Introducción

Las actividades humanas ejercidas en los ecosistemas naturales provocaron modificaciones profundas en sus funciones por acción directa y sostenida en el tiempo, siendo las más comunes los cambios de uso de suelo para asentamientos humanos, la agricultura y el pastoreo (Mohamed et al., 2024). Dichas alteraciones se manifestaron a nivel global, dando paso a los biomas antropogénicos o antromas que resultaron de las acciones de los humanos en interacción con los ecosistemas (Ellis & Ramankutty, 2008b; Ellis et al., 2010). Esta definición caracteriza los cambios ejercidos por los humanos y sus actividades en los ecosistemas que se han manifestado a nivel global a través de gradientes de intensidad de uso del suelo por densidad de población humana (Quinn & Ellis, 2023; Riggio et al., 2020).

Se estima que las actividades humanas entre 1990 y 2015 provocaron la pérdida de 1.6 millones de km² de terrenos naturales a nivel mundial, lo que representó un 15.2% de la superficie total (sin considerar la Antártida). Esto equivale a, aproximadamente, 0.6% por año, 178 km²/día o 12 ha/min (Theobald et al., 2020). Las actividades humanas más intensas son la agricultura de temporal y de riego y pastoreo (Klein et al., 2017; Theobald et al., 2020).

Para el área urbanizada, se estima que en los últimos 10 000 años cambió de cero a 58 millones de hectáreas en 2015, menos del 0.5% de la superficie total del planeta (Klein et al., 2017). Las áreas de cultivo agrícola ocupadas fueron menos del 1% del total de la superficie del planeta (13 037 millones de hectáreas), sin incluir la Antártida (Klein et al., 2017). Durante cientos de años y hasta el 2015, las áreas de cultivo y pastoreo crecieron lentamente, representando una de las alteraciones comunes y frecuentes de las actividades humanas a nivel mundial, regional y local (Ellis & Ramankutty, 2008b; Ellis et al., 2010; Klein et al., 2017).

En México, las áreas alteradas por agricultura y pastoreo se han desarrollado en detrimento del hábitat de especies silvestres de importancia ecológica, por ejemplo, el perrito llanero mexicano (Cynomys mexicanus). Su comportamiento social le permite formar agregados de familias llamadas colonias activas (González et al., 2012; Yeaton & Flores, 2006). Esta especie se encuentra en la categoría en peligro de extinción, declarada así por la Norma Oficial Mexicana 059 (Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales [Semarnat], 2010). La acción excavadora de C. mexicanus facilita la disponibilidad de recursos para otras especies de vertebrados e invertebrados (Hale et al., 2020). Remueve el suelo desde el interior de sus madrigueras, aumentando las tasas de descomposición y dando paso a la estabilidad de los suelos donde habita, los cuales son utilizados para el pastoreo (Hale et al., 2020; Pando et al., 2013).

Debido a la situación de riesgo de extinción, delimitar y medir la superficie de las colonias de C. mexicanus permitirá hacer un seguimiento cuantitativo de aspectos ecológicos de la especie (Hale et al., 2020; Hoogland, 2006). La superficie total de colonias activas en el país se ha estimado en 231.20 km²: 50.7% en el estado de Coahuila, 47.0% en Nuevo León y 2.3% en San Luis Potosí (González et al., 2024). En el estado de Zacatecas hay poblaciones traslocadas de la especie que ocupan un área de 45.15 ha (González et al., 2023). Se ha encontrado que las colonias están en sitios con inclinaciones menores a 3.7% y en intervalos de elevación entre 1690 m y 2200 m (González-Saldívar, 2002; Treviño-Villarreal & Grant, 1998), variables que pueden ser útiles para identificar sitios con colonias potenciales.

Una metodología utilizada para estimar la superficie de las colonias activas de C. mexicanus ha sido a través de recorridos a pie, apoyados con herramientas de sistemas de posicionamiento global (GPS, por sus siglas en inglés) y cartas topográficas (1:50 000 y 1:250 000) (Ahmad et al., 2018; Ceballos et al., 1993; González et al., 2024; Treviño-Villarreal & Grant, 1998). Las metodologías geoespaciales digitales (González et al., 2024; Kerr & Ostrovsky, 2003; Kushwaha & Roy, 2002) asociadas a imágenes satelitales, apoyadas de sistemas de información geográfica, programas de cómputo especializado como Qgis® (Menke, 2016) y modelos digitales de elevación, hacen posible estimar la inclinación de grandes superficies -al igual que la elevación- y permiten acciones conocidas como geoprocesamiento de unión e intersección de resultados. Estos materiales y los procedimientos mencionados encaminados a estimar superficies de colonias potenciales de C. mexicanus son conocidos como detección (Instituto Nacional de Estadística y Geografía [INEGI], 2013; Menke, 2016) y pueden apoyar el monitoreo de colonias activas, así como identificar las cercanías o proximidades a actividades humanas que representan un riesgo para la especie (Ahmad et al., 2018; Lillesand, 2015; Sidle et al., 2001), tales como áreas agrícolas y ganaderas o caminos de terracería y asfalto (Estrada-Castillón et al., 2010; Treviño-Villarreal & Grant, 1998).

Los escasos estudios indican que la disminución de colonias activas se debe principalmente a las actividades relacionadas con la agricultura y el pastoreo (Estrada-Castillón et al., 2010; González et al., 2012, 2024; Treviño-Villarreal & Grant, 1998). Por lo anterior, conocer los patrones y tendencias del uso de la tierra son de importancia para la conservación de C. mexicanus (Semarnat, 2010; Theobald et al., 2020).

Los objetivos de esta investigación fueron detectar colonias potenciales de la especie con variables abióticas: inclinación del terreno (<3.7%) y elevación (1 690-2 200 m), obtenidas a partir de un modelo digital de elevación, y compararlas con la superficie conocida de colonias activas, además de calcular el traslape y cercanía con actividades humanas de agricultura y pastoreo y caminos en los biomas antropogénicos por estado, esto con el fin de estimar la superficie del hábitat perdido.

Materiales y métodos

Área de estudio

Las colonias activas de C. mexicanus están distribuidas en los estados de Coahuila, Nuevo León, San Luis Potosí y Zacatecas (25^o 43’ 48’’-23^o 49’ 12’’ N y 102^o 29’ 24’’-99^o 45’ 18’’ O) en valles intermontanos donde se realizan agricultura y pastoreo (Figura 1). El área forma parte del Desierto Chihuahuense (Conabio, 2022), y el clima es del subtipo seco árido (Conabio, 2008; Estrada-Castillón et al., 2010). La vegetación dominante es pastizal, con una altura promedio menor a los 60 cm en las áreas de pastizal, rodeado de matorral xerófilo y micrófilo, y en las bases de los valles inicia el izotal y bosques de pino (Estrada-Castillón et al., 2010). El tipo de suelo que predomina en las áreas de las colonias activas son los solonchack, xerosol, phaeozem y vertisol, en algunos casos con una fase petrocálcica (Estrada-Castillón et al., 2010; González et al., 2024).

Figura 1
Área de estudio.
Fuente: Elaboración propia con modelo digital de elevación (INEGI, 2013).

Colecta de datos

Se utilizó un dispositivo de posicionamiento global para obtener el área de las colonias activas. La información se proyectó en Universal Transverse Mercator (UTM) con el Datum World Geodetic System (WGS84, por sus siglas en inglés). Los programas de cómputo utilizados fueron Qgis® y Google Earth Pro®. Para cada estado se obtuvo el bioma antropogénico utilizando la base de datos mundial de Ellis & Ramankutty (2008a) y Ellis et al. (2010). La información geográfica de interés se obtuvo proyectándola en Qgis® y haciendo un corte dentro de las coordenadas que limitaron el área de estudio (Tabla 1).

Tabla 1

Biomas antropogénicos en el área de estudio.

ID = Identificador según Ellis & Ramankutty (2008b) y Ellis et al. (2010). Fuente: Elaboración propia.

Delimitación de áreas de agricultura y pastoreo en el área de estudio

Para la obtención de información de agricultura y pastoreo, se utilizaron dos fuentes de información, la primera fue Google Earth Pro®, con la que se delimitaron áreas de cultivo visibles en las vecindades y traslapes con las colonias activas de C. mexicanus (González et al., 2012, 2024; Treviño-Villarreal & Grant, 1998). Las áreas de cultivo se caracterizaron por tener formas definidas (cuadros, rectángulos y círculos). La segunda fuente provino de Estrada-Castillón et al. (2010), quienes elaboraron una base de datos espacial con intervalos de tiempo: 2004-2014 (10-20 años), 1994-2003 (21-30 años), <1994 (>30 años) de pastoreo, y la combinación de agricultura-pastoreo. Cada colonia activa fue clasificada en el intervalo de tiempo respectivo (González et al., 2024). Como la totalidad de las áreas de agricultura mostró el pastoreo en los intervalos de tiempo anteriores, se puso atención en la combinación de agricultura-pastoreo y en forma independiente en pastoreo en las colonias activas (Estrada-Castillón et al., 2010). Con el programa Qgis® y aplicando el Datum WGS84, se hizo la cuantificación de las superficies totales (Myers et al., 2012).

Detección de colonias potenciales de Cynomys mexicanus

Se obtuvo un modelo digital de elevación del área de estudio (INEGI, 2013; Menke, 2016), y por geoprocesamiento se detectaron áreas con colonias potenciales de C. mexicanus, de acuerdo con las variables abióticas: inclinación del terreno <3.7% y las áreas que estuvieron entre los 1690 m y 2200 m de elevación (Treviño-Villarreal & Grant, 1998; González-Saldívar, 2002). Al primer conjunto derivado del geoproceso se le llamó A = superficie resultante para inclinación (km²), al segundo se le denominó B = superficie resultante para elevación (km²) y el tercero fue C = superficie resultante para tipo de bioma antropogénico (km²). Lo anterior, y de acuerdo con la teoría de conjuntos, se representó con un diagrama de Venn dentro del espacio muestral S o polígono del área de estudio (Myers et al., 2012). El conjunto independiente de resultados de superficies A, B y C se intersectaron para obtener el área común dada por D = A ᵔ B ᵔ C, donde ᵔ = intersección (Myers et al., 2012). En un proceso intermedio se obtuvo un archivo en formato shape (SHP) de A, B y C para estimar las áreas individuales de cada conjunto de evento posible, con el fin de facilitar su manejo para traslape geoespacial e intercambio a la extensión Keyhole Markup Language (KML). Esto ayudó a tener una perspectiva de colindancias en el terreno de la superficie de la intersección D en km².

Matriz de distancias de colonias activas de Cynomys mexicanus

Con el uso de Qgis® se obtuvo una matriz de distancias lineales entre las colonias activas estudiadas y las actividades humanas por agricultura-pastoreo y pastoreo, así como a los caminos principales de terracería y asfalto (Estrada-Castillón et al., 2010; González et al., 2024). Con este procedimiento se obtuvo una medida de magnitud del riesgo de la proximidad de las colonias activas debido a las vecindades con agricultura-pastoreo, pastoreo y caminos; entre más cortas son las distancias, el riesgo se considera mayor.

Análisis estadístico

Los resultados del geoprocesamiento del modelo digital de elevación proporcionaron un archivo con información de superficies de colonias potenciales de C. mexicanus, a los cuales se les aplicó un análisis de exploración de datos por estado (Coahuila, Nuevo León, San Luis Potosí y Zacatecas) en sus correspondientes biomas antropogénicos. El análisis consistió en la obtención de las superficies (km²), conteo de colonias potenciales y colonias activas por actividades humanas por agricultura-pastoreo y pastoreo en los intervalos de tiempo: 2004-2014, 1994-2003, <1994. La misma estimación se hizo para las distancias lineales mínimas y máximas de las colonias activas a actividades humanas por agricultura-pastoreo, pastoreo y caminos (Myers et al., 2012; Zar, 1999).

Resultados

Delimitación de áreas de agricultura y pastoreo en el área de estudio

Las actividades humanas en forma de agricultura y pastoreo resultantes y relacionadas a intervalos de tiempo para agricultura-pastoreo y pastoreo de 2004-2014, 1994-2003, <1994, fueron contabilizados en grupos estatales (Tabla 2). El mayor número lo obtuvo Coahuila, seguido de Nuevo León, San Luis Potosí y Zacatecas, siendo evidente en todos los casos las actividades humanas de agricultura-pastoreo y pastoreo, en el intervalo <1994.

Tabla 2

Número de colonias activas de Cynomys mexicanus con actividades humanas por agricultura y pastoreo.

Fuente: Elaboración propia.

Detección de colonias de Cynomys mexicanus

La superficie de biomas antropogénicos en el área de estudio fue de 5 860 342 ha, su distribución se muestra en la Tabla 1. El bioma antropogénico agostaderos poblados fue el de mayor superficie y el que se traslapó con colonias potenciales y colonias activas de C. mexicanus, distribuido de la siguiente forma: 68.6% en Coahuila, 51.1% en Nuevo León, 87.8% en San Luis Potosí y el 100% en Zacatecas (Tabla 3, Figura 2). El bioma antropogénico mosaico de temporal y residencial fue el de menor superficie, con 3.1% en Coahuila, agostaderos remotos con 1.8% en Nuevo León, y tierras de cultivo de temporal pobladas con 12.2% en San Luis Potosí (Tabla 1, Figura 2).

Tabla 3

Superficies de colonias potenciales y activas en Cynomys mexicanus.

Fuente: Elaboración propia.

Figura 2
Superficie de colonias potenciales y activas para C. mexicanus, mostrando los biomas antropogénicos en el área de estudio.
Fuente: Elaboración propia.

Matriz de distancias de colonias activas de Cynomys mexicanus

El análisis de distancias entre colonias activas de C. mexicanus proporcionó valores mínimos y máximos por estado, mostrando la variación entre cada uno (Tabla 4). En forma global, el intervalo de distancia entre colonias activas y actividades humanas por agricultura-pastoreo y pastoreo fue de 1.16 km a 135.89 km. Los valores más altos se observaron en Nuevo León (135.89 km), seguido de Coahuila (68.88 km), Zacatecas (36.90 km) y San Luis Potosí (21.41 km). En el caso de las distancias para caminos principales de terracería y asfalto fue de 0.0 km a 0.1 km (Tabla 4).

Tabla 4

Distancias de colonias activas de Cynomys mexicanus a actividades humanas de agricultura-pastoreo y pastoreo, a caminos.

Fuente: Elaboración propia.

Discusión

Delimitación de áreas de agricultura y pastoreo en el área de estudio

Los resultados de la presente investigación fueron similares a los reportados hace 25 años (Estrada-Castillón et al., 2010; González et al., 2012; Treviño-Villarreal & Grant, 1998). A través del tiempo se acumularon efectos que provocaron impactos directos en el hábitat de C. mexicanus, como los programas de erradicación vía control químico, el uso de riego por pivote central y el uso de pesticidas sistémicos en la producción agrícola (Cano-García et al., 2023). A ello se suma la dinámica de abandono de tierras, la introducción de especies invasoras y la formación de asociaciones vegetales en terrenos con microambientes destruidos que perdieron sus características silvestres (Estrada-Castillón et al., 2010; González et al., 2024). Todo ello redujo y fragmentó el hábitat conocido de C. mexicanus por más de 90 años (Arasa-Gisbert et al., 2021; Estrada-Castillón et al., 2010; García-Elizondo & López, 1997; Garrett & Franklin, 1988; Zaragoza-Quintana et al., 2022). Además, se han estimado altas concentraciones de los plaguicidas glifosato (2.50 mg/g-12.7 mg/g) y metamidofos (2.9 mg/g-14.7 mg/g) en excretas de los animales en colonias activas de Coahuila y Nuevo León. Esos rangos de valores rebasaron los límites permitidos de la normatividad, produciendo intoxicación en C. mexicanus, pudiendo intervenir en los procesos reproductivos y en la disminución de las poblaciones (Cano-García et al., 2023).

Derivado de lo anterior, se observaron dos casos en campo, el primero, la pérdida de periferias en las colonias activas y, en consecuencia, las nulas posibilidades de migración natural para la especie (Garrett & Franklin, 1988; González et al., 2024), lo cual coincidió con efectos similares de fragmentación generales en otros ecosistemas (Arasa-Gisbert et al., 2021) producidos por el abandono de tierras de cultivo. El segundo caso fue que las superficies de colonias activas en Coahuila y Nuevo León se traslaparon con actividades humanas de agricultura dedicadas al cultivo de papa (Solanum tuberosum L.), alfalfa (Medicago sativa L.) y cebada (Hordeum vulgare L.), entre otros, aumentando las amenazas para la especie por conflicto con los productores. Además, dichas colonias activas tuvieron proximidades cortas a la carretera federal 54, lo que ha provocado acumulación de pesticidas y fragmentación del hábitat por actividades humanas. Para San Luis Potosí, la agricultura y pastoreo se ha ejercido en el intervalo de tiempo más largo. Sus colindancias hacia el oeste con Zacatecas mostraron la reintroducción de la especie en tres traslocaciones; ninguna de ellas estuvo a la distancia de dispersión máxima de 5000 m (Garrett & Franklin, 1988; González et al., 2024).

Detección de colonias de Cynomys mexicanus

El área de colonias potenciales estimadas en este trabajo (49 273 ha) fue 3.3%, mayor que el área ocupada por colonias activas hace 25 años (Treviño-Villarreal & Grant, 1998). La diferencia de 1603 ha puede ser atribuida a los métodos aplicados. En ese estudio se interrogaron a residentes locales, y con ayuda de un planímetro y cartas topográficas escala 1:50 000 y 1:250 000 se estimaron superficies ocupadas por colonias potenciales de 76 800 ha y 125 500 ha, respectivamente (Treviño-Villarreal & Grant, 1998). Estas cantidades fueron mayores en 35.8% y 60.7% a las que se obtuvieron con los criterios aplicados al modelo digital de elevación del presente estudio. Comparando los datos de 1998 y el trabajo de campo de la presente investigación, se estimó una pérdida de hábitat de 2.69 ha/día o 18.68 m²/min.

Los resultados muestran una tendencia observada en otras especies del género Cynomys (Clippinger, 1989; González et al., 2024; González-Saldívar, 2002). En esos estudios se reportó una pérdida importante del hábitat que ha sido aprovechada por actividades humanas en forma de agricultura y pastoreo (González et al., 2012, 2024; Treviño-Villarreal & Grant, 1998).

Matriz de distancias de colonias activas de Cynomys mexicanus

En general, la cercanía a caminos de terracería y asfalto de las actividades humanas de agricultura-pastoreo y pastoreo fue corta. Las colonias activas fueron atravesadas por caminos y las actividades humanas fueron cercanas, esto coincidió con mediciones que han sido una variable de importancia en la biología de la especie para estudios de dispersión y fragmentación del hábitat (Arasa-Gisbert et al., 2021; Garrett & Franklin, 1988; González et al., 2014). Para el caso de Nuevo León, la buena conexión y cercanía a caminos, áreas de actividades humanas por agricultura y pastoreo causó que las colonias activas redujeran sus superficies hasta en un 95% y que en otros casos desaparecieran (González et al., 2012, 2024; Pando et al., 2013; Treviño-Villarreal & Grant, 1998). Los casos más sensibles ocurrieron en el estado de Nuevo León en el intervalo <1994, donde el deterioro de la salud del ecosistema fue evidente (Estrada-Castillón et al., 2010; Zaragoza-Quintana et al., 2022).

Conclusiones

Se encontró que hubo 375 sitios con una superficie de 49 273 ha con características potenciales para contener colonias de C. mexicanus en Coahuila, Nuevo León, San Luis Potosí y Zacatecas. En cambio, se encontraron 57 colonias activas que cubrieron 23 120 ha en campo. El bioma antropogénico agostaderos poblados estuvo presente el 65% en las áreas de colonias potenciales y el 65% en colonias activas. Fue la agricultura y pastoreo con más de 30 años y distancias cercanas (0.0 km-0.1 km) a caminos de terracería y carreteras lo que ha provocado la disminución de las superficies de las colonias activas. El área detectada fue 1603 ha mayor que el reporte de 1998 (3.3%), lo que hace poco probable que las colonias activas de C. mexicanus en forma histórica llegaran a cubrir de 76 800 ha a 125 500 ha, por lo que la pérdida de hábitat se estimó en 2.69 ha/día. El uso del modelo digital de elevación permitió relacionar las variables abióticas, inclinación del terreno (%) y elevación (m), de tal forma que al interceptarlos utilizando geoprocesamiento con los biomas antropogénicos del área de estudio se obtuvo como resultado la superficie de colonias potenciales para C. mexicanus. El producto final fue similar a un modelo geoespacial de hábitat para la especie.

Referencias

Ahmad, F., Goparaju, L., & Qayum, A. (2018). Wildlife habitat suitability and conservation hotspot mapping: Remote Sensing and GIS based decision support system. AIMS Geosciences, 4(1), 66-87. https://doi.org/10.3934/geosci.2018.1.66

Arasa-Gisbert, R., Arroyo-Rodríguez, V., & Andresen, E. (2021). El debate sobre los efectos de la fragmentación del hábitat: causas y consecuencias. Ecosistemas, 30(3), 1-9. https://doi.org/10.7818/ECOS.2156

Cano-García, A., Cerna-Chávez, E., Ceballos-Ceballos, A. G., & Ochoa-Fuentes, Y. M. (2023). Detección y cuantificación de plaguicidas en heces de Cynomys mexicanus en colonias de dos estados del norte de México. Acta Universitaria, 33, 1-17. http://doi.org/10.15174/au.2023.3865

Ceballos, G., Mellink, E., & Hanebury, L. R. (1993). Distribution and conservation status of prairie dogs Cynomys mexicanus and Cynomys ludovicianus in Mexico. Biological Conservation, 63(2), 105-112. https://doi.org/10.1016/0006-3207(93)90497-O

Clippinger, N. W. (1989). Habitat Suitability Index Models: black-tailed prairie dog. Biological Report 82. Fish and Wildlife Service. https://pubs.usgs.gov/publication/fwsobs82_10_156

Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad (Conabio). (2022). Provincias biogeográficas mexicanas. Catálogo de metadatos geográficos. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad. México. http://www.conabio.gob.mx/informacion/gis/?vns=gis_root/region/biotic/zecol1mgw

Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad (Conabio). (2008). Climas. Escala 1:1000000. Catálogo de metadatos geográficos. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad. México. http://www.conabio.gob.mx/informacion/gis/?vns=gis_root/clima/climas/clima1mgw

Ellis, E. C., Klein, K., Siebert, S., Lightman, D., & Ramankutty, N. (2010). Anthropogenic transformation of the biomes, 1700 to 2000. Global Ecology and Biogeography, 19(5), 589-606. https://doi.org/10.1111/j.1466-8238.2010.00540.x

Ellis, E. C., & Ramankutty, N. (2008a). Anthropogenic Biomes of the World, Version 1 [dataset]. NASA Socioeconomic Data and Applications Center (SEDAC). https://doi.org/10.7927/H4H12ZXD

Ellis, E. C., & Ramankutty, N. (2008b). Putting people in the map: anthropogenic biomes of the world. Frontiers in Ecology and the Environment, 6(8), 439-447. https://doi.org/10.1890/070062

Estrada-Castillón, E., Scott-Morales, L., Villarreal-Quintanilla, J. A., Jurado-Ybarra, E., Cotera-Correa, M., Cantú-Ayala, C., & García-Pérez, J. (2010). Clasificación de los pastizales halófilos del noreste de México asociados con perrito de las praderas (Cynomys mexicanus): diversidad y endemismo de especies. Revista Mexicana de Biodiversidad, 81(2), 401-416. http://www.scielo.org.mx/scielo.php?script=sci_abstract&pid=S1870-34532010000200014&lng=es&nrm=iso&tlng=es

García-Elizondo, R., & López, T. R. (1997). Rancho demostrativo Los Ángeles. Monografía histórica (1930-1995) (1a ed.). UAAAN.

Garrett, M. G., & Franklin, W. L. (1988). Behavioral ecology of dispersal in the black-tailed prairie dog. Journal of Mammalogy, 69(2), 236-250. https://doi.org/10.2307/1381375

González-Saldívar, F. (2002). El perro de las praderas mexicano (Cynomys mexicanus Merriam, 1892) en el Noreste de México. Desarrollo de un modelo para la evaluación de su hábitat (1a ed.). Semarnat.

González, D. U., Estrada, A., & Cantú, C. (2012). Análisis de fragmentación en colonias del perrito llanero mexicano (Cynomys mexicanus). Ciencia UANL, 15(57), 43-49. https://www.redalyc.org/pdf/402/40223164008.pdf

González, D. U., González, H. D., Malacara, I. R., & Uvalle, J. I. (2023). El perrito llanero mexicano (Cynomys mexicanus) en Zacatecas, México. Revista Mexicana de Mastozoología (Nueva Época), 13(2), 12-21. https://doi.org/10.22201/ie.20074484e.2023.13.2.392.

González, D. U., García, M. A., Heredia, F., & Uvalle, J. I. (2024). Distribución geográfica de Cynomys mexicanus. Ecosistemas y Recursos Agropecuarios, 11(1), 1-15. https://doi.org/10.19136/era.a11n1.3766

Hale, S. L., Koprowski, J. L., & Archer, S. R. (2020). Black-tailed prairie dog (Cynomys ludovicianus) reintroduction can limit woody plant proliferation in grasslands. Frontiers in Ecology and Evolution, 8, 1-11. https://www.frontiersin.org/articles/10.3389/fevo.2020.00233

Hoogland, J. L. (Ed.). (2006). Conservation of the black-tailed prairie dog: Saving North America’s western grasslands (1a ed.). Island Press.

Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI). (2013). Continuo de Elevaciones Mexicano (CEM). https://www.inegi.org.mx/app/geo2/elevacionesmex/

Kerr, J. T., & Ostrovsky, M. (2003). From space to species: ecological applications for remote sensing. Trends in Ecology & Evolution, 18(6), 299-305. https://doi.org/10.1016/S0169-5347(03)00071-5

Klein, K., Beusen, A., Doelman, J., & Stehfest, E. (2017). Anthropogenic land use estimates for the Holocene - HYDE 3.2. Earth System Science Data, 9(2), 927-953. https://doi.org/10.5194/essd-9-927-2017

Kushwaha, S., & Roy, P. (2002). Geospatial technology for wildlife habitat evaluation. Tropical Ecology, 43, 137-150.

Lillesand, T. (2015). Remote Sensing and Image Interpretation (7a ed.). Wiley.

Menke, K. (2016). Mastering QGIS (2a ed.). Packt Publishing Ltd.

Mohamed, A., DeClerck, F., Verburg, P. H., Obura, D., Abrams, J. F., Zafra-Calvo, N., Rocha, J., Estrada-Carmona, N., Fremier, A., Jones, S. K., Meier, I. C., & Stewart-Koster, B. (2024). Securing Nature’s Contributions to People requires at least 20%-25%(semi-) natural habitat in human-modified landscapes. One Earth, 7(1), 59-71. https://doi.org/10.1016/j.oneear.2023.12.008

Myers, R. H., Walpole, R. E., Myers, S. L., & Ye, K. (2012). Probabilidad y estadística para ingeniería y ciencias (8a ed.). Prenticel Hall.

Pando, M., Reyna, L., Scott, L., & Jurado, E. (2013). Caracterización del suelo en colonias de Cynomys mexicanus Merriam, 1892 en el noroeste de México. Revista Mexicana de Ciencias Forestales, 4(17), 98-105. https://www.redalyc.org/articulo.oa?id=63433991010

Quinn, J. E., & Ellis, E. C. (2023). Anthromes. En N. Wallenhorst & Ch. Wulf (eds.), Handbook of the anthropocene: humans between heritage and future (pp. 203-211). Springer International Publishing.

Riggio, J., Baillie, J. E. M., Brumby, S., Ellis, E., Kennedy, C. M., Oakleaf, J. R., Tait, A., Tepe, T., Theobald, D. M., Venter, O., Watson, J. E. M., & Jacobson, A. P. (2020). Global human influence maps reveal clear opportunities in conserving Earth’s remaining intact terrestrial ecosystems. Global Change Biology, 26(8), 4344-4356. https://doi.org/10.1111/gcb.15109

Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (Semarnat). (2010). Norma Oficial Mexicana NOM-059-SEMARNAT-2010: Protección ambiental-Especies nativas de México de flora y fauna silvestres-Categorías de riesgo y especificaciones para su inclusión, exclusión o cambio-Lista de especies en riesgo. https://www.gob.mx/profepa/documentos/norma-oficial-mexicana-nom-059-semarnat-2010

Sidle, J. G., Johnson, D. H., & Euliss, B. R. (2001). Estimated areal extent of colonies of black-tailed prairie dogs in the Northern Great Plains. Journal of Mammalogy, 82(4), 928-936. https://www.jstor.org/stable/1383471

Theobald, D. M., Kennedy, C., Chen, B., Oakleaf, J., Baruch-Mordo, S., & Kiesecker, J. (2020). Earth transformed: detailed mapping of global human modification from 1990 to 2017. Earth System Science Data, 12(3), 1953-1972. https://doi.org/10.5194/essd-12-1953-2020

Treviño-Villarreal, J., & Grant, W. E. (1998). Geographic range of the endangered Mexican prairie dog (Cynomys mexicanus). Journal of Mammalogy, 79(4), 1273-1287. https://doi.org/10.2307/1383019

Yeaton, R. I., & Flores, J. L. (2006). Patterns of occurrence and abundance in colony complexes of the Mexican prairie dog (Cynomys mexicanus) in productive and unproductive grasslands. Acta Zoológica Mexicana (nueva serie), 22(3), 107-130. https://www.redalyc.org/articulo.oa?id=57522310

Zar, J. H. (1999). Biostatistical analysis (4a ed.). Pearson Education.

Zaragoza-Quintana, E. P., Cotera-Correa, M., Scott-Morales, L. M., Pando-Moreno, M., Estrada-Castillón, A. E., & González-Rodríguez, H. (2022). Salud del ecosistema de pastizal y biomasa en áreas naturales protegidas para el perrito llanero mexicano (Cynomys mexicanus) en Nuevo León, México. Acta Universitaria, 32, 1-19. https://doi.org/10.15174/au.2022.3495

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