación en la dieta de peces a lo largo de su ontogenia. Por ahora, el EIA y estudios posteriores (Adendas 1 y 2) dejan información de referencia que es pobre y fragmentaria, lo que impadirá una adecuada valuación de los posibles cambios ecológicos generados por el PHA. Se solicita aumentar el tamaño muestreal, complementar el análisis de dieta con estimación de posición trófica usando isótopos estables (d13C y d15N) de peces y otros consumidores usados como estándar isotópico (ej. caracoles; Post 2002), y siempre calcular intervalos de confianza, independiente del parámetro y diciplina en cuastión. Esta información es particularmente importante para las especies en peligro de extinción y predadores tope como salmónidos.
En el MIMA, Adenda 1 y 2, se dice que “Aplochiton zebra (Peladilla): Esta especie se distribuye en el Sur de Argentina, Chile, Nueva Zelanda y Australia...” La verdad es que A. zebra es endémico de Patagonia e islas Malvinas (McDowall 2006). Rectificar.
Crecimiento es un parámetro relativamente fácil de obtener y un buen indicador para características ecofisiológicas y de adecuación biológica, entre otros. Es un importante elemento que debería ser incluído en la línea de base y monitoreos posteriores si es que se esperan cambios en el ecosistema. Se solicita la cuantificación de los parametros de crecimiento para los stocks dentro del area de influencia directa de cada una de las centrales, particularmente para especies en peligro de extinción.
Todas las observaciones aquí expuestas son válidas tanto para la cuenca del río Baker como para la cuenca del río Pascua, pues los métodos empleados y racional son similares.
En síntesis, en lo que respecta ictiofauna, EIA y Adendas 1 y 2 del PHA han:
- Subestimado sistemáticamente la verdadera riqueza de especies ícticas presentes en el área de influencia del PHA. Uno de los casos más preocupantes es la
completa omición del galáxido en peligro de extinción A. taeniatus, que es común al menos en el estuario del río Baker (AID, central Baker 2).
- Aceptado y promovido modelos con escaso sustento empírico tal como es el caso del modelo “fuente-sumidero”, sin reconocer la incertidumbre de este y las consecuencias negativas que su uso en el diseño de medidas paleativas podría ocacionar (ej. introgresión de genes maladaptados a poblaciones sustentables). - Fallado en detectar aspectos críticos en la conservación de especies nativas, y en
especial de aquellas poco conocidas o en peligro de extinción. Por ejemplo, el hábitat reproductivo de galáxidos sería ambientes litorales someros y vegetación ripariana que estarán sujetos a perturbaciones diaras por alteraciones exageradas del caudal, producto de la operación de las centrales.
- Dejado un registro de línea de base con niveles inaceptables de incertidumbre, que obscurecerán los cambios ecológicos ocasionados por el PHA. Cabe destacar que los niveles de incertidúmbre son rara vez cuantificados en los estudios ictiológicos del PHA, sin ninguna justificación. La teoría y herramientas estadísticas están disponibles.
- Presentado conclusiones engañosas dada la baja precisión de parámetros ecológicos. Por ejemplo concluir sin sustento estadístico que diversos sitios en estado natural no presentan condiciones de hábiata homogeneas.
- Omitido parámetros biológicos de suma importancia, tales como crecimiento, posición trófica, y sobre todo estimaciones de abundancia poblacional.
REFERENCIAS
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