Se buscaron revisiones para incluir en este trabajo el 11 de julio de 2025, en ScholarGoogle (n= 150 resultados). Se utilizó el siguiente criterio de búsqueda: ("insect decline" OR "arthropod decline" OR "insect extinction") AND (review OR "systematic review" OR meta-analysis"), a fin de recuperar tanto revisiones sistemáticas y metaanálisis, como también discusiones narrativas relevantes en torno al fenómeno. Los 108 resultados que correspondieron a revistas indexadas se clasificaron según el tipo de artículo: revisión, estudio de caso, opinión, respuesta a paper. Se obtuvieron 44 revisiones que a su vez se caracterizaron según su aproximación en cuantitativas (10 metaanálisis), y cualitativas (34 revisiones). Finalmente, las revisiones cualitativas se diferenciaron en sistemáticas (10 trabajos) o narrativas (24 trabajos), según especificaron o no el criterio de búsqueda de los artículos revisados (Apéndice complementario).

Las tablas se construyeron a partir de los trabajos compilados por Sánchez-Bayo y Wyckhuys (2019), seleccionando aquellos cuyos datos permitieron estimar tasas anuales de declive (Tabla I) o identificar tendencias contradictorias entre especies de una misma comunidad (Tabla II). Su objetivo es ilustrar sobre los sesgos de los datos disponibles, y no ser una compilación exhaustiva de estudios de caso.

La preocupación sobre el estado de conservación de los artrópodos se remonta a trabajos pioneros como la revision de Pyle et al. (1981), que reportaron un importante sesgo en la preocupación sobre el estado de conservación de los insectos, focalizado en Lepidoptera y limitado a Inglaterra y EE.UU. Este sesgo se extiende hasta la actualidad, y las primeras publicaciones que pusieron el foco sobre el declive a inicios del nuevo milenio se refieren únicamente Hymenoptera, Lepidoptera y Coleoptera (Lobo, 2001; Conrad et al., 2002; Biesmeijer et al., 2006), tres grupos que han seguido recibiendo mucha atención (Potts et al., 2010; Habel et al., 2016; Homburg et al., 2019). Hallman et al. (2017) es uno de los trabajos más influyentes sobre la problemática, ya que sus autores reportaron reducciones mayores al 75 % en la biomasa de insectos voladores a lo largo de 27 años en áreas protegidas de Alemania. Durante los últimos cinco años, varios autores han cuantificado la magnitud del declive, mediante el análisis de valiosas series de datos de biomasa, abundancia y riqueza de larga duración (Seibold et al., 2019; Hallman et al., 2021; Dalton et al., 2023). Sin embargo, la existencia de dichos registros continúa siendo algo excepcional, por lo que se han buscado alternativas para estudiar el fenómeno. Por ejemplo, la comparación de datos históricos con muestreos recientes (Franzén & Johannesson, 2007; Colla & Packer, 2008; Dupont et al., 2011), el análisis de colecciones entomológicas (Conrad et al., 2002; Habel et al., 2016; Boyle et al., 2019), el metaanálisis de bases de datos entomológicas (Lobo, 2001; Biesmeijer et al., 2006), y el metaanálisis de estudios de monitoreo de grupos específicos (van Klink et al., 2020; Crossley et al., 2020).

Actualmente existe un considerable número de estudios de largo plazo sobre el declive, notablemente concentrados en los cuatro órdenes de insectos más diversos, todos holometábolos y predominantemente terrestres: Coleoptera, Hymenoptera, Diptera, y Lepidoptera. Los estudios de mayor duración (>50 años) suelen estudiar la riqueza, mientras que los estudios de menor duración (10-50 años) reportan más frecuentemente la abundancia, como se desprende de la compilación de Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019) (Tabla I).

Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019) analizaron 73 estudios de casos de declive, concluyendo que para los grupos amenazados las tasas de declive anuales rondan el 1 % para la riqueza y el 2,5 % para la biomasa. Sin embargo, van Klink et al. (2022) realizaron un metaanálisis de 35 estudios de ensambles de insectos, colémbolos y arácnidos para estudiar el grado de correlación entre diferentes taxa y la posibilidad de escoger grupos indicadores, reportando que las correlaciones fueron muy débiles. Entonces, para estudiar apropiadamente las tendencias temporales de la abundancia y biomasa se requerirían necesariamente de estudios multi-taxa u otras herramientas (imágenes, genética).

Tabla I Tabla I Variaciones anuales en la abundancia, biomasa y riqueza por clase, familia o género de insectos. Tabla I Variaciones anuales en la abundancia, biomasa y riqueza por clase, familia o género de insectos.

Una importante conclusión de las revisiones publicadas hasta la fecha es que las series de datos de larga duración se concentran en el hemisferio norte, concretamente en los EEUU y Europa (Sánchez-Bayo & Wyckhuys, 2019; Crossley et al., 2020; van Klink et al., 2020). Hasta el punto que la revisión de 73 artículos de Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019) reporta un único estudio de Latinoamérica (proveniente de Brasil), y el extensivo metaanálisis de 166 monitoreos de largo plazo realizado por van Klink et al. (2020) incluye sólo cinco casos provenientes de Latinoamérica (Brasil = 2, Chile = 1, Colombia = 1 y Uruguay = 1).

Investigadores brasileños abordaron este desafío realizando una revisión de trabajos publicados en lengua portuguesa, internacionalmente considerados “literatura gris”, que complementaron con la consulta a expertos sobre la existencia de datos, publicados o no, que les permitieran obtener la información necesaria para estudiar la tendencia en distintas regiones de su país (Lewinsohn et al., 2022). Su valioso esfuerzo les permitió obtener 75 estudios de caso que corroboraron la tendencia en el ambiente terrestre. Sin embargo, los autores también observaron la existencia de importantes vacíos de información en áreas tan cruciales como la Amazonía.

En Argentina, sólo 23 especies de insectos están reconocidas como en riesgo de las 572 especies en peligro según la Lista Roja de Especies Amenazadas de la UICN. Estas especies pertenecen a los órdenes Odonata (8), Coleoptera (1), Lepidoptera (2), Hymenoptera (11) y Orthoptera (1 especie), lo que representa apenas el 4 % del total de especies amenazadas. En comparación, se estima que el 26 % y el 27 % de las especies amenazadas en las faunas, mucho menos diversas, de Alemania y el Reino Unido, respectivamente, corresponden a insectos (Ferreiro, 2024). Estos resultados sugieren que el porcentaje de insectos en peligro en Argentina está siendo subestimado debido a vacíos en el conocimiento taxonómico y poblacional, en concordancia con lo reportado por otros autores (Wagner et al., 2021).

La importante dispersión anual observada en los datos de abundancia, biomasa y riqueza informados por los estudios de series de larga duración (Hallman et al., 2017; Seibold et al., 2019; Dalton et al., 2023), sugiere que sería muy difícil encontrar tendencias significativas a partir de series de tiempo demasiado cortas. Esto coincide con lo reportado por Baranov et al. (2020), quienes estudiaron 42 años de muestreos semanales de parámetros ambientales y abundancias de insectos en arroyos de Alemania, observando grandes fluctuaciones de corto término (<5 años) en los parámetros ambientales y poblacionales.

La necesidad de estudios de largo plazo es enfatizada por resultados como los de Boyle et al. (2019), quienes estudiaron las abundancias de la mariposa monarca (Asclepias spp.) en EE.UU. durante el siglo XX. Detectaron trayectorias específicas por especie, con fases de crecimiento y declive asociadas a cambios históricos del paisaje, como la expansión agrícola del siglo XIX. El trabajo señala que el crecimiento a principios del siglo XX es interesante porque existe evidencia de que estas mariposas experimentaron una expansión a finales del 1800, como consecuencia de la conversión de los bosques del este en tierras del cultivo. De modo similar, Macgregor et al. (2019) reportaron que la biomasa de polillas en las Islas Británicas aumentó entre 1967-1982 y luego disminuyó hasta 2017. Estos autores destacan que el pico de 1982 y el subsiguiente declive son cualitativamente consistentes con los resultados de la mayoría de los trabajos que reportaron declives con series de datos que inician alrededor de ese año (Hallman et al., 2017, 2020). Este patrón de ciclos y respuestas especie-específicas ha sido descrito repetidamente en Lepidoptera (Maes & Van Dyck, 2001; van Swaay et al., 2006; Forister et al., 2011; Gilburn et al., 2015) y otros grupos (ver Tabla II), y pone en evidencia la necesidad de estudios prolongados para evitar interpretaciones sesgadas por el período de muestreo.

Thomas et al. (2019) señalan que revisiones como la de Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019), donde se buscan explícitamente estudios que reportan declives, son valiosas pero magnifican la relevancia del fenómeno. Destacando que podríamos estar subestimando el número de reportes de cambios no significativos, en parte por un sesgo editorial de publicación. Observaciones en la misma línea fueron realizadas por Crossley et al. (2020), quienes realizaron un metaanálisis con datos de monitoreo de los EEUU y no encontraron cambios en las abundancias de insectos durante las últimas décadas.

Van Klink et al. (2020) encontraron una tendencia opuesta a la tendencia general en arroyos, con un aumento global del 1,2 % anual en la abundancia de insectos acuáticos que fue atribuido a mejoras en ambientes previamente degradados. Este patrón coincide con la falta de declive reportada para ambientes acuáticos de Brasil (Lewinsohn et al., 2022). Por otro lado, Baranov et al. (2020) reportaron una caída del 81,6 % en abundancia pero un aumento del 8,5 % en riqueza en arroyos protegidos de Alemania, mientras que Hallmann et al. (2020) no hallaron cambios en la abundancia de Ephemeroptera, aunque sí un declive del 9,2 % en Trichoptera.

Tabla II

Notes: x=No se realizó identificación de especies.

Las series de tiempo cortas son difíciles de interpretar debido a la alta variabilidad interanual de las comunidades, lo que dificulta detectar tendencias estadísticamente significativas. En contraste, estudios de largo plazo (50-100 años) han revelado ciclos de crecimiento y declive de varias décadas (Boyle et al., 2019; Macgregor et al., 2019). Estos resultados y la tendencia de las áreas protegidas a presentar declives consistentemente más débiles (van Klink et al., 2020), sugieren que deberíamos ser cautos con las tendencias reportadas por estudios que incluyan en su análisis datos provenientes de áreas protegidas y/o períodos de tiempo demasiado cortos. Particularmente, dado el sesgo y la escasez general de las series de datos deberíamos abstenernos de realizar diferenciaciones entre ambientes (bosque vs. pastizal, terrestre vs. acuático). Así, el incremento reportado en insectos acuáticos por van Klink et al. (2020) podría estar influido por la sobrepresentación de sitios restaurados o protegidos. Lo mismo puede decirse sobre las generalizaciones globales basadas casi exclusivamente en datos del hemisferio norte: solo uno de los 73 estudios analizados por Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019) proviene de Latinoamérica, y apenas 5 de los 166 considerados por van Klink et al. (2020).

Por otro lado, un fenómeno particularmente relevante observado en series de datos de larga duración de insectos acuáticos es el reemplazo de especies sensibles por otras más tolerantes, sin que se produzcan cambios significativos en la riqueza (Ball-Damerow et al., 2014; Küry, 1997). Este fenómeno de reemplazo ampliamente conocido adquiere especial importancia cuando el análisis del declive se basa únicamente en parámetros integradores como la abundancia, la biomasa o la riqueza. Así, sería posible no encontrar cambios estadísticamente significativos relativos al declive, a pesar de la ocurrencia de transformaciones ecológicas sustanciales.

Estos trabajos muestran que para interpretar adecuadamente las tendencias de declive es clave considerar la composición específica de la comunidad, la duración de las series, y el tipo de sitio (ej.: protegido vs. no protegido). Una aproximación valiosa es la de Kuussaari et al. (2007), quienes analizaron durante cinco décadas los cambios en 74 especies de mariposas con preferencias contrastantes por pastizales naturalizados (35 especies), bordes de campos de cultivo (7) y bordes de bosques (32). Los autores encontraron 23 especies en declive, 17 estables, 27 en crecimiento y 7 fluctuantes, de forma que el 60 % de las especies de pastizales naturalizados habrían disminuido y el 86 % especies de bordes de campos de cultivo habrían incrementado su abundancia entre 1960 y 2003. Estos resultados son mucho más realistas e interesantes que los de revisiones o metaanálisis que mezclan ambientes y/o series de datos de corta, mediana y larga duración para alcanzar el número de estudios necesario para estudiar la significación de las tendencias.

Identificar las causas subyacentes al declive constituye otro gran desafío, debido a que la mayoría de los ecosistemas se encuentran impactados por múltiples disturbios de forma simultánea (Wagner et al., 2021). Costante et al. (2022) estudiaron la “Endangered Species Act” (ESA) de los EEUU entre los años 1975 y 2020, para determinar las principales amenazas en cuatro grandes grupos de organismos (angiospermas, artrópodos, moluscos y cordados). Las amenazas fueron clasificadas en cinco categorías: modificación del hábitat, sobreutilización, polución, interacciones con otras especies, estocasticidad ambiental y estocasticidad demográfica. Los autores determinaron que las interacciones directas con otras especies, el clima adverso (tormentas, incendios, sequías), y el cambio ambiental fueron los principales motivos para la inclusión de las especies de artrópodos en la ESA. Sánchez-Bayo & Wyckhuys (2019) en su revisión de 73 trabajos identificaron a la modificación del hábitat y la polución como las principales causas del declive. Por otra parte, van Klink et al. (2020) evaluaron asociaciones entre las abundancias de insectos e hipotéticas causas como el cambio en el uso del suelo y el cambio climático, reportando una relación negativa entre la abundancia de insectos terrestres y el proceso de urbanización, explicable por la pérdida de hábitat y/o polución asociada a las urbanizaciones.

La aproximación de Chiappero et al. (2024) resulta interesante porque los autores metanalizaron 260 trabajos sobre el efecto de la entrada en producción de ambientes naturales en la comunidad de artrópodos del suelo (abundancia, diversidad). Estudiando el efecto de los cambios en varios parámetros del suelo (contenido de C y N, pH, densidad aparente) sobre la fauna edáfica, incluyendo algunos poco considerados en los trabajos de declive como son los ácaros y los colémbolos. Los autores concluyeron que los colémbolos serían especialmente sensibles a los cambios asociados al ingreso de los sitemas naturales en la producción agrícola, especialmente en ambientes tropicales y subtropicales. Un metaanálisis análogo pero sobre el efecto de la urbanización fue presentado por Fenoglio et al. (2020), quienes estudiaron el fenómeno en los artrópodos terrestres y edáficos a partir de 162 publicaciones, concluyendo que la abundancia y riqueza de Coleoptera y Lepidoptera serían particularmente sensibles a la urbanización.

Las principales causas propuestas coinciden con lo reportado por Vidal et al. (2025), quienes realizaron una revisión sistemática de 75 metaanálisis sobre cambios globales que afectarían la biodiversidad de insectos, y encontraron un sesgo positivo hacia el estudio de los efectos de la pérdida de hábitat, la agricultura y el uso de pesticidas, y un sesgo negativo hacia el estudio de los efectos del calentamiento, el ozono y la contaminación lumínica (Vidal et al., 2025). En cualquier caso, todas las causas son de origen antropogénico y está claro que el declive afecta tanto a las áreas no protegidas como a las áreas protegidas. Entonces, resultaría interesante diferenciar los disturbios según estén presentes sólo en las áreas no protegidas (deforestación, urbanización, polución, intensificación agrícola, nitrificación y plaguicidas), o afecten tanto áreas no protegidas como protegidas (cambio climático, intensidad de las tormentas, sequía, incendios, especies introducidas). Finalmente, las causas identificadas por los diferentes autores afectan de manera generalizada a todo el mundo, por lo que las tendencias observadas en el hemisferio norte serían extrapolables al resto del planeta.

La falta generalizada de datos sistemáticos sobre el declive de artrópodos en la región no sólo limita el diagnóstico, sino también la articulación de políticas científicas y de conservación. Los Neotrópicos se reconocen entre los ecosistemas más biodiversos y amenazados, pero también proporcionalmente menos estudiados (Boyle et al., 2025). En este contexto, resulta urgente promover la discusión sobre el declive de artrópodos como una plataforma para coordinar y fortalecer los esfuerzos científicos a escala regional.

Las métricas de amenaza de la IUCN que se han impuesto para la discusión internacional, han sido recientemente cuestionadas porque requieren un conocimiento profundo de la tendencia poblacional, distribución geográfica y tamaño total de las poblaciones (Edgar, 2025). Estos requisitos resultan particularmente poco realistas para grupos proporcionalmente poco conocidos como los artrópodos de Latinoamérica. Quizás deberíamos promover en la IUCN que en el caso de los artrópodos se le otorgue un mayor peso peso a los atributos de la historia de vida. Anteriormente, índices como el SUMIN de tetrápodos (Reca et al., 1994), han mostrado que la distribución, especialización trófica y de hábitat, y singularidad taxonómica serían capaces generar un ordenamiento jerárquico de los diferentes grupos de artrópodos en función de su necesidad de conservación.

Los datos disponibles muestran que en todo el mundo las series históricas existentes son fragmentarias y limitadas, con una preocupante concentración en grupos taxonómicos y áreas geográficas. Esta situación se repetiría a nivel regional como muestra la recopilación realizada por Lewinshon et al. (2022) en Brasil, donde se observó una concentración de los datos disponibles en el sudeste del país, más habitado y desarrollado económicamente. Para el resto de Latinoamérica, esto no implica que debamos desestimar la búsqueda de series de datos históricos, por el contrario urge rescatarlas, siguiendo el ejemplo de los investigadores de Brasil. Sin embargo, la prioridad debería ser bregar por el establecimiento de programas de monitoreo que puedan sostenerse en el tiempo. Estos programas nos servirían tanto para realizar estudios ecológicos como para establecer alertas ante cambios ambientales severos, dado el demostrado poder indicador de diferentes grupos de artrópodos. Sin embargo, desde un principio deberíamos priorizar la cobertura geográfica y la constancia temporal por encima de la sofisticación técnica.

Históricamente, la dificultad en el estudio de la biodiversidad de artrópodos en Latinoamérica reside en la desproporción existente entre el número de especies y de investigadores. Recientemente, se han abaratado tecnologías como el código de barras genético (Meier et al., 2025) y surgido otras como la inteligencia artificial aplicada a la identificación de imágenes (Gao et al., 2024) que constituyen soluciones prometedoras. Sin embargo, no deberíamos dejar de inspirarnos en experiencias como la brindada por los registros históricos de biomasa de insectos voladores en Alemania analizados por Hallman et al. (2017), que han demostrado el poder de datos simples pero sostenidos en el tiempo.

El monitoreo de la biomasa de artrópodos presenta la ventaja de ser una variable integradora a nivel comunidad, cuya estimación resulta sencilla y económica ya que no requiere personal especializado ni equipamiento sofisticado. Los sistemas de monitoreo a implementar deberían enfocarse en trampas económicas (redes, trampas de caída) distribuidas estratégicamente a escala nacional o regional (áreas protegidas y no protegidas), y estar coordinadas por instituciones (universidades, asociaciones científicas, agencias públicas) que garanticen su continuidad de forma indefinida.