Cambio Climático y Fauna Silvestre en la Amazonia Peruana

Cambio Climático y Fauna Silvestre en la Amazonia
Peruana
Impacto de la Sequía e Inundaciones Intensas en la
Reserva Nacional Pacaya Samiria
Por:
Richard E. Bodmer, Tula G. Fang, Pablo E. Puertas, Miguel
Antunez, Kimberlyn Chota y William E. Bodmer
IQUITOS – PERÚ
2013
AGRADECIMIENTO
Expresamos nuestro agradecimiento a los profesionales, bachilleres y estudiantes en las personas
de: Dr. Mike Walkey, Dr. Peter Henderson, Natalie Swan, Malini Pittet, Katy Upton, Andy Bicerra
Canayo, Tony Noriega, Gabriel Mori, Daisy de Fátima Sánchez, Genaro Orellana, Giovanna Del
Aguila, Giancarlo Valdivia, y Segundo Orbe.
La información proporcionada en este reporte no hubiera sido posible sin el apoyo de la Jefatura
de la Reserva Nacional Pacaya-Samiria (RNPS, SERNANP) quien facilitó mediante autorizaciones el
ingreso al área natural protegida en la realización de diferentes expediciones de monitoreo de
fauna silvestre y en la realización de capacitaciones mediante entrenamientos de campo.
Especialmente agradecemos al Blgo. Javier Noriega Murrieta y Blgo. José Grocio Gil.
Al personal de la Jefatura de cuenca del Samiria y guardaparques de la Reserva Nacional Pacaya
Samiria e integrantes de los grupos de manejo de las comunidades locales que también apoyaron
en el desarrollo de las actividades de monitoreo de fauna silvestre, también expresamos nuestra
gratitud.
El presente estudio fue realizado gracias al valioso apoyo y contribución de investigadores de
Wildlife Conservation Society (WCS), Fundación Latinoamericana para el Trópico Amazónico
(FundAmazonia), Instituto DICE de la Universidad de Kent, UK, estudiantes de la Universidad
Científica del Perú (UCP) y de la Universidad Nacional de la Amazonia Peruana (UNAP), voluntarios
del Instituto Earthwatch, voluntarios de Operation Earth y estudiantes de Operation Wallacea, en
la colecta de información durante las actividades de monitoreo de fauna silvestre conducidas en los
diversos tramos de la cuenca del río Samiria en las temporadas de vaciante y creciente.
Por el valioso apoyo logístico proporcionado expresamos nuestro agradecimiento a los tripulantes
que participaron en las diversas expediciones de campo con especial referencia a: Bernabé
Guerrero Meléndez, Wilfredo Silva Murayari, Odilio Ricopa Alves, José Pastor Tuanama Piña, Gimia
Macahuachi, Danis Valera, Juan Huanaquiri, Tedy Yuyarima y Alfredo Ihuaraqui.
Especial agradecimiento a AmazonEco E.I.R.L. quien brindó las facilidades logísticas con las
embarcaciones fluviales “M/F Ayapua”, “M/F Río Amazonas”, M/F Clavero”, “B/F Pithecia” y “B/F
Nutria” en el marco del contrato de servicios suscrito con WCS.
Nuestras disculpas del caso por la omisión involuntaria que podría causar el no mencionar en la
innumerable lista de personas e instituciones que de una u otra manera hicieron posible la
realización de los objetivos propuestos y que son mencionados en el presente documento técnico
como contribución al éxito y funcionalidad de una de la más importante área natural protegida del
país.
ii
RESUMEN
Resultados de las actividades de monitoreo de fauna silvestre realizados en los bosques inundables
de la Reserva Nacional Pacaya-Samiria (RNPS) reportan impactos negativos sobre ciertas especies
luego de haber sufrido la sequía más severa registrada en las últimas décadas y años de
inundaciones intensas.
La cuenca Amazónica está teniendo cambios climáticos muy severos que indudablemente
impactarán las grandes extensiones de bosques tropicales de la tierra. Durante el 2010, el nivel del
río Amazonas tuvo un descenso histórico resultando en una de las sequías más extremas
reportadas en los últimos años. En contraste, el mismo río durante el 2009 registró una de las
crecientes más altas, inundando inmensas extensiones boscosas. Mientras que en el 2012 la
creciente del río registró un récord histórico alcanzado hace 30 años. Cada año, el río Amazonas
está teniendo cambios estacionales durante el periodo de inundación entre los meses de diciembre
a junio y en periodo de vaciante entre julio a noviembre. Lo que preocupa es que los cambios
estacionales se están volviendo más intensos e indudablemente están impactando a la fauna
silvestre y a las poblaciones locales.
Las investigaciones se vienen conduciendo en la Reserva Nacional Pacaya Samiria, cuya extensión
es de aproximadamente 20,000 km² y está comprendida en su mayoría por bosques
estacionalmente inundables. La fauna silvestre en el río Samiria se desenvuelve en un ecosistema
sujeto a grandes fluctuaciones del río que ocurren entre las estaciones de vaciante y creciente. Por
consiguiente, la ecología de la fauna terrestre y acuática está sujeta a los cambios en el nivel del
agua.
Resultados de las investigaciones muestran algunas consecuencias importantes debido a los
registros extremos de vaciante y creciente experimentados en los dos últimos años en la Amazonía.
La variación en el nivel de agua está afectando a los delfines. La sequía del 2010 provocó que
muchos delfines salieran del río Samiria. Es probable que la disminución de tamaño de los peces
estaba afectando a los recursos alimenticios de los delfines, que se reflejó en una disminución de la
abundancia de delfines. En el 2012, tras dos años de máximas crecientes del río, tanto los delfines
como peces mostraron signos de recuperación poblacional.
Las poblaciones de aves de orilla también mostraron el impacto de la sequía. En el 2011, hubo
significativamente menos aves de orilla en la boca del Samiria, tal es así que muchos cormoranes y
garzas fueron avistados buscando peces en el río Marañón y en la sección media del río
Samiria. Parece que el número de alevinos fueron menores y las aves tuvieron que buscar comida
en otras áreas diferentes a las áreas de alimentación habituales durante la estación de vaciante. Al
igual que los delfines, el impacto sobre las poblaciones de peces provocaron la disminución del
número de aves de orilla observados después de la sequía. Mientras que en el 2012, tanto los
delfines, como el número de aves de orilla se recuperaron luego de dos temporadas altas de agua,
lo que reflejó una recuperación de las poblaciones de peces.
Las poblaciones de peces se vieron seriamente afectadas durante la sequía del 2010 y su impacto
se dio durante el 2011. La producción de peces probablemente se redujo sustancialmente durante
la máxima creciente del 2011, ello debido a la mortalidad de los peces adultos ocurridos durante la
sequía del 2010. De hecho, en el 2012 después de dos años consecutivos de crecientes extremas
las poblaciones de peces mostraron una recuperación poblacional.
iii
Los ungulados, roedores y edentados terrestres están siendo afectados por las grandes variaciones
en el nivel del agua. Estas especies habitan en tierra firme y se ven afectadas por las grandes
inundaciones que reducen la disponibilidad de tierra durante la temporada de creciente.
Las especies que dependen de los recursos arbóreos como alimento tales como frutas, hojas,
insectos y otras presas no han sido afectadas por los cambios climáticos en el nivel del
agua. Grupos de la fauna silvestre tales como guacamayos, primates, edentados arbóreos y
carnívoros habitan en ambientes físicos que aún escapan a los efectos de las
inundaciones. También parece que la producción de frutos del bosque no ha sido afectada por las
variaciones en el nivel de agua, y algunos grupos de animales que dependen de frutos aumentaron
sus poblaciones, mientras que otros se mantuvieron estables.
Las poblaciones de caimán blanco han mostrado signos de impacto de los cambios en el nivel del
agua durante la sequía. Sin embargo, las otras especies de caimán no mostraron impactos. Los
recursos alimenticios de los caimanes son muy variados, cuando jóvenes incluyen a los insectos,
peces, mamíferos, reptiles y aves en el estadio de adultos. Los caimanes usan los hábitats
acuáticos y terrestres y pueden cambiar de hábitats durante las variaciones en el nivel de aguas
extremas.
Los indígenas locales Cocama por diversas razones están siendo afectados por las mayores
variaciones en el nivel de agua durante los últimos años. La caza de carne de animales silvestres ha
disminuido sustancialmente con la disminución poblacional de ungulados y roedores, y se ha vuelto
menos sostenible como resultado del cambio climático. Ahora las personas dependen más de los
peces durante la creciente, envés de la carne de monte que era tradicionalmente el período de
caza de animales silvestres. Sin embargo, los peces se vuelven dispersos en los bosques inundados
durante las inundaciones y son más difíciles de capturar que en la época de vaciante, cuando están
restringidos a lagos, canales y ríos. Durante la sequía también los peces se vuelven escasos después
de cierto periodo de tiempo, es así que en el 2011 el tamaño de muchas especies comunes fue más
pequeña, en consecuencia la gente tenía para capturar más pescado para el mismo nivel de
proteína.
Se necesita encontrar estrategias de conservación que ayuden a la gente local a superar los
impactos del uso de sus recursos tradicionales por las condiciones climáticas. La conservación
basada en incentivos es una estrategia que ayuda a las personas locales a superar la declinación en
el uso de los recursos naturales. Las lecciones aprendidas de la conservación comunal en la Reserva
Nacional Pacaya Samiria y de otros sitios están ayudando a formar una estrategia de conservación
más amplia y más robusta para la cuenca Amazónica.
Los impactos del cambio climático son otro reto para la reserva y la gente local que vive en la
zona. Las nuevas amenazas son cada vez más evidentes a partir de las variaciones en el nivel del
agua, tanto en términos de extremas sequías e inundaciones más intensas y consecutivas. Ante
ello, es muy loable que la autoridad de la reserva y la población local están aunando esfuerzos
mediante los trabajos de conservación colaborativos, por cuanto se necesita de este tipo de
colaboración combinada para poder superar la naturaleza física de los impactos del cambio
climático.
iv
SECCION I
INTRODUCION, AREA DE INVESTIGACIONES Y
METODOLOGIA
v
CAPITULO 1
INTRODUCCIÓN
Los bosques de la Amazonía Peruana, están situados al occidente de la cuenca amazónica y poseen
una extraordinaria diversidad de mamíferos, aves, reptiles, anfibios, peces y plantas en el planeta.
Es más, estos bosques son uno de los últimos refugios de las áreas silvestres en el planeta, sin
embargo, esta vasta extensión de bosques solo podrán permanecer conservadas si programas de
conservación son debidamente implementados.
Los principales hallazgos en los últimos 7 años han demostrado el impacto del cambio climático en
las especies de la fauna silvestre en los bosques inundables de la Amazonia
Peruana y la necesidad de realizar acciones de conservación. Resultados obtenidos
continúan mostrando la importancia de incorporar a la gente local en el manejo
comunal de la reserva mediante el uso de recursos sostenibles de los principales
productos de subsistprimatesencia como es el pescado y la carne de monte. Sin
embargo, los resultados han mostrado cómo el cambio climático está impactando
la sostenibilidad en el uso de los recursos para subsistencia. Esto enfatiza la
importancia de involucrar a las comunidades locales en acciones de conservación
basada en incentivos, como un mecanismo para el manejo de los ecosistemas y de
cómo esto podría ayudar a mitigar los impactos del cambio climático en la gente
local mejorando su modo de vida.
La cuenca amazónica está teniendo cambios climáticos muy severos y continuos que
indudablemente vienen afectando los extensos bosques tropicales de la tierra y en el caso de la
Amazonía peruana los impactos del cambio climático en la biodiversidad aún están por evaluarse
más profundamente (Ministerio del Ambiente del Perú, 2010). Cada año el río Amazonas viene
experimentando cambios estacionales entre el período de inundación de diciembre a junio y en el
período de vaciante entre julio a noviembre. Sin embargo, estos cambios estacionales que se dan
con normalidad se están volviendo cada vez más intensos y que en consecuencia están impactando
a la fauna silvestre y a la gente local.
A finales de los años 1990´s y los primeros diez años del siglo 21st los estudios del cambio climático
en la Amazonia se enfocaron en el desmontaje natural de los bosques y su conversión a hábitats de
sabana (Cook & Vizy 2008, Fearnside 2004). Los modelos climáticos pronosticaron que con
temperaturas más cálidas la Amazonia experimentaría una disminución en las lluvias resultando en
grandes riesgos de incendios forestales, y que finalmente las sabanas del Cerrado acabarían
dominando en la Amazonia (Malhi 2008). La deforestación a lo largo de la sección sur aceleraría
estos cambios (Killeen & Solorzano 2008). Las sequías intensas del 2005 y 2010 apoyaron estas
predicciones (Zeng et al. 2008, Asner & Alencar 2010). La preocupación sobre el desmontaje de la
Amazonía es múltiple, puesto que impacta la biodiversidad, modo de vida y reduce el tamaño del
sumidero de carbono en la Amazonia (Betts et al. 2008). En efecto, la cuenca amazónica es el más
grande sumidero de carbono terrestre en la Tierra (Cowling & Shin 2008).
Los modelos de cambio climático más recientes y mejorados muestran un escenario más complejo
de cambio climático en la Amazonia. Modelos que usan el IPCC-AR4 predicen que la parte
occidental de la Cuenca Amazónica en realidad se volverán más húmedas con grandes
inundaciones durante las estaciones de creciente, y que las condiciones extremas se volverán más
frecuentes (Cook et al. 2012, Langerwisch et al. 2012). Estos modelos también predicen que las
1
sequías extremas durante la vaciante ocurrirán, pero con menos probabilidades que con las
inundaciones intensas, (Cook et al. 2012). Por el contrario, estos modelos predicen que la parte sur
de la Amazonia se volverán más secos, pero en menor magnitud que la pronosticada por los
modelos anteriores (Cook et al. 2012).
La evidencia empírica de la Amazonia occidental, donde el proyecto está trabajando, concuerda
con los modelos más recientes. Cada año el rio Amazonas pasa por cambios estacionales entre el
periodo inundable de Diciembre a Junio y el periodo de vaciante entre Julio a Noviembre (Junk et
al. 1989). Sin embargo, estos cambios estacionales se están volviendo cada vez más intensos. En el
2009, el rio Amazonas registró su nivel más alto, inundando grandes áreas de los bosques
amazónicos. En el 2010 los niveles de agua del rio Amazonas registraron su nivel más bajo,
resultando en condiciones de sequía extrema. Más recientemente, en el 2011, los niveles altos de
agua excedieron aquellos del 2009. En el 2012 las inundaciones tuvieron una gran intensidad que
en años anteriores y superaron nuevos registros máximos de niveles altos. La temporada de
vaciante fue también relativamente intensa, pero no excedieron registros anteriores (Figura 1). En
Enero del 2013 el nivel de agua registró una nuevo nivel alto para ese mes, con inundaciones altas
que ocurrieron más anticipado que en años anteriores. Las recientes inundaciones intensas de
forma consecutiva y las sequias intensas ocasionales concuerdan con los modelos IPCC-AR4 (Cook
et al. 2012, Langerwisch et al. 2012). Sin embargo, estos modelos predijeron que los eventos
intensos solamente ocurrirían a finales del siglo 21, cuando en realidad estos hechos ya están
ocurriendo en esta segunda década.
Investigaciones sobre las poblaciones de fauna silvestre están siendo conducidas en la cuenca del
rio Samiria, comprensión de la Reserva Nacional Pacaya Samiria para entender cómo el incremento
en el cambio climático está impactando la ecología, comportamiento y poblaciones de las especies
terrestres y acuáticas. Estudios a largo sobre monitoreo de fauna silvestre están siendo dirigidos a
especies y grupo de especies como delfines de río, primates, peces, caimanes, tortugas de río,
guacamayos, venados, pecaríes, tapires, jaguares, lobos de río, entre otras especies importantes e
indicadoras del cambio climático. El equipo también está trabajando con las comunidades locales
indígenas Cocama y la autoridad de la reserva para ver como los cambios climáticos están
afectando la pesca, caza de fauna silvestre y las estrategias de conservación.
La fauna silvestre del río de Samiria habita en un ecosistema que es manejada por grandes
fluctuaciones estacionales ocurriendo entre estaciones de vaciante y creciente. La ecología de la
fauna silvestre acuática y terrestre gira en torno a esos cambios estacionales en el nivel del agua.
Las condiciones ecológicas de los periodos de inundación largos, por más de 6 meses, son muy
duros para la mayoría de la comunidad de plantas y la comunidad de fauna (Junk y Piedade 1997).
Muchas especies de plantas no pueden soportar los periodos largos de inundación y la diversidad
de plantas en las áreas fuertemente inundadas es más baja que en las restingas ligeramente
inundables o no inundables (De Simone et al. 2002). Igualmente, la fauna silvestre terrestre
(venado, pecaríes, roedores y tapires) deben buscar restingas durante las estaciones de creciente,
lo que incrementa la competición y presiones de los depredadores (Bodmer 1990, Junk y Da Silva
1997). También, la fauna silvestre arbórea está impactada por las inundaciones, puesto que
muchos árboles frutales son bastante estacionales en los bosques inundables, resultando en
estaciones con baja producción de frutos (Ayres 1986).
La fauna silvestre acuática es igualmente afectada por los periodos de inundación largos. Durante
los periodos inundables los peces entran al interior de los bosques y se alimentan de la abundante
producción animal y vegetal, especialmente de la abundancia de frutos, invertebrados y otros
organismos vivientes atrapados en las inundaciones anuales (Junk et al. 1997). En efecto, muchas
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especies de árboles fructifican durante esta estación y dependen de las especies de peces como su
mecanismo principal para dispersar sus semillas (Goulding 1980). Durante los periodos inundables
muchas poblaciones de peces se reproducen en los bosques inundables (Ortega & Hidalgo 2008).
Otras especies de la fauna acuática tienen un tiempo más difícil durante la época inundable como
los delfines, lobos de rio, y otros depredadores de peces, puesto que sus presas están más
ampliamente distribuidas a lo largo y ancho de los bosques inundables. Cuando las aguas
retroceden durante los meses de vaciante, las poblaciones de peces se concentran y se quedan
reducidas en los lagos, ríos y caños, en consecuencia se incrementa la competición y depredación.
Durante este periodo muchas poblaciones de peces migran desde los ríos pequeños hacia los ríos
grandes (Granado-Lorencio et al. 2007). Los delfines, aves de orilla, y otros depredadores de peces
tienen una abundancia de presas durante la estación de vaciante y aún siguen las migraciones de
peces que bajan por los ríos y canales.
La gente que vive en los bosques inundables también se ha adaptado a los cambios estacionales en
el uso de recursos naturales y en su agricultura (Goulding et al. 1996). Durante la estación de
creciente, la pesca es más difícil, puesto que los peces se dispersan por todos los bosques
inundables. Sin embargo, durante este periodo la caza se vuelve más fácil porque las especies
grandes de caza, como el venado pecaríes y tapir ese quedan atrapados en las restingas (Bodmer et
al. 1998). Por el contrario, durante le estación de vaciante, las especies de caza se vuelven más
difíciles de cazar porque se mueven a lo largo y ancho de los bosques, y los peces se vuelven más
fáciles de capturar porque se quedan atrapados en cuerpos de agua reducidos de lagos, canales y
ríos (Tejerina-Garro et al. 1998). La gente local indígena de los bosques inundables altera su pesca y
caza de acuerdo a las estaciones, poniendo más énfasis en la caza durante la creciente y en la pesca
durante la estación de vaciante (Bodmer et al. 1998).
Los ciclos normales en los bosques amazónicos están ahora perturbados por eventos de inundación
extrema y sequía en años recientes. Los bosques inundables son particularmente importantes para
entender el impacto del cambio climático en la Amazonia, puesto que la fauna acuática y terrestre
se cruzan entre la estación de vaciante y creciente, lo que hace de estos hábitats más sensitivos a
las grandes variaciones estacionales (Hamilton et al. 2002). El cambio en el nivel del agua es una
medida robusta de la fluctuación climática, porque las variaciones son semanales o mensuales
conforme las aguas aumentan o retroceden. Esto es diferente a factores ambientales como
temperatura y lluvia, porque las drásticas fluctuaciones diarias podrían resultar con mayor
desviación estándar (Wittmann et al. 2004).
Los resultados de las actividades de monitoreo muestran algunas consecuencias importantes de las
variaciones extremas en los niveles del agua que han estado ocurriendo en los últimos años. El
mismo, como aporte a la estrategia regional de cambio climático del Gobierno Regional de Loreto
(GOREL, 2011), en lo relacionado a la implementación de la línea de acción sobre difusión del
conocimiento y la información nacional y regional sobre el cambio climático en los aspectos de
vulnerabilidad, adaptación y mitigación. Así como el de aportar en el establecimiento de una línea
base de investigación y tecnología sugerida por el Ministerio del Ambiente del Perú (2010),
conducidos en escenarios de cambio climático y de impactos en sectores, ecosistemas y
poblaciones prioritarias. Para este fin, se está utilizando un conjunto de especies clave de fauna
silvestre para evaluar las estrategias de conservación y el impacto del cambio climático sobre las
especies y las poblaciones locales de la cuenca del río Samiria, en la Reserva Nacional PacayaSamiria. Las especies o grupo de especies son las siguientes:
1) Los delfines de río fueron utilizados como especies indicadoras del impacto del cambio climático
sobre los sistemas acuáticos.
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2) Los guacamayos fueron utilizados como indicadores del impacto del cambio climático en la
producción arbórea de frutos del bosque.
3) Las aves de orilla fueron utilizados como indicador de la producción de peces.
4) Las poblaciones de primates fueron monitoreadas para determinar el impacto del cambio climático
sobre los mamíferos arborícolas.
5) Los ungulados y roedores son importantes especies de carne de monte y se utilizaron para
examinar como el cambio climático está afectando a la sostenibilidad del recurso.
6) Los carnívoros y el lobo de río fueron monitoreados para evaluar la recuperación de especies
vulnerables bajo las condiciones del cambio climático.
7) Las poblaciones de aves de caza fueron monitoreadas para determinar su estado de conservación y
el impacto del cambio climático.
8) Las poblaciones de caimanes fueron monitoreadas para evaluar la recuperación de las poblaciones
de caimán negro y el impacto del cambio climático.
9) La abundancia y estructura de edades de los peces fueron monitoreadas para determinar el
impacto del cambio climático sobre las poblaciones de peces y las pesquerías locales.
Objetivos del Monitoreo de Fauna Silvestre
La investigación está usando un conjunto de especies clave para evaluar el impacto del cambio
climático que está teniendo sobre la fauna silvestre en la cuenca del río Samiria, en la Reserva
Nacional Pacaya Samiria. Entre los objetivos se tuvo lo siguiente:
1) Evaluar el estado poblacional actual y las tendencias poblacionales en el tiempo de aquellas
especies indicadoras de hábitats las cuales incluyen a guacamayos, delfines, aves acuáticas, aves de
sotobosque y anfibios. Los guacamayos y aves de sotobosque se usaron como indicadores del
sistema terrestre mediante la evaluación de los cambios en el número de especies y la
composición. Los delfines, aves acuáticas y anfibios se usaron como indicadores de especies de
sistemas acuáticos y terrestres.
2) Monitorear las poblaciones de especies usadas en la alimentación por las poblaciones humanas
como mamíferos terrestres y arborícolas, aves de caza, peces, y caimanes. Esas especies con el
propósito de conocer como el impacto del cambio climático afectará el nivel de uso de esos
recursos a la población local que son en su mayoría de la etnia Cocama Cocamilla.
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CAPITULO 2
ÁREA DE INVESTIGACIONES: RÍO SAMIRIA – RESERVA
NACIONAL PACAYA SAMIRIA
La Reserva Nacional Pacaya Samiria tiene más de 2’080,000 ha y está ubicada en el Departamento
de Loreto, Perú. La reserva está dominada por bosque inundado de agua blanca, conocido en la
Amazonía como bosques de várzea o bajial. La Reserva Nacional Pacaya Samiria está situada entre
la confluencia de los dos más grandes tributarios de la Amazonia en el Perú: el Ucayali y el
Marañón, la unión de estos dos grandes ríos forman el río Amazonas. Los ríos Ucayali y Marañón
durante milenios dejaron muchos meandros abandonados en el Pacaya y Samiria y una gran
abundancia de lagos, canales, restingas, entre otras características geológicas.
La Reserva Nacional Pacaya Samiria comprende dos grandes drenajes: la cuenca del río Pacaya y la
cuenca del río Samiria, es ésta última la que tiene una característica geológica y ecológica más
grande de la reserva. Es decir, tanto los ríos Pacaya y Samiria son actualmente canales antiguos, así,
se tiene que la cabecera del río Samiria se originó principalmente de los cambios de curso del río
Marañón y que posteriormente drenó hacia el mismo río. Similarmente, el río Pacaya se originó de
las aguas del río Ucayali, el cual drena hasta su desembocadura.
Los principales tipos de hábitats de la Amazonia peruana son el resultado de cambios geológicos a
gran escala que ocurrieron durante los periodos terciario y cuaternario. La cuenca del río Samiria
está situada en la capa del lago Pevas, que se formó después de la elevación de los Andes. Cuando
el lago Pevas drenó, este dejó una depresión geológica en la Amazonía occidental, la cual se
caracteriza en la actualidad por tener suelos aluviales suaves.
La fauna silvestre del río Samiria vive en un ecosistema que se caracteriza por las grandes
fluctuaciones estacionales que ocurren entre las estaciones de creciente y vaciante del río, por este
motivo la ecología de la fauna terrestre y acuática gira entorno a estos cambios estaciónales del
nivel del agua.
Las grandes inundaciones estacionales que ocurren anualmente en esta inmensa planicie inundable
de los ríos Pacaya y Samiria son el resultado de las lluvias en los Andes. Durante los meses de
octubre y mayo, las precipitaciones ocasionan fuertes lluvias al este de los Andes el cual recorre
hacia el lado occidental de la cuenca Amazónica. El resultado es una inundación a gran escala de los
mayores ríos situados en el antiguo lago Pevas conocida como creciente. En contraste, entre los
meses de junio y setiembre, la precipitación decrece y las lluvias al este de los andes disminuye,
resultando en una época seca en el lado occidental de la Amazonía conocida como estación de
vaciante.
Los suelos del bosque inundable en la Reserva Nacional Pacaya Samiria son muy ricos en nutrientes
debido a las aguas blancas de los ríos Ucayali y Marañón las cuales fluyen y depositan sedimentos
durante el periodo de creciente. El río Samiria se caracteriza por tener un color negruzco durante la
época de creciente, esto como resultado de la entrada de las aguas blancas del Marañón hacia el
bosque inundable, donde se depositan los sedimentos por el flujo lento de la corriente en el
bosque, y es cuando el agua recoge los taninos de las hojarascas que se encuentran depositadas en
el suelo.
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Cambio Climático y Nivel de los Ríos
El cambio en el nivel del agua es una medida robusta de la fluctuación climática, porque las
variaciones son semanales o mensuales, por cuanto las aguas aumentan o disminuyen. Por esta
razón el proyecto está usando el nivel del agua como la variable para realizar correlaciones.
También, el nivel de agua es una variable extrínseca que tiene un impacto directo en la fauna
silvestre durante las inundaciones y sequias intensas. En consecuencia, las grandes fluctuaciones
diarias pueden resultar en grandes variaciones de impacto, a diferencia de factores como la
temperatura y lluvia.
Para las correlaciones en el nivel de las aguas se están usando datos del SENAMHI y de la Capitanía
del Puerto de la ciudad de Iquitos. La física de la corriente de agua en la selva baja dentro de la
formación geológica del Lago Pevas muestra que la correlación está válida y que los sitos de
colección de datos del SENAMHI y la Capitanía del Puerto son similares al nivel de agua dentro del
rio Samiria, comprensión de la Reserva Nacional Pacaya Samiria. El cálculo se realizó usando células
de análisis 0.5º x 0.5º, una tasa de corriente <3º, y una pendiente de <1.5º. Los resultados
demuestran una similitud de 97%. Estos resultados confirman que los datos del nivel de las aguas
colectado por el SENAMHI y la Capitanía de Puerto de Iquitos son una medida apropiada para las
correlaciones del Río Samiria a fin de ser usadas para el nivel de agua.
Cada año el rio Amazonas pasa por cambios estacionales entre el periodo inundable de Diciembre a
Junio y en el periodo de vaciante entre Julio a Noviembre (Junk et al. 1989). Sin embargo, estos
cambios estacionales se están volviendo cada vez más intensos. Entre el 2006 y 2008 el nivel del rio
y los cambios estacionales fueron normales y no había evidencia de variaciones intensas. Estos
años son considerados como promedios normales.
Entre el 2009 y 2012 los cambios estacionales fueron muy intensos con variaciones muy grandes.
Estos años muestran los cambios climáticos de acuerdo con los últimos modelos de IPCC-AR4. En el
2009, el rio Amazonas registró un nivel muy alto, inundando grandes áreas de los bosques
amazónicos. En el 2010, los niveles de agua del rio Amazonas registraron su nivel más bajo,
resultando en condiciones de sequía extrema. Más recientemente, en el 2011, la máxima creciente
del río excedió a lo obtenido durante el 2009. En el 2012 las inundaciones tuvieron una mayor
magnitud que en años anteriores y superaron los máximos registros de las crecientes. La
temporada de vaciante fue también relativamente intensa, pero no excedieron a los registros de
anteriores años (Figura 1).
En los análisis de impacto de cambio climático sobre la fauna silvestre del río Samiria. En términos
de la intensidad de las variaciones estacionales, los años son considerados en las siguientes
categorías:
2006: año normal
2007: año normal
2008: año normal
2009: año con inundación intensa
2010: año con sequía intensa
2011: año con inundación intensa
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2012: año con inundación intensa
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Figura 1. Nivel diario del agua en metros sobre el nivel de mar (m.s.n.m.) entre el 2006 y 2012 (en línea rojo)
con los máximos y mínimos registros históricos (en línea negra). Cada año está siendo mostrada por separado
en cada gráfico.
Área de Investigaciones
Las actividades de monitoreo se realizaron en diversos tramos de la cuenca del Río Samiria,
comprensión de la Reserva Nacional Pacaya-Samiria (Figura 2). Los mismos conducidos de enero a
diciembre entre el 2006 al 2012, coincidente con las temporadas de vaciante y creciente del río
Samiria. Estos tramos comprendieron los siguientes puntos de muestreo: 1) tramo de Bolívar o de
cuenca baja, entre la zona de influencia del puesto de vigilancia 1 - PV1, que son la Tipishca de
Bolívar, el Canal de Bolívar, el Canal de San Martín de Tipishca, el Canal de Leoncio Prado, 2) tramo
del puesto de vigilancia 2 - Tacshacocha, en la cuenca media, entre las inmediaciones de Atún
Cocha, Canal de Atún Cocha y propiamente en el río Samiria, 3) tramo de Wishto Cocha, cuenca
media, entre las inmediaciones de Wishto Cocha y la Quebrada Wishto, 4) tramo del puesto de
vigilancia 3 - Ungurahui, entre las inmediaciones de la Cocha, en la cuenca alta del río Samiria. Las
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actividades de monitoreo fueron realizadas para determinar el impacto de la caza en las siguientes
zonas: cuenca baja, media y alta.
Información en detalle sobre la vegetación y tipos de hábitat en el río Samiria son descritos por
INRENA (2000), SERNANP (2009), Aquino et al. (2001) y Bodmer et al. (2005, 2006).
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Cuenca baja
Cuenca media
Cuenca alta
LORETO
Figura 2. Mapa de la cuenca del río Samiria mostrando las zonas de muestreo.
Características generales de los lugares de muestreo
Boca del Río Samiria - Curso Inferior
Comprendieron los bosques de llanura y restinga baja, en la cual el bosque de llanura después del
chavascal fue el de mayor extensión y estuvo dominado por Eschweilera spp., Clarisia sp., y Bactris
sp., entre otras especies importantes. Las restingas bajas estuvieron dispuestas como franjas
angostas de 30 m hasta 3 km de longitud entre diferentes tipos de áreas como canales, aguajales y
chavascales. Las restingas altas estuvieron pobladas por árboles de 25 a 30 m de alto con
predominancia de Scheelea cephalotes, Hura crepitans y Spondias mombin, entre otras especies. El
sotobosque fue más o menos tupida en donde se observaron ciclantáceas, musáceas y
singiberaceas. En los alrededores de la comunidad de Bolívar se observaron una mezcla de bosque
primario y secundario, este último como consecuencia de las actividades agrícolas. El bosque
primario tuvo huellas de una fuerte alteración producto de la tala indiscriminada en años
anteriores de Mauritia flexuosa y de Euterpe precatoria para la obtención de los frutos y de
palmito, respectivamente. Actualmente los aguajales están dominados por árboles machos por lo
tanto son improductivos (Aquino et al. 2001, Figura 3).
Figura 3. Cuenca baja o zona de caza intensa del río Samiria mostrando las unidades fisiográficas.
Tacsha Cocha – Curso Medio
En esta zona el bosque de llanura tuvo árboles que alcanzaron alturas entre 25 a 30 m, con
algunos emergentes que superaron los 35 m como el caso de Chorisia insignis. Entre las plantas
dominantes estuvieron Euterpe precatoria, Bactris sp., Eschweilera spp., y Scheelea cephalotes
(Figura 3). Las restingas bajas fueron franjas ubicadas entre aguajales y chavascales y tuvieron
entre 30 a 100 m de ancho y 2.0 a 3.0 km de longitud. El sotobosque fue cerrado y se observaron
plantas pertenecientes a las familias Musaceae, Singiberaceae y Cyclantaceae, entre otras
especies. Entre las plantas dominantes se tuvo a Scheelea cephalotes, Hura crepitans y Spondias
mombin. Los yarinales, dominados por Phytelephas sp., no estuvieron sujetos a las inundaciones
temporales, por lo tanto sirvieron de refugio a los animales terrestres durante el período de
creciente. Los bosques típicamente primarios presentaron moderada alteración por la tala ilegal
sistemática de árboles maderables, mientras que los aguajales estuvieron mejor conservados
(Aquino et al. 2001, Figura 4).
Wishto Yanayacu – Curso Medio
La quebrada Wishto Yanayacu es afluente izquierdo del río Samiria (Figura 3). Se observaron
bosques de llanura, restinga alta, restinga baja y yarinal. El bosque de llanura fue más extenso que
los demás hábitats y estuvo poblado por árboles entre 20 a 25 m, aunque algunos superaron los
30 m. El sotobosques fue cerrado y la vegetación mayormente estuvo representado por Scheelea
cephalotes, Bactris sp, Chorisia insignis, Rheedia sp., y Eschweilera sp. Las restingas altas de la
margen izquierda de la quebrada tuvieron fajas de unos 60 a 100 m de ancho y de 0.5 a 1.0 km de
longitud. Esta formación vegetal se inundó superficialmente en crecientes grandes. Los árboles en
el bosque de restinga fueron grandes con alturas fluctuantes entre 25 a 30 m con algunos
emergentes arriba de los 35 m. Las especies de plantas más resaltantes fueron Achras zapote,
Ficus sp, y Astrocaryum sp. Las restingas bajas se encontraron en ambas márgenes de la quebrada,
y el ancho fluctuó entre 30 a 150 m y las longitudes entre 3.0 a 5.0 km. Estas restingas bajas
estuvieron dominadas por Scheelea cephalotes, Grias peruviana, Spondias mombin y Hura
crepitans. Los yarinales estuvieron más presentes a la margen izquierda de las quebradas detrás
de las restingas bajas en fajas angostas y cortas, dominado por Phytelephas sp. Los yarinales no
parecieron estar sujetos a las inundaciones temporales en temporada de creciente, por lo que
constituyó un buen refugio para los animales terrestres (Aquino et al. 2001, Figura 4).
Figura 4. Cuenca media o zona de caza moderada del río Samiria mostrando las unidades
fisiográficas.
Ungurahui – Curso Superior
Esta zona del río Samiria presentó bosques de llanura, restinga alta, restinga baja y yarinal. Los
bosques de llanura en ambas márgenes tuvieron árboles que oscilaron entre 20 a 25 m, excepto
algunos emergentes que estuvieron por arriba de los 30 m. El sotobosque es abierto y hubieron
plantas dominantes como Clarisia biflora, Chorisia insignis, Euterpe precatoria y Bactris sp. Las
restingas altas fueron escasas, cuyo ancho no superaron los 60 m y la longitud fue entre 0.5 a 1.0
km. Los árboles superaron los 30 m, el sotobosque estuvo poblado por especies de las familias
Cyclantaceae, Musaceae y Singiberaceae. Entre las especies se encontraron Grias peruviana,
Astrocaryum sp., y Scheelea cephalotes, entre otras especies. Las restingas bajas fueron mucho
más extensas que las restingas altas y estuvieron dispuestas en fajas entre los aguajales. Las
especies de plantas más dominantes fueron Scheelea cephalotes, Hura crepitans, Brosimun sp., y
Ficus sp., entre otras especies. Los yarinales dispuestos a la margen izquierda del Samiria fueron
más o menos extensos y poblados por Phytelephas sp. Este tipo de bosque en el Samiria casi nunca
fue inundado por lo que sirvió de refugio a los animales terrestres durante el período de máximas
crecientes (Aquino et al. 2001, Figura 5).
Pithecia – Curso Superior
Esta zona estuvo comprendida por bosques de restinga alta, restinga baja, aguajal y yarinal. Las
restingas altas de ambas márgenes del río estuvieron dispuestos en fajas mucho más extensas, con
ancho de 300 m y longitudes entre 3.0 y 4.0 km. Estas restingas tuvieron árboles entre 25 a 30 m,
con algunos emergentes de 35 m; el sotobosque fue abierto con predominancia de Achras zapote,
Astrocaryum sp. y Hevea sp, entre otras especies. Las restingas bajas se encontraron entre los
aguajales y las restingas altas. Las especies de plantas dominantes en restingas bajas fueron
Scheelea cephalotes, Hura crepitans, Spondias mombin y Brosimun sp. Los pequeños aguajales
estuvieron conformados por Mauritia flexuosa, Euterpe precatoria y Virola sp. Los yarinales fueron
áreas pequeñas y se encontraron en ambas márgenes del Samiria y estuvieron poblados casi
exclusivamente por Phytelephas sp., y bejucos. Estas áreas no estuvieron sujetas a las
inundaciones temporales, por lo que constituyeron refugios para los mamíferos terrestres en
temporada de creciente (Figura 5).
Figura 5. Cuenca alta o zona de caza ligera del río Samiria mostrando las unidades fisiográficas.
CAPITULO 3
MÉTODOS DE MONITOREO DE LA FAUNA SILVESTRE
El monitoreo de fauna silvestre es una parte esencial de la conservación de la biodiversidad y es
necesario para evaluar los proyectos de conservación, programas, estrategias, normas, leyes y
convenciones. Sin el monitoreo no es posible determinar si las acciones de conservación están
funcionando y descubrir nuevas direcciones.
El objetivo general de este proyecto es monitorear las especies clave de la fauna silvestre en la
Amazonia peruana que puede ser usado para realzar el estilo de vida mediante el uso sostenible,
estrategias y normas para los impactos del cambio climático, gestión de manejo de áreas
protegidas, estrategias de conservación usando incentivos, materiales de capacitación y normas
de manejo de fauna silvestre de CAN y CITES-Perú.
Una matriz de atributos de especies está siendo usada para determinar que grupos de especies
deben ser monitoreadas. Esta matriz incluye tres principales componentes paisajísticos: 1)
acuático, 2) terrestre y 3) arbóreo. Estos componentes son indicadores de ecosistemas y el uso de
las especies por humanos. Hay seis grupos de especies que resultan de la matriz que son: 1)
indicadores del ecosistema acuático, 2) indicadores de ecosistemas terrestres, 3) indicadores de
ecosistemas arbóreos, 4) indicadores de usos de recursos acuáticos, 5) indicadores de usos de
recursos terrestres, y 6) indicadores de usos de recursos arbóreos.
Se usaron diferentes métodos para el monitoreo de cada grupo de especies, asimismo cada grupo
de especies tuvo diferente esfuerzo de muestreo, los cuales se muestran en la Tabla 1.
Tabla 1. Esfuerzo de muestreo en los diferentes años y grupos de especies claves en la cuenca del Samiria.
Actividad
Años de monitoreo
2008
2009
2010
2006
2007
540
820.87
1068.65
2011
2012
1826.96
1135.9
704.1
Censo terrestre (km)
Censo de delfines (km
Censo de caimanes (km)
217
259.47
442.15
950.1
1318.66
1958.91
1487.86
189.23
124.62
252.8
742.82
1109.197
833.83
600.57
Conteo de guacamayos (puntos)
331
622
383
1046
1753
1498
1154
Pesca (horas)
Censo de aves acuáticas (km)
307
175.3
135.45
290.31
508.98
494.19
397.98
24.72
15
180.50
404.68
281.58
551.85
380.658
1171.7
Especies indicadoras de hábitats acuáticos
Censo de delfines
Los censos de delfines se realizaron en diferentes cuerpos de agua como el que se muestra en la
Figura 5. Se recorrieron 5 km diarios desde las 9:00 hasta las 13:00 h a lo largo del centro del río
usando un bote. La información colectada incluyó lo siguiente: especie, tamaño de grupo,
composición de grupo, comportamiento (viajando, pescando, jugando), hora y cualquier otra
información adicional relevante.
Los datos fueron analizados usando la anchura fija:
D
N
2 AL
Donde:
D= Densidad
N= Número de individuos
A= Anchura del rio
L= Distancia recorrida
2= Número de márgenes muestreados
Se realizaron evaluaciones acuáticas para censar delfines. Se usó un GPS para determinar la
longitud del recorrido en cada censo acuático. Las evaluaciones duraron entre 3 y 4 horas
dependiendo de la corriente del agua del río.
Un bote motorizado fue usado para realizar el censo de delfines. Se tomaron datos de los delfines
cuando emergieron a la superficie por aire, nadaban con sus cabezas fuera del agua, asoleándose
ó simplemente moviéndose justo debajo de la superficie del agua. Se tomó mucho cuidado en no
realizar conteos dobles de los delfines avistados. También se registró información del
comportamiento y actividades de los delfines y de la estructura de edad en los estadios: juvenil,
sub adulto y adulto de cada delfín avistado. Para cada transecto se registró las condiciones
climáticas, hora de inicio y hora de término del censo.
Foto 1. Desplazamiento de grupo familiar de delfín rosado.
Censo de guacamayos
Los censos de guacamayos se llevaron a cabo en diferentes tramos del río Samiria: cuenca baja,
cuenca media y cuenca alta. Se usó el conteo por puntos, siguiendo la metodología sugerida por
Wunderley (1994) y Hostetler (2001). Los censos tuvieron entre ocho y nueve puntos, cada punto
estuvo separado por una distancia aproximada de 500 metros, el cual fue medido con un equipo
GPS.
Se permaneció por un espacio de 15 minutos en cada punto de muestreo, los censos fueron
llevados a cabo dos veces al día, en la mañana (5:30-9:00h) y en la tarde (16:00-18:00h). Los datos
de abundancia fueron calculados en cada zona de muestreo, sumando el número total de
avistamientos y dividiendo entre el número de puntos. De esta manera, la abundancia de
guacamayos fue expresada como el número de individuos por puntos.
Foto 2. Pareja de guacamayo rojo (Ara macao) perchando.
Censo de aves acuáticas
Para el censo de aves acuáticas se usó un bote pequeño de 4 metros de eslora con un motor fuera
de borda (Figura 7). Los censos fueron realizados mediante recorridos en ambas márgenes del río
Samiria, así como en una isla de aproximadamente 3 kilómetros de longitud en la desembocadura
del Samiria (cuenca baja). El conteo consistió en observar y registrar cada especie de ave acuática.
El registro fue contrastado con el conteo efectuado por los participantes en el censo. En caso de
aves gregarias como Ardea alba y Phalacrocorax brasilianus el censo consistió en realizar
estimados de grupos de 10 individuos hasta abarcar el total de la población observada. La
información colectada permitió analizar la abundancia y algunos aspectos relacionados con la
ecología de la especie. El análisis de estas aves se realizó usando el índice de abundancia relativa,
mientras que el cálculo consistió en sumar el número de individuos de cada especie que fue
dividida entre el recorrido total en km.
Foto 3. Cormoranes y garzas blancas.
Especies indicadoras de hábitats terrestres
Mamíferos terrestres, arbóreos y aves de caza
Para la realización de censos de mamíferos y aves de caza se recorrieron transectos lineales. Estos
transectos fueron previamente abiertos y en algunos casos se utilizaron los existentes. Los censos
consistieron en caminar por varios transectos entre 2 a 5 km de longitud, en muchos casos los
censos fueron repetidos. Cuando un individuo fue detectado, se anotó el día, lugar, especie,
número de individuos, distancia perpendicular del primer animal avistado, hábitat, hora, distancia
recorrida, nombre del transecto, localidad y clima.
Los datos de censo fueron analizados utilizando el software DISTANCE (Thomas et al. 2002, 2005,
2009; Buckland et al. 2004). Este programa está especializado en el cálculo de la densidad
individual o grupal, dependiendo de la especie a analizar y necesita de por lo menos 40
avistamientos, aunque actualmente se conoce que depende en mayor grado de la distribución de
los avistamientos con respecto a la línea del transecto, por lo tanto se intentó hasta con menos de
20 avistamientos. Cuando los resultados con el software DISTANCE no fueron confiables, es decir,
cuando se tuvo un CV >40 y un X2<0.05, la información fue analizada mediante el método del
ancho fijo. Las actividades censales fueron realizadas en las inmediaciones de la cuenca baja,
media y alta del río Samiria.
El método Distance asume, que todos los animales que están en el centro de la línea de transecto
(0 m distancia perpendicular) serán observados. La técnica estuvo basada en la noción que los
observadores no miraron todos los animales que estuviesen fuera de la línea del centro y la
probabilidad de avistamiento de un animal dependió de la distancia del animal al centro de la
línea. Los animales más cerca de la línea tuvieron mayor probabilidad de ser visto que los animales
que estuvieron lejos de la línea. Se registró la distancia perpendicular de los animales solitarios y el
primer avistamiento del primer individuo en animales grupales (Buckland et al. 1993). La
estimación DISTANCE calculó los animales que no pudieron ser vistos e incluyó a esos animales en
el estimado de densidad.
El método se basó en las medidas de las distancias perpendiculares de los animales antes que se
movieran como consecuencia del avistamiento del observador. Esto significó que los observadores
tuvieron que ver al animal antes que ellos vieran al observador. Esto también significó, que los
observadores debieron de medir la distancia perpendicular del primer avistamiento. Si los
animales se movieron debido al observador entonces el estimado se consideró sesgado. Con el
programa DISTANCE, los transectos no necesariamente tuvieron que ser rectos, pero las distancias
perpendiculares tuvieron que ser medidos en el ángulo correcto a la línea del centro de la trocha.
La distancia perpendicular fue medida directamente desde el punto del primer avistamiento
(Buckland et al. 1993).
El equipo usado para los transectos lineales incluyeron: un mapa del área, brújula, hojas de colecta
de datos, lápices y binoculares. Los transectos no fueron ubicados con algún conocimiento previo
de la distribución de los animales. Los censos fueron realizados por pequeños grupos de
observadores conformados por tres o cuatro personas. Los transectos fueron caminados
lentamente (500-1000 m/h) entre las 7 y 15 h.
Foto 4. Recorrido a pie durante los censos por transecto.
Cámaras trampa
El objetivo fue evaluar la riqueza de especies de mamíferos terrestres grandes y medianos, así
como de aves de caza, utilizando tecnología de cámaras trampa, así como evaluar su eficacia de
esta técnica.
En los estudios de transectos a menudo no se registraron las especies cinegéticas, es por ello que
mediante el uso de cámaras trampa se pretendió proporcionar de una base de datos más precisa
de las especies presentes en las áreas de muestreo.
La metodología resultó muy útil para el muestreo de carnívoros, animales conspicuos y con mayor
actividad durante la noche y que resulta muy difícil de lograr detectarlos en el terreno.
Durante las actividades de monitoreo fueron utilizadas un conjunto de 40 cámaras trampa. Las
cámaras trampa usadas fueron del sistema PIRPIC04 desarrollada por el Centro de Diseño
Electrónico y Tecnológico (CDET) del Instituto Indio de Ciencias. Las cámaras trampa usaron un
sistema de detección de movilidad infrarrojo pasivo (IRP) y un circuito con microcontrolador a un
disparador de una cámara digital de 2 megapíxeles (Figura 10).
El circuito de detección de motilidad IRP reaccionó al calor emitido por el cuerpo de los animales
que pasaron al frente de la cámara trampa. La sensibilidad fue ajustada hasta capturar imágenes
de animales pequeños a una distancia de 10 metros. Sin embargo, en la noche, el flash tuvo un
límite de hasta 6 metros para una buena foto. Las cámaras tuvieron un periodo de latencia
(demora entre la detección de motilidad y activación del disparador) menor a un segundo, además
tuvieron la capacidad de capturar imágenes de animales con una demora mínima de 5 segundos
entre eventos. Estas cámaras trampa, en su diseño original pudieron operar durante 7 días con la
energía de 4 baterías. En vista de los problemas logísticos de recarga de baterías, todos los
sistemas fueron modificados para operar a 4 semanas sin tener que recargar las baterías de la
cámara.
Las evaluaciones requirieron óptimas ubicaciones para la instalación de las cámaras para asegurar
el éxito de la tasa de captura de imágenes. Las señales importantes fueron: huellas, rasguños en el
suelo y sobre troncos lo cual usualmente indican territorialidad (Figura 11). Otras señales
incluyeron huellas de herbívoros, madrigueras de armadillos y otras especies. Cada vez que se
registró una señal de una especie esta fue georeferenciada. Estos puntos fueron considerados
como estaciones potenciales para las cámaras trampa teniendo en consideración la distancia del
transecto y la distancia entre estaciones y el éxito de captura de imágenes.
La mayoría de cámaras trampa fueron establecidas como doble estación mientras algunas
tuvieron solo una cámara. La ventaja de tener una única estación de trampeo fue que un área más
grande pudo ser cubierta, sin embargo, en el caso que un felino u otras especies fueron
identificados individualmente, las cámaras dobles fueron favorables en el estimado poblacional
usando el método de marca y recaptura (Karanth, 1995).
Foto 5. Colocación de trampa cámara cercana a huellas de animales.
Evaluación de peces
Los censos fueron realizados en diferentes cuerpos de agua. Durante la evaluación poblacional de
peces se usaron redes de hilo nylon de color verde de 3.5” los cuales fueron instalados en lagos,
canales y se usaron redes blancas en diferentes tramos del río. Esta actividad se desarrolló por las
mañanas entre las 09:00 y 13:00 horas (Figura 12).
Los puntos de pesca fueron localizados en las orillas con vegetación acuática o con arbustos,
aunque los meandros fueron las áreas más preferidas. Cada individuo capturado fue identificado,
medido y pesado. La captura por unidad de esfuerzo (CPUE) fue calculada mediante la división del
número de individuos por especies capturada sobre el esfuerzo empleado en cada zona de pesca.
Los hábitats y los índices de diversidad fueron comparados. El método de CPUE fue un buen
indicador en el tiempo para los niveles de abundancia, densidad y presión de pesca en una zona
dada (Queiroz 2000). El análisis de longitud de frecuencias ayudó a predecir el impacto biológico
de la pesquería. Una cosecha enfocada a juveniles causaría gran impacto así como una cosecha de
adultos en época reproductiva.
Para estimar la diversidad, se utilizó el índice de diversidad de Shannon (H’). Para medir el grado
de dominancia se utilizó el índice de Dominancia de Simpson y para estimar el número máximo de
especies se usaron estimadores como el método no paramétrico de Chao2, Jacknife 1 y 2 y
Bootstrap (Magurran 2004), de esta forma se determinó el porcentaje de especies encontradas
durante el tiempo del monitoreo y cuantas especies faltaron registrar (Hammer et al, 2001).
Foto 6. Morfometria durante la actividad de pesca.
Censo de caimanes
El monitoreo de caimanes se desarrolló principalmente mediante censos por conteo visual y
captura. Los censos se efectuaron durante las noches, recorriendo por ambas márgenes del río,
registrándose datos como la especie, tamaño del individuo, hábitat, hora, clima y microhábitat
(Figura 6).
Foto 7. Observación de caimán dirin dirin (Paleosuchus trigonatus)
durante los censos nocturnos.
Figura 6. Esquema de los microhabitats usados por los caimanes en temporada de vaciante y creciente del
río Samiria.
Los censos de caimanes se realizaron desde una embarcación liviana con la ayuda de un faro para
reflectar el brillo incandescente de los ojos. Una vez avistado el caimán se trató de acercar lo más
próximo posible hasta identificar correctamente la especie. El censo se realizó con el
acompañamiento de un número máximo de 6 personas entre guías de campo y voluntarios entre
las 20:30 y 24:00 horas, haciendo recorridos que comprendieron en promedio 5 km de orilla.
Para la captura de los caimanes se emplearon dos técnicas: un primer método, el del lazo, que se
construyó con una vara o palo de 2.5 m ligeramente gruesa de aproximadamente 5 cm. de
diámetro, en el cual se hizo correr un cable de acero Nº 1.6 a través de una hilera de 4 argollas en
la parte lateral del palo. Se dispuso un lazo en el extremo anterior de la vara, por la cual se hizo
ingresar la cabeza del caimán para luego jalar y ejercer presión evitando que el caimán pudiera
escapar (Figura 14). El segundo método fue mediante la captura manual, el cual consistió en
capturar ejemplares pequeños con las manos.
Los caimanes fueron atados con driza de nailon alrededor de las mandíbulas y entre las
extremidades. La longitud del cuerpo fue medido desde la punta del hocico hasta la parte anterior
de la apertura cloacal, la longitud total se midió desde la punta del hocico hasta la punta de la
cola, la longitud de la cabeza fue medido desde la punta del hocico hasta la parte posterior de la
tabla craneal, la longitud hocico-ojo se midió desde la punta del hocico hasta el ángulo anterior de
los ojos. El sexo fue determinado mediante la examinación visual de la forma de los órganos
genitales. El peso de los caimanes fue registrado en kg con la ayuda de una balanza con
sensibilidad de 0.05 kg.
Una vez capturado el caimán, dependiendo del tamaño del individuo, si el tamaño era grande se le
llevó a la orilla pero si era pequeño el trabajo se realizó dentro de un bote (para casos de caimanes
menores de 80 cm.). Entre los datos consignados se registró la fecha, nombre del transecto,
margen del transecto, localidad, tipo de cuerpo de agua, clima, distancia recorrida, hora de inicio y
final del censo, datos importantes para la estimación de la abundancia: N° ind/long.orilla
recorrida.
Censo de lobo de río
Los censos fueron realizados en intervalos de dos meses. Los conteos fueron usados para
comparar la abundancia entre censos más que los conteos absolutos el cual podría requerir de
identificación de todos los individuos. Los censos fueron conducidos desde un bote, buscando con
binoculares y escuchando las vocalizaciones. Se registraron el tamaño de grupo y ubicación usando
GPS, el cual también ayudo a determinar el recorrido total de cada transecto. Los conteos dobles
fueron evitados mediante el uso de una velocidad constante en los censos y en lo posible
observando la mancha gular de los individuos de los grupos avistados. Se registró también la
longitud total de cada transecto, así como el ancho y el tipo de cuerpo de agua.
También se utilizó información de transectos terrestres para evaluar la abundancia relativa en el
tiempo a fin ver el grado de ocurrencia de esta rara especie en las zonas de muestreo. La
abundancia fue traducida como número de individuos observados en los transectos recorridos.
Foto 8. Avistamiento de lobo de río (Pteronura brasiliensis)
durante las actividades censales.
Análisis de monitoreo
Se analizaron los datos de monitoreo como el cambio que existe entre los años evaluados y la
tendencia de las mismas siguiendo las consideraciones referidas por Elzinga et al. (2001), así como
teniendo en consideración el número de años y la repetición de las localidades de muestreo.
Monitoreos mayores a tres años se analizaron con Anova o Mann-Whitney si las localidades no
fueron exactamente las mismas, en el caso de que la localidades eran las mismas se usó Anova con
muestras repetidas, o en su efecto la prueba de Friedman. Los análisis de correlacion fueron
realizadas para datos cuantitativos con Spearman y Pearson para datos cuantitativos (Tabla 2).
Las pruebas estadísticas para determinar tendencias fueron según lo sugerido por Elzinga et al.
(2001), es decir usando el análisis de regresión linear simple según los cambios poblacionales
entre años. Asimismo, se tuvo en consideración los diferentes conceptos sobre tendencias
poblacionales descrita por Thompson et al (1998). La Figura 16, muestra las diferentes situaciones
de las relaciones entre abundancia y tiempo de muestreo. Los gráficos de la primera fila (a,b)
muestran líneas sin alguna tendencia, la segunda fila (c,d) muestran líneas al azar con una
tendencia declinante y la tercera fila (e,f) muestran líneas con tendencia cíclica estable y
declinante.
Tabla 2.
Pruebas estadísticas usadas para probar cambios en poblaciones de fauna silvestre
(Adaptado de Elzinga et al 2001).
Propósito
Cambios entre 2 años,
muestras
independientes;
excepto datos de frecuencia.
Cambios entre 2 años,
muestras
relacionadas;
excepto datos de frecuencia.
Cambios entre 2 años,
muestras
independiente;
datos de frecuencia
Cambios entre 2 años,
muestras relacionadas; datos
de frecuencia.
Cambios entre 3 o más años,
muestras
independientes;
excepto datos de frecuencia.
Cambios entre 3 o más años,
unidades
de
muestreos
permanentes; excepto datos
de frecuencia.
Cambios entre 3 o más años,
muestras
independientes;
datos de frecuencia.
Prueba paramétrica
Muestra independiente t-test
Prueba no paramétrica
Prueba Mann-Whitney
Muestras relacionadas t-test
Prueba de
Wilcoxon
signos
2
Chi
(tabla
contingencia)
de
de
Prueba Mc Nemar
ANOVA
de
muestra
independiente,
t-test
independiente, con corrección
de Bonferroni.
ANOVA
de
muestras
relacionadas, t-test pareado
con corrección de Bonferroni.
Kruskal-Wallis,
Mann
Whitney con corrección de
Bonferroni
Friedman, Wilcoxon con
corrección de Bonferroni
2
Chi
(tabla
contingencia)
de
SECCION II
FAUNA SILVESTRE IMPACTADA POR LA
SEQUIA
CAPITULO 4
DELFINES
Los delfines del río Samiria viven en un ecosistema que es impulsado por las grandes fluctuaciones
estacionales que ocurren entre las temporadas de vaciante y creciente. La ecología de los delfines
gira en torno a los cambios estacionales en el nivel del agua.
Los ciclos normales en la selva amazónica están siendo perturbados por los eventos de
inundaciones y sequías extremas que se están produciendo actualmente. Los bosques inundados
son particularmente importantes para entender los impactos del cambio climático en la Amazonía
ya que la interfaz acuática y terrestre entre las temporadas de vaciante y creciente hacen que este
hábitat sea sensible a las grandes variaciones estacionales.
Los delfines se ven afectados por las grandes inundaciones estacionales. Durante los períodos de
inundación los delfines deben alimentarse de los peces que entran en los bosques inundables y
donde éstos se distribuyen ampliamente en las grandes extensiones de los bosques inundados.
Cuando las aguas se retiran durante los meses de sequía, las poblaciones de peces se condensan
en las aguas reducidas de los lagos, los ríos y de los canales y muchas poblaciones de peces migran
de los ríos más pequeños a los ríos más grandes. Los delfines y otros peces depredadores tienen
una abundancia de presas durante la época de vaciante e incluso siguen las migraciones de peces
por los ríos y canales.
Delfín Gris (Sotalia fluviatilis)
Foto 9. Ejemplar de delfín gris en salto acrobático.
El delfín gris (S. fluviatilis) es un miembro del género Sotalia de la familia Delphinidae. Las formas
fluviales y marinas de Sotalia han sido recientemente clasificadas como dos especies diferentes - S.
fluviatilis en el río Amazonas y sus afluentes y S. guianensis en aguas marinas y de estuario a lo
largo de las costas de América Central, del Sur y el Caribe y el Atlántico - haciendo que el delfín gris
sea el único delfínido del mundo exclusivamente de agua dulce (Secchi 2010). El delfín gris (S.
fluviatilis) se puede encontrar en Brasil, Colombia, Ecuador y Perú. También ocurren en los ríos, en
las cuencas de los ríos Amazonas y Solimões, pero no en la cuenca del río Beni / Mamoré en
Bolivia o la parte superior del Río Negro (Secchi 2010).
El delfín gris es un delfín pequeño de alrededor de 1,4 m de largo (Da Silva y Best 1996). Tiene una
aleta dorsal triangular y de un color de oscuro a gris claro dorsalmente y rosa a blanco o gris claro
ventral (Da Silva y Best 1996).
La especie habita en aguas blancas, aguas negras y aguas claras en la cuenca del Amazonas y
parece preferir los principales canales de los ríos y de los lagos más grandes (Secchi 2010). El delfín
gris muestra una fuerte atracción hacia las confluencias (Leatherwood et al. 2000) y no suelen
entrar en los bosques inundados (Secchi 2010). Se les encontró que tienen un área vital máxima
pequeña de alrededor de 130 kilómetros en la Reserva Nacional Pacaya - Samiria, donde los
individuos siempre fueron observados en el mismo sistema tributario (McGuire y Henningsen
2007). La distribución general de delfín gris se ve influida por la considerable variación estacional
en los niveles de los ríos de la Amazonía - ellos entran en lagos durante las crecientes, pero
abandonan los lagos durante los periodos de aguas bajas (Secchi 2010).
El delfín gris pasa mucho de su tiempo viajando o alimentándose (alrededor del 80 %), y los
movimientos son más lentos en el invierno y más rápidos en el verano (Geise et al. 1999). Por lo
general, se presentan en grupos de entre uno y seis individuos (Secchi 2010) - un tamaño
promedio de grupo de 3,9 fue registrado en el río Amazonas (Vidal et al. 1997). Son animales
sociales y, a menudo se alimentan juntos, a veces usando técnicas de cooperación (Jefferson et al.
2008). Poco se sabe acerca de la reproducción de los delfines de río, pero se cree que el delfín gris
parece tener un ciclo reproductivo determinado por los ciclos anuales de inundación del
Amazonas – los nacimientos se producen cuando los niveles de agua son bajos o en descenso (Best
& da Silva en da Silva et al. 2007).
En la región Amazónica, el delfín gris se alimenta de por lo menos 28 especies de la mayoría de
peces pequeños (Da Silva y Best en Secchi 2010). Los peces se concentran en los principales
cuerpos de agua durante la estación de vaciante y por lo tanto son más vulnerables a la
depredación, mientras que muchos peces entran en las llanuras inundables durante la temporada
de inundaciones, por lo general son inaccesibles para el delfín gris (Da Silva y Best en Secchi 2010).
Los Delfines como Especies Indicadoras
El delfín rosado o bufeo colorado (Inia geoffrensis) y el delfín gris o bufeo gris (Sotalia fluviatilis) se
utilizaron como especies indicadoras para el sistema acuático. Estas especies son apropiadas como
especies indicadoras, porque 1) son los principales depredadores del sistema, 2) no son muertos
por la gente debido a los fuertes tabúes, 3) pueden moverse dentro y fuera de los sistemas
fluviales en períodos cortos de tiempo, y 4) que son fáciles de contar y observar. La habilidad del
delfín para moverse ampliamente significa que los cambios en las poblaciones de delfines dentro
de un sistema fluvial se debe más a los delfines que salen de un área o emigran a una zona más
que el resultado de la mortalidad o la reproducción. Así, si un ecosistema acuático está pasando
por cambios negativos, como la contaminación o la sobrepesca, los números de delfines en el
sistema se observa rápidamente. Del mismo modo, si se convierte en un sistema fluvial más sano
que rodea el ecosistema el número de delfines aumentaría para moverse en el área.
Foto 10. Delfín rosado desplazándose en pareja.
Resultados de esta investigación muestran algunas consecuencias importantes de las variaciones
extremas en los niveles del agua que han estado ocurriendo en los últimos años en las poblaciones
de delfines. Variaciones extremas en los niveles de agua están teniendo un claro impacto en los
delfines con sequías resultando en bajos números e inundaciones resultando en números más
saludables. Sin embargo, estos cambios no son inmediatos, ocurriendo cambios en el número de
delfines que duran años después de verse afectados por un evento de nivel de agua extrema. Este
impacto empezó durante el registro inicial de niveles altos de agua en el 2009 y ha continuado con
la sequía del 2010 y luego con niveles altos de agua en el 2011 y 2012.
Tendencia poblacional y cambio climático
Las poblaciones de delfines rosados entre el 2006-2012 fue consistentemente más grande que la
de los delfines grises (Z(U)=3.0707, P=0.0021). Sobre todo, los delfines rosados tuvieron una
densidad promedio de 2.07±1.08 ind/km2 y los delfines grises de 1.05±0.98 ind/km2. Durante el
2012, en las temporadas de vaciante y creciente se observó una mayor abundancia de Inia
geoffrensis que Sotalia fluviatilis, con 2.59±1.19 y 0.90±0.47 ind/km, respectivamente, estas
diferencias fueron significativas (Z(U)=3.9029, P=0.0001)(Figura 7 a y b).
4.00
Abundancia (ind./km)
3.50
3.00
2.50
2.00
1.50
1.00
0.50
0.00
Inia geoffrensis
Sotalia fluviatilis
Figura 7a. Abundancia de las dos especies de delfines en la cuenca del Samiria.
Abundancia (ind./km)
8
7
6
5
4
3
2
1
5.0
3.5
2.8
1.5
1.6
1.4
2.1
2.1
0
boca
tacshacocha
Inia geoffrensis
wishto
ungurahui
Sotalia fluviatilis
Figura 7b. Abundancia de ambas especies de delfines en las diferentes zonas de
estudio entre los meses de agosto y setiembre entre el 2004 al 2012.
Ambos delfines de rio, usan la longitud del rio Samiria de forma diferente durante todo el año, con
delfines moviéndose de arriba y abajo del rio dependiendo de la estación. Por lo tanto, los análisis
de cambios poblacionales a través de los años solamente usaron datos del periodo de agosto a
setiembre, los cuales corresponden a la estación anual de vaciante. Durante la estación de
vaciante, los delfines usan más los hábitats del rio, mientras que en la creciente los delfines usan
los canales y lagos más que los hábitats de rio. El mayor uso de los hábitats del rio por los delfines
durante la estación de vaciante también hace una comparación multi-anual más robusta con el
enfoque de datos de la estación de vaciante.
Usando resultados del 2006-2012, los delfines rosados disminuyeron en densidad en el rio Samiria
entre el 2007 and 2011, y comenzaron a incrementarse en el 2012 (Figuras 8a, b). La población de
delfines rosados ha sido siempre alta en la boca del rio Samiria, comparado con las secciones
media y alta. Sin embargo, en la boca del rio Samiria los delfines rosados disminuyeron con la
sequía de 2010 y solo recién aumentaron en el 2012 después de dos años de inundaciones fuertes.
En el 2011 los delfines rosados en la boca estuvieron en su punto más bajo de 2.36±0.75 ind/km,
comparado con 3.76±1.00 ind/km en el 2012 y el pico de 2009 de 7.31 ±2.15 ind/km.
La sequía del 2010 tuvo un impacto significativo en las poblaciones de delfines. Las condiciones
extremas de vaciante del 2010 resultaron en bajos números de delfines en todo el rio Samiria. En
general, los números de delfines rosados disminuyeron en 47% y el delfín gris en 49% en
setiembre y octubre del 2010. Los delfines dejaron sus hábitats en el rio Samiria para encontrar
refugio en los canales grandes de la Amazonia. La sequía terminó a finales de Octubre de 2010 y
en Enero y Febrero del 2011 ambos delfines rosado y gris continuaron consistentemente con bajos
números (entre 60-70% menos avistamientos) que en los mismos meses en el 2010. En Marzo del
2011 ambas especies empezaron a retorna al rio Samiria, pero los resultados del 2011 muestran
que el delfín rosado aún no se recupera completamente de la sequía, y las poblaciones
continuaron disminuyendo a pesar del alto nivel de las aguas en el 2011. Recién en el 2012 el
delfín rosado comenzó a incrementarse en sus números. El impacto negativo de la sequía parece
que ha durado dos años, y el crecimiento positivo de sus poblaciones seguido de estas dos últimas
inundaciones consecutivas parece haber influido.
Esta misma tendencia se ha visto en la sección media del rio Samiria. El delfín rosado ha
disminuido sus poblaciones desde que empezaron las grandes variaciones en el nivel de las aguas.
En el 2011, estuvo en su número más bajo de 1.02±0.93 ind/km siguiendo la sequía del 2010 y
solamente empezó a incrementarse de nuevo en el 2012 con 2.62±1.41 ind/km, comparado al
promedio de 2.55 ind/km y el pico durante el 2007 de 3.79±1.23 in/km. De forma similar en la
boca, la sequía tuvo un impacto negativo y el crecimiento positivo solamente ocurrió dos años
después con las inundaciones fuertes de forma consecutiva.
Los delfines rosados en la sección alta del rio Samiria no han mostrado una disminución en sus
poblaciones. En el 2012 los delfines rosados de la sección alta del rio Samiria tuvieron 2.35±0.82
ind/km con un promedio anual de 2.99 ind/km.
El delfín gris también ha sido afectado por las variaciones extremas de cambio climático en el nivel
de agua desde que esto empezó en el 2009, pero en menor intensidad que con el delfín rosado. El
delfín gris siempre tuvo poblaciones pequeñas en la boca del rio Samiria que el delfín rosado. Las
poblaciones del delfín gris inicialmente disminuyeron en la boca del rio Samiria en el 2009 y los
números bajos han sido consistentes en todo el 2012. En el 2012 el delfín gris tuvo 1.20±0.38
ind/km comparado con el promedio de 1.90 ind/km y el pico en el 2006 de 3.28 ±1.35 (Figura 9a,
b).
En las secciones medias del rio Samiria el delfín gris ha aumentado entre el 2006 al 2008 y después
disminuyó en el 2009 al comienzo de las grandes variaciones en el nivel de agua debido al cambio
climático. Los bajos números de delfines grises han sido relativamente constantes entre el 2009 al
2012. En el 2012, el delfín gris fue muy bajo con 0.59±0.073 ind/km en la sección media del rio
Samiria comparado con el promedio de 1.32 ind/km y el pico en el 2008 de 2.61±0.61 ind/km.
El delfín gris tuvo números relativamente estables en la sección alta del rio Samiria entre el 2006 al
2010, pero disminuyó sus números en el 2011. En el 2012, el delfín gris continuó bajo con
1.39±0.52 ind/km en la sección alta del rio Samiria comparado con el promedio anual de 2.44
ind/km y el pico en el 2010 de 3.29 ±2.33 ind/km.
Figura 8a. Tendencia de las populaciones del delfines en el rio Samiria entre 2006 a 2012.
Figura 8b. Tendencia de la abundancia poblacional (ind./km) de Inia geoffrensis en las zonas del
río Samiria. Flechas verdes son años normales del nivel del rio, flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figuras 9a, b. Tendencia de la abundancia poblacional (ind./km) de Sotalia fluviatilis en las zonas del río
Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Estructura poblacional y cambio climático
La demografía de los delfines rosados ha cambiado desde que se ha observado grandes
variaciones en el nivel de agua en el rio Samiria. En el 2008, antes de los cambios en los niveles de
agua los delfines rosados tuvieron una composición promedio a lo largo del rio de 93.5% adultos y
6.5% juveniles y crías. En el 2011, después de tres años de grandes variaciones en el nivel de agua
y la disminución de las poblaciones del delfín rosado la demografía consistió de 85.9% adultos y
14.1% juveniles y crías. En el 2012 parece que la población de delfines rosados se está
reproduciendo tremendamente con 66.25% adultos y 33.75% juveniles y crías. El incremento en
juveniles y crías indica que la población de delfines rosados se está empezando a recuperar de las
perturbaciones, lo que es comúnmente observado en mamíferos. Las poblaciones grandes y más
estables antes de las variaciones en el nivel de agua muestra que la población estaba dominada
por adultos con menso reproducción. Como la población de adultos disminuyó entre el 2009 y
2011 la reproducción de individuos ha aumentado y la demografía muestra un gran porcentaje de
individuos juveniles y crías, lo que ahora se refleja en el aumento de poblaciones.
La demografía de los delfines grises también ha cambiado desde que se ha observado grandes
variaciones en el nivel de agua en el rio Samiria. Los cambios demográficos en las poblaciones de
los delfines grises han sido menos intensos que la de los delfines rosados, lo que refleja la
declinación de la población, que ha sido mayor en los delfines rosados que en los delfines grises.
En el 2008, antes de los cambios en los niveles de agua los delfines grises tuvieron una
composición promedio a lo largo del rio de 91.4% adultos y 8.6% juveniles y crías. En el 2011, la
demografía consistió de 85.8% adultos y 14.2% juveniles y crías, y en el 2012 hubo 77.9% adultos y
22.1% juveniles y crías. Similar al delfín rosado, el incremento de juveniles y crías en los delfines
grises indica que la población se está empezando a recuperar de las perturbaciones. La
reproducción de los delfines grises se ha incrementado mientras sus poblaciones declinaban
debido a las grandes variaciones en el nivel de agua que ha impactado los delfines entre el 2009 al
2012.
Hábitats, desplazamiento y estaciones
Los delfines mostraron patrones establecidos de preferencias de hábitats de acuerdo a la
estacionalidad. En época de creciente, Inia geoffrensis prefirió habitar el río y el caño más que el
lago, mientras que Sotalia fluviatilis prefirió más el caño que el lago y el cauce del río. En época de
vaciante, el patrón se invirtió en Inia geoffrensis, porque prefirió más el caño y el cauce del río que
los lagos, no obstante Sotalia fluviatilis, prefirió más el cauce del río y los lagos más que el canal
(Figura 10). En temporada de vaciante no se obtuvo información de abundancia en caños debido a
la inaccesibilidad de este cuerpo de agua durante esta temporada.
Abundancia (ind./km)
4
3.5
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
3.69
3.17
2.67
1.95
1.94
1.03
1.36
0.66
0.50
río
1.76
1.20
canal
lago
río
Vaciante
0.49
canal
lago
Creciente
Inia geoffrensis
Sotalia fluviatilis
Figura 10. Abundancia de ambas especies de delfines en diferentes cuerpos de agua
durante las temporadas de vaciante y creciente.
Delfines, peces y cambio climático
Los cambios en el número de delfines están directamente relacionados a las poblaciones de peces.
Esta relación tiene que ver con algunas variables. Durante las inundaciones intensas las
poblaciones de peces tienen gran reproducción debido a un mejor y largo acceso a los bosques
inundables. Sin embargo, durante las inundaciones intensas los peces son menos densos debido al
incremento en el volumen de agua, siendo la pesca más difícil para los delfines. Esto podría
explicar la disminución en el número de delfines durante el principio de más inundaciones después
del 2009. Las sequías tienen impactos inmediatos en el número de peces y resultan en una rápida
disminución. Esto explica el impacto de las sequías en los números de delfines en el 2010 lo que
duró hasta el 2011. Con dos años consecutivos de grandes inundaciones las poblaciones de peces
se ha incrementado con un correspondiente incremento de delfines en el 2012, especialmente de
delfines rosados. Los resultados muestran que las poblaciones de delfines rosados están
correlacionadas con la abundancia de piraña roja y que las poblaciones de delfines grises están
correlacionado con la abundancia de piraña blanca. Ambas especies de pirañas, roja y blanca
fueron impactadas negativamente con la sequía del 2010 (ver sección de resultados de peces,
Figuras 11 y 12).
1.0
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0.0
6
5
4
3
2
1
0
cuenca alta
cuenca media
Inia geoffrensis
CPUE (ind./h/red)
Abundancia (ind./km)
7
cuenca baja
Pygocentrus nattereri
Figura 11. Relación entre el delfín rosado y la piraña roja (Pygocentrus nattereri) en el río Samiria.
0.4500
0.4000
2
0.3500
0.3000
1.5
0.2500
0.2000
1
0.1500
0.1000
0.5
CPUE (ind./h/red)
Abundancia (ind./km)
2.5
0.0500
0
0.0000
cuenca alta
cuenca media
Sotalia fluviatilis
cuenca baja
Serrasalmus rhombeus
Figura 12. Relación entre el delfín gris y la piraña blanca (Serrasalmus rhombeus) en el río Samiria.
Trichechus inunguis “manatí”
Las poblaciones de manatí (Trichechus inunguis) a lo largo del río Samiria se han mantenido
relativamente estables a lo largo de los años. Esta especie fue ocasionalmente cazada por la
población local en la década de 1990, pero la caza disminuyó sustancialmente durante el siglo
21. Los manatíes se enfrentan ahora a una nueva amenaza de las mayores variaciones en el nivel
del agua durante sequias. Antes del 2010, no se registraron muertes de manatí por causas
naturales. Durante la sequía del 2010 hubo dos individuos de manatí encontrados muertos por
causas naturales. Se presume que los manatíes murieron de hambre, ya que los niveles de agua
eran tan excesivamente bajos que la vegetación flotante de la que se alimentan estaba fuera del
alcance de los animales. La cuenca del río Samiria sigue siendo un bastión de la especie en Loreto,
pero más sequías extremas probablemente resultarán en la mortalidad adicional.
Foto 11. Ejemplar de manatí o vaca marina a orilla del río Samiria.
CAPITULO 5
AVES ACUATICAS
Las aves acuáticas de orillas fueron utilizadas como indicadores de la producción de peces en la
cuenca del río Samiria. Los peces se reproducen en los bosques inundables de la cuenca del río
Samiria durante la temporada de creciente. Los peces jóvenes luego migran del Samiria en la
vaciante. Cada año, bandadas de cormoranes (Phalacrocorax brasilianus) y garzas grandes (Ardea
alba) migran y se congregan en la desembocadura del río Samiria, que se alimentan de los peces
entre los meses de agosto a noviembre. En adición, aves acuáticas de orillas no migratorias
también se observan en mayor abundancia, incluyendo a Jacana jacana, Ardea cocoi y Egretta
thula.
Las especies más abundantes tuvieron patrones en la cuenca del rio Samiria. El análisis de
agrupamiento de las 18 especies más abundantes mediante unión de promedios y usando el índice
de similaridad de Morisita mostró la formación de cinco grupos. El Grupo I estuvo formado por
especies que tuvieron mayor abundancia en temporada de vaciante y se redujo drásticamente en
temporada de creciente. El Grupo II y III estuvo formado por especies que indistintamente fueron
abundantes ya sea en temporada de vaciante o de creciente, es decir su abundancia no dependió
de la estacionalidad de la zona. El Grupo IV estuvo formado por especies que fueron abundantes
en un determinado mes del año, caso de Cairina moschata y Mycteria americana. En el caso del
Grupo V tuvieron mayor abundancia en los meses de agosto y setiembre (Figura 13).
Foto 12. Ejemplar de Mycteria americana “Jabirú o tuyuyo” en la cocha Atun, río Samiria.
Figura 13. Análisis de agrupamiento mediante unión de promedios y el índice de similaridad de Morisita de la
abundancia mensual (entre setiembre y abril) de las especies más abundantes en la cuenca baja y media del
río Samiria.
Especies del Grupo I: presentaron abundancias en época de vaciante es decir entre los meses de
agosto y noviembre, las especies que estuvieron en este grupo fueron: Ardea alba, Ardea cocoi,
Phalacrocorax brasilianus y Egretta thula. Esta última especie desapareció por completo después
de la temporada de vaciante. Casi todas las especies formaron grandes bandadas excepto Ardea
cocoi, Jabiru mycteria y Tigrisoma lineatum que fueron solitarias o formaron parejas.
Especies del Grupo II y III: presentaron abundancias en diferentes meses del año, indistintamente
de la época de vaciante o creciente. Estas especies pudieron ser vistas en forma solitaria, en
parejas o formando pequeños grupos familiares.
Especies del Grupo IV y V: presentan mayor abundancia en determinado mes del año. Anhima
cornuta y Jacana jacana mostraron mayor abundancia indistintamente tanto en vaciante como en
creciente, mientras que Cairina moschata y Micteria americana que forman el Grupo V
presentaron mayor abundancia en los meses de julio y setiembre. Ambas especies se encontraron
solitarios o en parejas.
Tendencia poblacional y cambio climático
Hubo una fuerte correlación entre la abundancia de aves de orilla y las poblaciones de peces en la
cuenca del río Samiria. En general, la abundancia total de todas las especies de aves de orilla se
correlacionaron con la abundancia de las poblaciones de peces. La abundancia de Ardea
alba y Phalacrocorax brasilianus estuvo correlacionada con la abundancia total de peces. Por lo
tanto, las especies de aves de orilla son una buena medida de la producción total de peces.
Las grandes variaciones en el nivel del agua han afectado poblaciones de aves de orilla. La
abundancia de las dos especies dominantes, Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba, en la
desembocadura del río Samiria fue relativamente constante entre 2006 y 2010, e incluso tuvo una
ligera tendencia creciente en los últimos años. Sin embargo, la sequía de 2010 resultó en un
número significativamente inferior de Phalacrocorax brasilianus (X 2 = 125.41, gl = 5, P <0.0001)
y Ardea alba (X 2 = 11.098, gl = 4, P = 0.0495) durante la temporada de vaciante del 2011 (Figura
14). La sequía ha provocado una elevada mortandad de peces y la disminución de las poblaciones
de aves de orilla concurre con una disminución de la producción de peces en el 2011. Esto también
se correlaciona con el impacto de las variaciones del nivel de agua en las poblaciones de peces y la
disminución en el número de delfines (ver los peces y las secciones de delfines). En el 2012 se
produjo una importante recuperación de poblaciones de aves de orilla con números que se
acercan los años pico de 2009-2010.
Figura 14. Tendencia de la abundancia de Phalacrocorax. brasilianus y Ardea alba en la boca del río
Samiria durante la temporada de vaciante. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las
flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Abundancia poblacional
La abundancia de aves de orilla fue mayor en la zona baja del río Samiria, seguido por la zona
media y alta (Figura 15).
Figura 15. Abundancia poblacional de aves de orilla en diferentes zonas del río Samiria.
En la boca del río Samiria que corresponde a la zona baja, las especies más dominantes en el orden
respectivo fueron Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba, las cuales fueron las especies que
formaron bandadas muy numerosas. La primera especie formó grupos de centenares de
individuos, mientras que la segunda especie formó grupos de varias decenas (Figura 16). Otras
especies importantes de esta zona fueron: Ardea cocoi, Megaceryle torquata y Jacana jacana.
245.0
242.91
195.0
145.0
95.0
47.63
Sterna
superciliaris
0.54
0.60
0.64
0.60
0.34
Aramus
guarauna
0.54
Egretta thula
1.01
0.64
Tringa solitaria
1.25
1.01
Phaetusa
simplex
1.09
1.25
Megaceryle
torquata
1.09
Jacana jacana
Ardea cocoi
Ardea alba
2.08
Phalacrocorax
brasilianus
Aramus
guarauna
Sterna
superciliaris
Egretta thula
Tringa solitaria
Phaetusa
simplex
Megaceryle
torquata
Jacana jacana
Ardea cocoi
0.34
Ardea alba
2.0
-5.0
1.8
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
Phalacrocorax
brasilianus
Abundancia (ind./km)
45.0
Figura 16. Abundancia de las especies de aves de orilla más frecuentes en la boca del
río Samiria, zona baja.
Asimismo podemos observar que el máximo número de avistamiento de Phalacrocorax brasilianus
fueron los últimos días de la última semana de agosto coincidente con los bajos niveles del río
Samiria, donde grandes bandadas cubren el ancho río para alimentarse de cardúmenes del pez
“carachama” (Figura 17).
Figura 17.
Avistamiento máximo por días de P. brasilianus y A. alba en la zona del PV1Shiringal.
En la zona media, las especies dominantes fueron Ardea alba y Butorides striata, Ardea cocoi y
Phalacrocorax brasilianus. A diferencia de la anterior zona, Ardea alba fue la especie dominante
sobre P. brasilianus. Otras especies importantes fueron: Egretta thula, y Megaceryle torquata
(Figura 18).
30.0
28.48
25.0
20.0
15.0
Crotophaga
major
0.06
Crotophaga
major
Anhinga
anhinga
0.11
Anhinga
anhinga
Chloroceryle
americana
0.22
Chloroceryle
americana
Chloroceryle
amazona
0.22
Chloroceryle
amazona
Megaceryle
torquata
1.14
Megaceryle
torquata
Egretta thula
1.57
Egretta thula
Phalacrocorax
brasilianus
Ardea cocoi
Butorides striata
4.19
Butorides striata
Ardea alba
Ardea alba
Abundancia (ind./km)
0.0
2.0
1.8
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
3.45
Phalacrocorax
brasilianus
4.98
5.0
Ardea cocoi
10.0
Figura 18. Abundancia de las especies de aves de orilla más frecuentes en la zona
media del rio Samiria.
En la zona alta, las especies dominantes fueron Ardea alba y Ardea cocoi. Otras especies
importantes de esta zona fueron: Phalacrocorax brasilianus, Butorides striata, Anhima cornuta y
Egretta thula (Figura 19).
20
15
13.17
10
0.46
0.46
0.28
Egretta thula
1.51
Anhima cornuta
4.48
5
Butorides striata
Abundancia (ind./km)
25
Phalacrocorax
brasilianus
Ardea cocoi
Ardea alba
0
Figura 19. Abundancia de especies de aves de orilla más frecuentes en la zona alta del
rio Samiria.
Hábitat
La mayor abundancia de aves de orilla se encontraron en los meandros truncados o islas
“tipishcas” y lagos la cual fue el hábitat preferido de la mayoría de especies de garzas, cormoranes
y tibes quienes tienen hábitos piscívoros. El cauce principal de río también fue un hábitat
importante para estas especies, sin embargo los canales presentaron baja abundancia de estas
aves (Figura 20).
300
261.97
Abundancia (Ind/km)
250
200
150
87.38
100
62.54
50
0
Lago
Figura 20.
Río
Canal
Abundancia de aves de orilla en diferentes cuerpos de
agua del río Samiria.
En el lago las aves dominantes fueron Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba, es decir, las especies
que formaron grandes bandadas y que se alimentaron de peces. Por lo general se observaron
varias especies de peces que desovaron en grandes cardúmenes en el río principal del Samiria. Se
considera que esos peces en temporada de creciente se dirigieron a la boca del río Samiria a
desovar y es en este lugar y la temporada coincidente cuando las aves dominantes prefirieron el
lago en las cercanías de la boca de dicho río. Jacana jacana estuvo asociado a la vegetación
flotante, el cual es común en lagos o cochas, y es en esta donde busca su alimento.
En el cauce principal del río, también Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba fueron las especies
más dominantes, a diferencia del hábitat de lago, las abundancias fueron más bajas. El cauce del
río sirvió para la reproducción de varias especies de peces en temporada de vaciante, una razón
principal para encontrar a esas especies en ese tipo de hábitat.
En los canales, Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba fueron las especies dominantes, sin
embargo las abundancias fueron muy bajas en comparación con los cuerpos de agua anteriores.
Butorides stariata se lo pudo encontrar en vegetación flotante o en orillas, y es en esta donde
buscó su alimento (Figura 21).
33.13
0.62
Jacana jacana
1.07
Egretta thula
1.09
Butorides striata
Ardea cocoi
Ardea alba
3.85
Phalacrocorax
brasilianus
Abundancia (Ind/km)
río
46.43
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
8.97
2.03
1.21
lago
Abundancia (Ind/km)
250
200
196.03
150
100
36.89
50
14.70
Egretta thula
Ardea cocoi
Anhima cornuta
2.00
0.60
0.07
Butorides striata
Pilherodius pileatus
Agamia agami
Jacana jacana
3.33
Ardea cocoi
Ardea alba
Phalacrocorax
brasilianus
0
40.40
Ardea alba
16.00
Phalacrocorax
brasilianus
Abundancia (Ind/km)
canal
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Figura 21. Abundancia de aves de orilla en diferentes tipos de
hábitats en la cuenca del río Samiria.
Correlación de aves de orilla con peces
Se observó una correlación positiva entre la abundancia total de aves de orilla con la
abundancia total de peces en el río Samiria. Es decir, donde hubo mayor abundancia de
aves de orilla, también hubo mayor abundancia de peces, lo cual indicó que las aves de
300
14
250
12
10
200
8
150
6
100
4
50
peces (ind./h/red)
aves de orilla (ind./km)
orilla estuvieron en relación positiva con una mayor abundancia de peces en la cuenca del
río Samiria (Figura 22).
2
0
0
Cuenca baja
Cuenca media
aves de orilla
Cuenca alta
peces
Figura 22. Correlación entre la abundancia total de aves de orilla y la abundancia en
general de peces en la cuenca del Samiria.
350
7
300
6
250
5
200
4
150
3
100
2
50
1
0
Liposarcus pardalis (ind./h/red)
Phalacrocorax brasilianus (ind./km)
Correlaciones positivas específicas entre aves y peces fue observado en el caso de Phalacrocorax
brasilianus y Liposarcus pardalis “carachama” (Figura 23). Ello indicó una relación denso
dependiente.
0
Cuenca baja
Cuenca media
Phalacrocorax brasilianus
Cuenca alta
Liposarcus pardalis
Figura 23. Correlación entre el cushuri (Phalacrocorax brasilianus) y la carachama
(Liposarcus pardalis).
Asimismo fue observado otro caso de correlación positiva de abundancia entre P. brasilianus y
Prochilodus nigricans “boquichico” (Figura 24).
0.8
300
0.7
250
0.6
0.5
200
0.4
150
0.3
100
0.2
50
0.1
0
0
Cuenca baja
Cuenca media
Phalacrocorax brasilianus
Prochilodus nigricans (ind./h/red)
Phalacrocorax brasilianus (ind./km)
350
Cuenca alta
Prochilodus nigricans
Figura 24. Correlación entre el Phalacrocorax brasilianus y el boquichico Prochilodus
nigricans.
Las correlaciones específicas de aves de orilla y peces se dieron entre las especies dominantes en
la cuenca baja, media y alta con las especies de peces más abundantes como fue el caso de la
carachama y el boquichico. Ambas especies de peces viajaron en grandes cardúmenes en el
período de reproducción por lo que pudieron satisfacer la alimentación de las inmensas bandadas
del cushuri (P. brasilianus).
Biomasa de Peces Consumida por las Aves de Orilla
La biomasa de peces consumida por las aves de orilla en la boca del Samiria se calculó utilizando
las dos especies más abundantes, Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba. Las cifras totales se
estimaron a partir de los datos de monitoreo de 40 kilómetros de hábitat ribereño en la boca del
Samiria, la duración de la presencia de las aves en la boca, y el kg estimado consumido por las aves
individuales.
Los resultados del estudio mostraron que Phalacrocorax brasilianus y Ardea alba fueron los más
abundantes en la boca del Samiria entre los meses de mediados de agosto, Septiembre y hasta
mediados de octubre, cubriendo un período de 3 meses, o 90 días (Figura 17).
El número promedio de Phalacrocorax brasilianus durante este período fueron 243 ind/km. La
población estimada en la boca del Samiria, abarcando 40 kilómetros de hábitat ribereño, rindió
9,720 individuos.
El número medio de Ardea alba durante este período fueron 48 ind / km. La población estimada
en la boca del Samiria, usando 40 kilómetros de hábitat ribereño, rindió 1,920 individuos.
Se estima que ambas especies de aves consumen un equivalente de su peso corporal en peces
cada día. El peso corporal de Phalacrocorax brasilianus es 1-1,5 kg y el peso corporal del Ardea
alba es 0,7 a 1,2 Kg.
Usando estos cálculos se estima que la población de Phalacrocorax brasilianus consumen 9.720 kg
ó 9,72 toneladas de pescado por día, en la boca del río Samiria. Así mismo, se estima que la
población de Ardea alba consume 1.920 kg ó 1,92 toneladas de pescado por día. En conjunto se
estima que las dos especies consumen 11,64 toneladas de pescado por día. Durante el período de
90 días de residencia, se estiman estas dos especies de aves de orilla consumen 1,047.6 toneladas
de peces en la boca del Samiria durante la época de vaciante.
Foto 13. Ejemplar de Ardea cocoi consumiendo un pescado.
CAPITULO 6
PECES
Las poblaciones de peces en el río Samiria se han visto afectados por las grandes variaciones en el
nivel del agua. Este impacto se hizo evidente en el 2011, a raíz de la sequía del 2010. La
abundancia de peces se mantuvo estable, pero el tamaño de populación de especies disminuyó
indicando un cambio demográfico en las poblaciones. Parece ser que los cambios en la población
de peces afectaron a las poblaciones de delfines y de aves de orilla. El número de peces y la
demografía son mejores en los años con crecientes altas cuando los peces pueden entrar en los
bosques inundables por periodos más largos y aprovechan la abundancia de alimentos. Muchas
especies de peces se reproducen en los hábitats de los bosques inundados y los años con niveles
altos de agua suelen dar lugar a mayores tasas de reproducción.
La abundancia de peces se calculó utilizando la CPUE (captura por unidad de esfuerzo) y mostró
diferencias a lo largo de la cuenca del río Samiria. La mayor abundancia de peces fue en la sección
media de la Samiria, seguido por la sección inferior y, por último, la sección superior (F 2,14 =
4.1786, P = 0.037)(Figura 25). Las poblaciones de peces a lo largo de la cuenca del río Samiria
mostraron un aumento en el número después del 2007, momento en el que la abundancia de las
poblaciones se ha mantenido relativamente estable a lo largo del 2012 (G = 0.6568, gl = 6, P =
0.9954) (Figura 26). Mientras el CPUE por individuo-hora-red global se ha mantenido estable, el
CPUE por kg-hora-rede bajo durante la sequía del 2010. El CPUE de la abundancia de las diferentes
especies de peces varió entre los años.
18.00
CPUE (ind./hora/red)
16.00
14.00
12.00
10.00
8.00
6.00
4.00
2.00
0.00
Cuenca Alta
Figura 25.
Cuenca Media
Cuenca Baja
CPUE de especies de peces más abundantes en tres cuencas del río Samiria.
Figura 26. Tendencia poblacional en relación a la abundancia y peso de peces entre el 2006 al
2012 en el río Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son
años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Se observaron diferencias en la composición de peces entre las estaciones de vaciante y de
creciente a lo largo de la cuenca del río Samiria. En la sección media Liposarcus pardalis dominó la
CPUE en ambas estaciones. Sin embargo, en la época de vaciante Hoplerythrinus unitaeniatus fue
la especie más abundante seguido de Pygocentrus nattereri. Durante la temporada alta de agua en
la sección media del río Pygocentrus nattereri fue la segunda especie más abundante, seguido
de Rhombeus serrasalmus. En la parte alta del río Samiria las especies más abundantes durante la
época de vaciante fueron Hoplerythrinus unitaeniatus, Liposarcus pardalis y Pygocentrus nattereri,
respectivamente. En cambio durante la temporada de inundación las especies más abundantes
fueron Liposarcus
pardalis,
Chaetobranchus
flavesens
y
Mylossoma
duriventrus, respectivamente. Las abundancias entre las dos estaciones mostraron que las
especies de peces dominantes difieren, lo que refleja un cambio en la estructura de la comunidad
de las poblaciones de peces (Figuras 27, 28 y 29).
Liposarcus pardalis
Ancistrus sp.
Hoplias malabaricus
vaciante
Astronotus ocellatus
Serrasalmus rhombeus
Prochilodus nigricans
Hypopthopoma sp.
Pygocentrus nattereri
Hoplerythrinus unitaeniatus
Liposarcus pardalis
Hypopthopoma sp.
Aequidens tetramerus
Mylossoma duriventris
creciente
Prochilodus nigricans
Astronotus ocellatus
Hoplerythrinus unitaeniatus
Serrasalmus cf. rhombeus
Chaetobranchus flavescens
Pygocentrus nattereri
Liposarcus pardalis
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
CPUE (ind./h/red)
Figura 27. Fluctuación estacional de especies de peces más abundantes del río Samiria.
Astronotus ocellatus
Chaetobranchus flavescens
vaciante
Ancistrus sp.
Mylossoma duriventris
Heros appendicullatus
Hypostomus emarginatus
Hoplerythrinus unitaeniatus
Prochilodus nigricans
Liposarcus pardalis
Hypopthopoma sp.
Schizodon fasciatus
Aequidens tetramerus
creciente
Serrasalmus cf. rhombeus
Pygocentrus nattereri
Brochis sp.
Prochilodus nigricans
Hoplerythrinus unitaeniatus
Mylossoma duriventris
Chaetobranchus flavescens
Liposarcus pardalis
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
CPUE (ind./h/red)
2.5
3.0
Figura 28.
Samiria
Comparación estacional de la abundancia (CPUE) de peces en la cuenca alta del río
Mylossoma duriventris
Hoplias malabaricus
vaciante
Ancistrus sp.
Astronotus ocellatus
Serrasalmus rhombeus
Prochilodus nigricans
Hypopthopoma sp.
Pygocentrus nattereri
Hoplerythrinus unitaeniatus
Liposarcus pardalis
Prochilodus nigricans
Hypopthopoma sp.
creciente
Aequidens tetramerus
Serrasalmus rhombeus
Chaetobranchus flavescens
Hoplerythrinus unitaeniatus
Astronotus ocellatus
Serrasalmus cf. rhombeus
Pygocentrus nattereri
Liposarcus pardalis
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
CPUE (ind./h/red)
Figura 29. Comparación estacional de la abundancia (CPUE) de peces en la cuenca media del río
Samiria.
Para la demografía se usó la estructura de tamaños para evaluar la salud general de las
poblaciones y los análisis se realizaron en Astronotus ocellatus, Liposarcus pardalis, Prochilodus
nigricans, Pygocentrus nattereri y Serrasalmus rhombeus. Todas las especies, excepto Prochilodus
nigricans mostraron una disminución significativa en clases de tamaño en el 2011, lo que refleja la
degradación en la salud de las poblaciones seguido a la sequía del 2010. Las poblaciones muestran
una recuperación en el 2012 después de las crecientes récord del 2011.
Astronotus ocellatus " acarahuazú"
La demografía de Astronotus ocellatus se ha visto afectada por las variaciones en el nivel del
agua. Durante los años 2007, 2008, el tamaño de la mayor captura de Astronotus ocellatus fue de
17 a 19 cm de longitud. En el 2010, el volumen de la captura más grande aumentó a 19-21 cm. En
el 2011, el volumen de la captura más grande se redujo drásticamente a 11-13 cm (KolmogorovSmirnov (KS), P> 0,05) y en el 2012 después de una inundación intensa la estructura por edades
muestra signos de recuperación, con la mayor captura registrada entre 13-15 cm (Figura 30).
Liposarcus pardalis " carachama"
La demografía de Liposarcus pardalis ha mostrado algunos signos de impacto de las mayores
variaciones en el nivel del agua. El mayor tamaño de captura de Liposarcus pardalis a lo largo de
los años 2007-2010 ha estado en el rango de 22-25 cm de longitud. En el 2011 el tamaño mayor
captura se redujo a 19-22 cm, que era también el tamaño en 2008 (KS, P <0,01). Después de las
crecidas del 2011 y 2012 la edad de la captura más grande ha mostrado signos de recuperación,
con un aumento en la captura de 22 a 25 cm (Figura 31).
Prochilodus nigricans " boquichico"
La demografía de Prochilodus nigricans no ha mostrado los efectos de las variaciones del nivel de
agua. El tamaño más grande de la captura en los años 2007, 2008 y 2010 fue de 18 a 21 cm de
longitud, mientras que el tamaño más grande de la captura en 2009 y 2011 fue de 21 a 24 cm , y
en 2012 fue 15-17 cm (KS, P <0,05) (Figura 32).
Pygocentrus nattereri “piraña roja"
La demografía de Pygocentrus nattereri se ha visto afectada por las variaciones en el nivel del
agua. El mayor tamaño de captura de Pygocentrus nattereri lo largo de los años 2007-2010 ha
estado en el rango de 14-16 cm cm de longitud. En 2011 el tamaño mayor de captura se redujo a
12-14 cm y tuvo un aumento en las capturas más pequeñas de 8-12 cm. En 2012 Pygocentrus
nattereri muestra signos de recuperación, con aumentos en las capturas de 14 a 16 cm y la
disminución de las capturas de 8-12 cm (KS, P <0.05) (Figura 33).
Serrasalmus rhombeus "piraña blanca"
La demografía de Serrasalmus rhmbeus se ha visto afectada por las variaciones en el nivel del
agua. La mayor captura tamaño de rhombeus Serrasalmus entre los años 2007-2010 ha estado en
el rango de 13 a 15 cm de longitud. En 2011 el tamaño mayor de captura se redujo a 11.9 cm, y
tuvo un aumento en las capturas de los tamaños más pequeños de 7-9 cm. En 2012, Serrasalmus
rhmbeus ha mostrado signos de recuperación, con el tamaño de captura más grande de 13-14 cm
(KS, P <0.05) (Figura 34)
2007
60
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
<19-21]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
<19-21]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
<19-21]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
Talla de captura (cm)
2008
40
35
30
25
20
15
10
5
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
Talla de captura (cm)
2009
40
Frecuencia (%)
35
30
25
20
15
10
5
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
2010
30
Frecuencia (%)
25
20
15
10
5
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
2011
25
Frecuencia (%)
20
15
10
5
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
Talla de captura (cm)
2012
30
Frecuencia (%)
25
20
15
10
5
0
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<23-25]
<25-27]
Talla de captura (cm)
Figura 30.
Samiria.
Tallas de captura de Astronotus ocellatus entre el 2007 y 2012 en la cuenca del río
Liposarcus pardalis “carachama”
35.0
2007
Frecuencia (%)
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
35.0
2008
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
35.0
2009
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
25.0
2010
Frecuencia (%)
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
40.0
2011
Frecuencia (%)
35.0
30.0
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
120.0
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
100.0
80.0
60.0
40.0
20.0
0.0
<7-10] <10-13] <13-16] <16-19] <19-22] <22-25] <25-28] <28-31] <31-34] <34-37]
Talla de captura (cm)
Figura 31.
Samiria.
Tallas de captura de Liposarcus pardalis entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río
Prochilodus nigricans “boquichico”
2007
60
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<9-12]
<12-15]
50
<15-18]
<18-21]
2008
<21-24]
<24-27]
<27-30]
<24-27]
<27-30]
<21-24]
<24-27]
<27-30]
<21-24]
<24-27]
<27-30]
<24-27]
<27-30]
Talla de captura (cm)
40
30
20
10
0
<9-12]
<12-15]
<15-18]
<18-21]
<21-24]
2009
35
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
30
25
20
15
10
5
0
Frecuencia (%)
<9-12]
<12-15]
<15-18]
<18-21]
2010
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
<9-12]
<12-15]
<15-18]
<18-21]
Talla
de captura (cm)
2011
45
40
Frecuencia (%)
35
30
25
20
15
10
5
0
<9-12]
<12-15]
<15-18]
<18-21]
<21-24]
Talla de captura (cm)
2012
35
Frecuencia (%)
30
25
20
15
10
5
0
10 — 12
12 — 15
15 — 17
17 — 20
20 — 22
22 — 25
25 -27
Talla de captura (cm)
Figura 32.
Samiria.
Tallas de captura de Prochilodus nigricans entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río
Pygocentrus nattereri “piraña roja”
2007
60
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<8-10]
<10-12]
<12-14]
<14-16]
<16-18]
<18-20]
<20-22]
<22-24]
<18-20]
<20-22]
<22-24]
<16-18]
<18-20]
<20-22]
<22-24]
<16-18]
<18-20]
<20-22]
<22-24]
<16-18]
<18-20]
<20-22]
<22-24]
2008
35
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
30
25
20
15
10
5
0
<8-10]
<10-12]
<12-14]
<14-16]
<16-18]
2009
30
Talla de captura (cm)
Frecuencia (%)
25
20
15
10
5
0
<8-10]
<10-12]
<12-14]
<14-16]
2010
35
Frecuencia (%)
30
25
20
15
10
5
0
<8-10]
<10-12]
<12-14]
<14-16]
2011
45
40
Frecuencia (%)
35
30
25
20
15
10
5
0
<8-10]
<10-12]
<12-14]
<14-16]
Frecuencia (%)
Talla de captura (cm)
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
2012
7 — 82 8 — 10 10 — 12 12 — 14 14 — 15 15 — 17 17 — 19 19 — 21 21 — 22 22 — 24
Talla de captura (cm)
Figura 33.
Samiria.
Tallas de captura de Pygocentrus nattereri entre el 2007 y 2011 en la cuenca del río
Serrasalmus rhombeus “piraña blanca”
2007
60
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<7-9]
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<15-17]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
<17-19]
<19-21]
<21-23]
2008
Talla
de captura (cm)
45
40
Frecuencia (%)
35
30
25
20
15
10
5
0
<7-9]
<9-11]
<11-13]
<15-17]
2009
30
Frecuencia (%)
<13-15]
Talla de captura (cm)
35
25
20
15
10
5
0
<7-9]
<9-11]
<11-13]
<13-15]
2010
60
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<7-9]
<9-11]
<11-13]
60
<13-15]
2011
Talla
de captura (cm)
Frecuencia (%)
50
40
30
20
10
0
<7-9]
<9-11]
<11-13]
<13-15]
<15-17]
Talla de captura (cm)
30.00
Frecuencia (%)
25.00
20.00
15.00
10.00
5.00
0.00
7—8
8 — 10 10 — 11 11 — 13 13 — 14 14 — 15 15 — 17 17 — 18 18|— 2020 — 21
Talla de captura (cm)
Figura 34.
Tallas de captura de Serrasalmus rhombeus entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río
Samiria.
Esfuerzo y captura por unidad de esfuerzo por especies
En relación a la tendencia poblacional de peces en relación al esfuerzo de pesca (individuos
capturados/hora/red. Se tuvo que entre los resultados obtenidos L. pardalis, fue la especie que
presentó una tendencia poblacional ascendente en el esfuerzo de captura, aunque a nivel de tallas
de captura ésta se vio repercutida negativamente. Las otras especies de peces mostraron
fluctuaciones poblaciones cíclicas, por lo que se requiere mayor información para poder hacer
predicciones y recomendaciones de manejo (Figura 35).
Liposarcus pardalis
Pygocentrus nattereri
6.00
5.00
4.50
CPUE (Ind/horas/red)
CPUE (Ind/horas/red)
5.00
4.00
3.00
2.00
1.00
4.00
3.50
3.00
2.50
2.00
1.50
1.00
0.50
0.00
0.00
2006
2007
2008
2009
2010
2011
2012
2006
2007
2009
2010
2011
2012
2011
2012
Prochilodus nigricans
Serrasalmus rhombeus
0.90
0.90
0.80
0.80
0.70
0.70
CPUE (Ind/horas/red)
CPUE (Ind/horas/red)
2008
0.60
0.50
0.40
0.30
0.20
0.10
0.60
0.50
0.40
0.30
0.20
0.10
0.00
0.00
2006
2007
2008
2009
2010
2011
2012
2006
2007
2008
2009
2010
Astronotus ocellatus
3.00
CPUE (Ind/horas/red)
2.50
2.00
1.50
1.00
0.50
0.00
2006
Figura 35.
2007
2008
2009
2010
2011
2012
CPUE de especies de peces más comúnmente capturadas entre el 2007 y 2012 en la
cuenca del río Samiria.
Estado actual de la pesquería en la cuenca del río Samiria
Las poblaciones de peces en el río Samiria se han visto afectadas por las mayores variaciones en el
nivel del agua. Este impacto se ha hecho evidente en los años 2010 y 2011.
A partir de los resultados presentados anteriormente, se puede concluir que en términos de
densidad de la población, medida tanto por la masa de peces capturados o número total de peces
capturado, la parte media de la cuenca Samiria fue la más productiva, seguido por la sección de
aguas arriba y, finalmente, la boca , con la abundancia en orden descendente . En efecto, los
datos también muestran que la diversidad y el dominio reflejan las diferencias en la CPUE .
La producción relativamente más baja en la boca es aparentemente debido a la mayor presión
humana de las comunidades situadas en esta sección. No existen asentamientos humanos a lo
largo del río Samiria, desde que fueron reubicados en los años 1940 cuando se estableció
inicialmente la zona de reserva. La menor producción en la sección de aguas arriba en
comparación con la sección media se debe aparentemente a factores ecológicos de calidad del
hábitat de los peces. Hay más lagos y áreas acuáticas más diverso en la sección media que en la
parte superior de la cuenca del río Samiria, por lo tanto, permitiendo una mayor diversidad y
abundancia.
Las mayores variaciones en el nivel de las aguas causada por los acontecimientos recientes del
cambio climático está empezando a tener un impacto en la sostenibilidad del uso de los recursos
por los indígenas locales Cocama que utilizan el río Samiria como su área tradicional. Los Cocama
viven en los bosques inundados y se han adaptado a las fluctuaciones estacionales en el uso de los
recursos naturales. Durante las aguas altas la pesca es más difícil, ya que los peces se dispersan a
lo largo de los bosques inundados. Sin embargo, durante este período de caza por lo general se
vuelve más fácil cuando las grandes especies de caza de animales silvestres, como venados,
pecaríes y tapires se quedan atrapadas en las restingas. Sin embargo, los acontecimientos
recientes sobre el cambio climático han dado lugar a una disminución de las especies de carne de
monte, lo que resulta en un menor número de animales de caza volviéndose la caza cada vez
menos sostenible. Los Cocama ahora tienen que depender más de la pesca durante la temporada
de inundación, cuando los peces son más difíciles de atrapar. El tamaño de los peces comúnmente
utilizado también está disminuyendo, lo que significa que las personas tienen para capturar un
mayor número para mantener el mismo producto de proteína. Esto requiere un mayor esfuerzo y
una pesca menos sostenible, ya que necesitan capturar más peces.
El nivel del agua es una medida fiable del cambio climático por varias razones. El nivel de agua
tiene un aumento y disminución gradual en la parte superior del Amazonas y es una medición
constante, a diferencia de la temperatura o las precipitaciones que pueden variar en gran medida,
incluso sobre una base diaria. El nivel de agua en la parte superior del Amazonas es similar en
áreas muy grandes y no en sitios específicos, en contraste con las precipitaciones que pueden
variar significativamente incluso en sitio de estrecha proximidad. El nivel del agua es también muy
fácil de medir y se han tomado registros en la Amazonía desde hace más de 100 años, por lo que
las tendencias a largo plazo están disponibles. Por último, el nivel de agua tiene impactos directos
e indirectos sobre la fauna silvestre y los bosques inundados son donde este impacto es más
grande y se puede medir más fácil.
Las poblaciones de peces fueron probablemente los más impactos por la sequía durante la época
de vaciante del 2010 y las consecuencias que se observaron durante el año 2011. La mortalidad de
los peces durante la sequía fueron considerables tanto por la falta de aguas profundas y las
condiciones anóxicas. La profundidad del agua era sólo un pie más o menos profunda en muchos
lagos, canales y el río, que también causaron una mayor competencia , la depredación y el
movimiento fuera del río Samiria a ríos más grandes como el Marañón y el Amazonas. La
producción de peces durante la temporada alta de agua del 2011 probablemente se redujo
sustancialmente debido a la mortalidad de los adultos durante la sequía. Las poblaciones de peces
generalmente se recuperan muy rápidamente de las malas condiciones, si estas condiciones no
persisten. En 2011 hubo una fuerte pero breve sequía, pero de ninguna manera tan severa como
la sequía del 2010. Por lo tanto, las poblaciones de peces pudieron recuperarse en el 2012. Sequías
consecutivas tendrían un impacto negativo sobre las poblaciones de peces y a su vez impactará los
delfines, aves de orilla y otra fauna acuática dependiente de los recursos pesqueros.
Se necesita encontrar estrategias de conservación que ayudan a la gente local a superar los
impactos del uso de sus recursos tradicionales por las condiciones climáticas. La conservación
basada en incentivos es probable que sea una estrategia que ayude a las personas locales a
superar la declinación de los usos de los recursos. Las lecciones aprendidas de la conservación
comunal en la Reserva Nacional Pacaya Samiria y otros sitios están ayudando a formar una
estrategia de conservación más grande y más robusta para la cuenca del Amazonas. Se necesitan
incentivos económicos que actúen como catalizadores para ayudar a las personas locales a
implementar la conservación comunal, y no alternativas no económicas. Los habitantes locales en
la Amazonia tienen una estrategia económica basada en la caza, la pesca, los productos vegetales
no maderables y la agricultura a pequeña escala. Esta es la base de su economía. Estas actividades
se pueden hacer en forma sostenible que ayude a conservar especies, bosques, ecosistemas y
culturas locales, o se puede hacer de una manera no sostenible que dé lugar a la sobreexplotación
de las especies, la destrucción de los bosques y la degradación de sus ecosistemas y culturas. Lo
que se necesita son incentivos económicos que ayuden a las comunidades a transformar las
prácticas insostenibles a prácticas sostenibles.
CAPITULO 7
CAIMANES
Tres especies de caimanes se encuentran en la Reserva Nacional Pacaya-Samiria, el caimán negro
(Melanusuchus niger), caimán de anteojos o caimán blanco (Caiman crocodylus) y caimán dirin
dirin (Paleosuchus trigonatus). Los caimanes negros fueron intensamente sobre cazados durante
los años 1950 - 1970 y se han ido recuperando en el río Samiria durante las últimas
décadas. Durante la sequía de 2010 se registraron efectos sobre la población de caimán blanco. En
contraste, los caimanes negros y dirin dirin no han mostrado efectos de los últimos
acontecimientos sobre el cambio climático.
C.crocodilus: (Blanco, Caimán de anteojos)
Esta especie es un caimán relativamente de tamaño pequeño a mediano que se caracteriza por
una cresta ósea que une las cuencas de los ojos, dando la apariencia de gafas de la que deriva su
nombre común. Los machos suelen alcanzar 2.0 m hasta 2.5 m, con los individuos más grandes
reportados cerca de 3m. Una cresta triangular está presente en los párpados superiores
fuertemente osificada y esta característica en particular, es importante para la identificación de
esta especie cuando se sumerge parcialmente. Los adultos maduros van de una coloración desde
el amarillo, con apariencia de bandas en los juveniles hasta un color verde oliva opaco.
Foto 14. Ejemplar adulto de caimán blanco.
P. trigonatus: (Caiman Dirin Dirin)
El género Paleosuchus constituye uno de los más pequeños de la familia alligatoridaea y los
machos adultos pueden alcanzar hasta 2.3 m. El caimán dirin dirin tiene una piel que es muy
osificada y tiene una proyección característica angular de fuertes escudos en la cola, lo que la
convirtió en una de las especies más fácilmente identificables cuando se hacen avistamientos con
los faros (Britton, 2002). La mandíbula inferior de la especie presenta una serie de manchas
oscuras lo que confiere un marco inmediato de referencia para la comparación con las otras dos
especies simpátricas que también muestran marcas características puntuales individualmente en
la mandíbula inferior.
Foto 15. Ejemplar de caimán dirin dirin.
M. niger: (Caiman Negro)
El caimán negro es el más grande de la familia Alligatoridaea con algunos machos adultos
raramente superando los 6m. Usualmente el largo de un macho adulto es de entre 4m a 5m. Los
juveniles presentan características similares a las de P. trigonatus con coloración amarilla de la piel
y manchas oscuras visibles que se muestran a lo largo de los flancos y el bajo vientre. Al llegar a la
madurez tienen la coloración oscura de la que deriva el nombre de la especie. El vientre de M.
niger es blanco brillante y da a los adultos de esta especie un aspecto único de identificación.
Foto 16. Ejemplar juvenil de caimán negro.
La abundancia de caimanes varía a lo largo del río Samiria. El caimán de anteojos o caimán blanco
(Caiman crocodilus) fue la especie más abundante a lo largo del río Samiria y tuvo un mayor
número en la parte superior Samiria con 1.06 ± 1.02 ind. /km, seguido de la sección media con
0.67 ± 0.43 ind. /km y el más bajo en la boca con 0.082 ± 0.051 ind. / km (H = 4.82, gl = 2, P =
0.09). El caimán negro (Melanosuchus niger) fue la segunda especie más abundante y tuvo un
mayor número en la sección media con 0.42 ± 0.18 ind. /km, seguido de la parte superior donde
alcanza 0.28 ± 0.19 ind. / km y con menos abundante en la boca con 0.42 ± 0.18 ind. / km (H =
4.95, gl = 2, P = 0.084). El caimán dirin dirin (Paleosuchus trigonatus) fue la especie más rara a lo
largo del río Samiria con abundancias similares entre las tres secciones del río que oscilan entre
0.02 ± 0.02 ind / km a 0.04 ± 0.04 ind / km (H = 1,004, gl =. 2, P = 0.61).
Caimán Blanco
La población de caimán de anteojos o caimán blanco disminuyó significativamente cuando el
caimán negro comenzó a recuperarse (b = -3.346, t = -5.3279, P = 0.0007), pero se ha mantenido
relativamente estable desde el 2006 (b = -1.2199, t = -0.2331, P = 0.8223) (Figura 36).
Figura 36. Tendencia de la populación de caimán blanco a largo plazo en el rio Samiria.
El caimán blanco parecía estar afectado por los extremos niveles bajos de agua extrema, mientras
que el caimán negro pareció ser menos afectado. El caimán blanco tuvo una abundancia total más
baja en el río Samiria durante la sequía, que en su promedio de seis años, con la sección alta
presentando 56% menos, la sección media con 27% menos, y la sección inferior o baja con 40%
menos. Parece que la caída se debió a que los caimanes blancos retornaron movieron a los
hábitats más aislados, porque después de la sequía las poblaciones de caimán retornaron a
números más estables (Figura 37). El impacto de la sequía durante 2010 al caimán blanco también
si noto en un cambio en la estructura de edad. En 2010 la proporción de crías bajo y en 2011 la
proporción de crías aumentó significativamente. Este aumento en las crías de caimán blanco
ayudo en la recuperación de populación después los impactos de sequía (Figura 38).
Figura 37. Tendencia de la populación de caimán blanco entre 2006 y 2012 en el rio Samiria. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 38. Estructura de edad en el caimán blanco entre 2007 y 2012 en el rio Samiria. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
Caimán Negro
La población de caimán negro mostró una tendencia hacia un número creciente después de la
extensa explotación excesiva de los años 1950 a 1970 (H = 28,42, gl = 9, p = 0.0014). Más
recientemente, entre 2006-2012 el caimán negro ha tenido una abundancia más estable (b =
1.5086, t = 0.3016, P = 0.7070) (Figura 39). La población de caimán negro no mostró impactos del
cambio climático durante los últimos años con intenso fluctuaciones en el nivel de agua.
Figura 39. Tendencias de caimán negro a largo plazo.
La abundancia de caimanes negros fueron similares y no mostraron disminuciones generales, con
la sección alta del rio con un número muy similar al de años anteriores, la sección media
presentando un poco menos y la sección inferior o baja con números mayores que en años
anteriores (Figura 40). La estructura de la populación de caimán negro mostro una tendencia que
refleja una populación en crecimiento. Cada año desde 2007 a 2012 la proporción de crías
aumento, significando una dinámica de crecimiento (Figura 41).
Figura 40. Tendencias de caimán negro durante 2006 a 2012 en el rio Samiria. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja
fue la sequía.
Figura 41. Estructura de edad en el caimán blanco entre 2007 y 2012 en el rio Samiria. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la
sequía.
El caimán de frente lisa o dirin dirin ha tenido una población relativamente estable en los últimos
años a lo largo del río Samiria.
La abundancia poblacional de Caiman crocodilus en la cuenca alta fue de 1.06±1.02 ind/km, en la
cuenca media fue de 0.67±0.43 ind/km y en la cuenca baja fue de 0.82±0.51 ind./km, las cuales
mostraron diferencia significativas entre sitios (H=4.82, gl=2, P=0.09). Se observó una mayor
abundancia una mayor abundancia en la cuenca alta, seguido de las cuencas media y baja (Dunn,
P<0.05), (Figura 42). En cambio, la abundancia de Melanosuchus niger en la cuenca alta fue de
0.28±0.19 ind/km, en la cuenca media de 0.42±0.18 ind/km y en la cuenca baja de 0.12±0.017
ind./km. Las abundancias poblacionales mostraron diferencias significativas (H=4.95, gl=2,
P=0.084), existiendo diferencias entre las cuencas alta y baja diferentes (Dunn, P<0.05). Mientras
que, Paleosuchus trigonatus tuvo una abundancia poblacional de 0.02±0.02 ind/km en la cuenca
alta, en la cuenca media tuvo una abundancia de 0.04±0.04 ind/km y en la cuenca baja fue de
0.03±0.016 ind./km, evidenciando ciertas diferencias en la abundancia entre las secciones del río
Samiria, pero que no fueron significativos (H=1.004, gl=2, P=0.61). En resumen, P. trigonatus
presentó una mayor abundancia poblacional en la cuenca baja, seguido de la cuenca media y alta,
es mostró un patrón poblacional inverso a lo presentado por C. crocodylus y Melanosuchus niger.
3
Abundancia (ind./km)
2.5
2
1.5
1
0.5
0
Caiman crocodilus
Cuenca alta
Melanosuchus niger
Cuenca media
Paleosuchus trigonatus
Cuenca baja
Figura 42. Abundancia poblacional de tres especies de caimanes en la cuenca alta, media y baja del río
Samiria.
El uso de hábitat del caimán también difiere en el Samiria según la especie. El caimán común tuvo
la mayor abundancia en el hábitat del rio, seguido del hábitat de lago y fue menos abundante en
los canales. El caimán negro mostró un patrón similar y tuvo la mayor abundancia en el hábitat del
río y abundancias similares en lagos y canales. El caimán dirin dirin sólo se encuentra en el hábitat
de rio.
En la cuenca alta, el análisis de la abundancia por hábitats de las tres especies de caimanes mostró
que Caiman crocodilus tuvo una abundancia de 2.34 ind/km en el canal o caño, mientras que en el
lago tuvo una abundancia de 1.42 ind/km, así mismo en el río tuvo 0.25 ind/km. Es decir, en el
caño se observó más abundancia de la especie seguido del lago. En el caso de Melanosuchus niger
tuvo una abundancia de 0.49 ind/km en el lago, 0.40 ind/km en el canal y 0.12 ind/km en el río,
mientras que Paleosuchus trigonatus estuvo presente en el caño con 0.02 ind/km ind/km y 0.04
ind/km en el río, es decir a pesar de las variaciones de abundancia las diferencias interespecíficas
no fueron significativas (H=0.62, gl=2, P=0.7326), (Figura 43).
Abundancia (Ind/km)
2.50
2.00
1.50
1.00
0.50
0.00
Caiman crocodilus
Melanosuchus niger
río
Figura 43.
lago
Paleosuchus trigonatus
canal
Abundancia poblacional en la cuenca alta del río Samiria de tres especies de caimanes en
hábitats de canal y de río.
En la cuenca media, el análisis de hábitats de las tres especies de caimanes mostraron que Caiman
crocodilus tuvo una abundancia de 0.88 ind/km en el caño, mientras que en el río fue de 0.69
ind/km y en el lago de 0.52 ind/km, en el lago se observó más abundancia seguido del caño y el
río. Melanosuchus niger tuvo una abundancia de 0.48 ind/km en el río, 0.39 ind/km en el caño y
0.34 ind/km en el lago, Paleosuchus trigonatus solo estuvo presente en el río y caño con 0.06 y
0.02 ind/km, estando ausente en el lago (Figura 44).
1.00
Abundancia (Ind/km)
0.90
0.80
0.70
0.60
0.50
0.40
0.30
0.20
0.10
0.00
Caiman crocodilus
Melanosuchus niger
río
lago
Paleosuchus trigonatus
canal
Figura 44. Abundancia poblacional en la cuenca media del río Samiria de tres especies de caimanes en
hábitats de río, lago y canal.
En la cuenca baja, se hizo solo comparaciones en el hábitat de río, en donde la abundancia de
Caiman crocodilus fue de 0.08 ind/km, mientras que la de Melanosuchus niger fue de 0.01 ind/km
y de Paleosuchus trigonatus fue de 0.04 ind/km (Figura 45). A pesar de las diferencias en
abundancia interespecífica estas no fueron significativas (G=0.06, gl=2, P= 0.96).
0.09
0.08
Abundancia (Ind/km)
0.07
0.06
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0.00
Caiman crocodilus
Melanosuchus niger
Paleosuchus trigonatus
Figura 45. Abundancia poblacional de tres especies de caimanes en la cuenca baja del río Samiria.
Estacionalidad
El análisis de abundancia poblacional por temporda o estación de muestreo en la cuenca alta
demostró que el Caiman crocodilus tuvo una densidad de 0.52±0.57 ind/km en temporada de
vaciante y de 1.17±1.32 ind/km en temporada de creciente, sin embargo las diferencias no fueron
significativas (Z(U)=0.4392, P=0.6606). En relación a Melanosuchus niger tuvo una densidad de
0.25±0.30 ind/km en temporda de vaciante y 0.26±0.25 ind/km en temporada de creciente, las
cuales no mostraron diferencias significativas (Z(U) = 0.5123, P=0.6084). Mientras que,
Paleosuchus trigonatus mostró una densidad de 0.0012±0.035 ind/km en vaciante y de
0.052±0.087 ind/km en creciente, sin embargo las diferencias no fueron significativas
(Z(U)=0.8051, P=0.4208), (Figura 46).
3.0
Abundancia (ind./km2)
Z(U)=0.4392, P= 0.6606
Z(U)=0.5123, P=0.6084
Z(U)=0.8051, P=0.4208
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
vaciante
creciente
Caiman crocodilus
vaciante
creciente
Melanosuchus niger
vaciante
creciente
Paleosuchus trigonatus
Figura 46. Comparación de las densidades en temporada de vaciante y creciente de tres especies de
caimanes en la cuenca alta del río Samiria.
1.60
0.45
1.40
0.40
1.20
0.35
0.30
1.00
0.25
0.80
0.20
0.60
0.15
0.40
0.10
0.20
0.05
0.00
0.00
cuenca alta
cuenca media
Caiman crocodilus
cuenca baja
Serrasalmus rhombeus
Figura 47. Relación entre abundancia de C. crocodilus y S. rhombeus
CPUE (ind./hora-red)
Abundancia (ind./km)
Se observó una relación entre el caimán negro, caimán común y la piraña blanca
(Serrasalmus rhombeus). Cuanto mayor es la densidad de la piraña blanca más abundante son las
especies de caimanes, lo que indica la correlación entre los recursos alimentarios y los números de
caimanes. Una tendencia inversa se encontró con el caimán dirin dirin (Figuras 47, 48 y 49).
0.45
0.40
1.00
0.35
0.80
0.30
0.25
0.60
0.20
0.40
0.15
0.10
0.20
CPUE (ind./hora-red)
Abundancia (ind./km)
1.20
0.05
0.00
0.00
cuenca alta
cuenca media
Melanosuchus niger
cuenca baja
Serrasalmus rhombeus
Figura 48. Relación entre abundancia de M. niger y S. rhombeus
0.45
0.40
0.1
0.35
0.08
0.30
0.25
0.06
0.20
0.04
0.15
0.10
0.02
CPUE (Ind./hora-red)
Abundancia (ind./km)
0.12
0.05
0
0.00
cuenca alta
cuenca media
Paleosuchus trigonatus
cuenca baja
Serrasalmus rhombeus
Figura 49. Relación entre abundancia de P. trigonatus y S. rhombeus
Análisis de dieta
Por cada individuo de caimán capturado de más de 50 cm se tomó y analizó una muestra de la
dieta. Después del análisis se calculó el porcentaje de ocurrencia de cada categoría de presa
(Figura 14). El consumo total más alto para ambas especies fue de insectos (100 % para el caimán
negro, y el 87,5 % para el caimán de anteojos). Las muestras del caimán de anteojos cayeron en
todas las categorías a excepción de los ítems no alimentarios, mientras que el caimán negro no
mostró evidencia de ningún mamífero, arácnido o frutos en las muestras. El consumo más bajo del
caimán blanco fueron los Gastrópodos y frutos ambos presentes en 8,33 % de las muestras del
estómago y del caimán negro la cantidad más baja fueron los Gastrópodos en un 12,5 % de las
muestras de los estómagos (Figura 50).
.
100
90
Percentage Occurrence
80
70
C. crocodiles
60
M. niger
50
40
30
20
10
0
Prey Category
Figura 50. Incidencia porcentual de los tipos de alimentos que se encuentran en las muestras de la dieta de
caimán negro y anteojos en la cuenca del río Samiria.
Una comparación de cada especie se realizó entre los hábitats. Sólo las muestras estomacales del
caimán blanco en los canales contenían crustáceos, mamíferos y frutos. Peces y vegetación se
encontraron en un mayor porcentaje en el canal que en el río, mientras que los arácnidos fue la
única categoría de presa que se encontraron en un porcentaje más alto en el río que en el canal.
Las muestras estomacales del caimán negro del canal tuvieron una mayor incidencia porcentual de
insectos, vegetación y peces. Las muestras de estómago del canal también contenían un pequeño
porcentaje de gasterópodos que no se encontraron en ninguna de las muestras estomacales del
río. Los crustáceos no estaban presentes en ninguna muestra del canal, pero sí ocurrieron en el
25% de las muestras del caimán negro del río (Figura 52).
Percentage Occurrence
100.00%
90.00%
80.00%
70.00%
60.00%
50.00%
40.00%
30.00%
20.00%
10.00%
0.00%
C. Crocodiles in
Channel
C. Crocodiles in
River
Prey Category
Percentage Occurrence
Figura 51. Incidencia porcentual de los tipos de alimentos que se encuentran en las muestras de C.
crocodilus en los canales y ríos.
100.00%
90.00%
80.00%
70.00%
60.00%
50.00%
40.00%
30.00%
20.00%
10.00%
0.00%
M. Niger in
Channel
Prey Category
Figura 52. Incidencia porcentual de los tipos de alimentos que se encuentran en las muestras de M. niger en
los canales y ríos.
Superposición dietética entre las especies
Utilizando el índice de Schoener se encontró que el caimán negro y caimán blanco tienen una
relación de superposición de 0,762 para la dieta, en la que 1 equivale a una superposición
completa. Este índice utiliza los índices proporcionales para comparar la incidencia porcentual
entre cada especie. Esta proporción de 0.762 implica una significativa alta superposición de dietas
y por lo tanto sugiere alta competencia por el alimento entre ambas especies.
Se evidenció una fuerte relación interespecífica entre Caiman crocodilus y Melanosuchus niger en
los diferentes tipos de hábitats del río Samiria. Es decir mostraron similar patrón de asociación
interespecífica (Figura 53).
Abundancia M. niger (Ln)
2.0
r=0.8365, R2 = 0.6998, P<0.0001
1.0
0.0
-1.0
-2.0
-3.0
-4.0
-5.0
-3.0
-2.5
-2.0
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
0.5
1.0
1.5
Abundancia C. crocodilus (Ln)
Figura 53. Relación entre las abundancias de Caiman crocodilus y Melanusuchus niger en diferentes tramos
del río Samiria.
SECCION III
FAUNA SILVESTRE IMPACTADO POR
INUNDACIONES INTENSAS
CAPITULO 8
MAMIFEROS EN GENERAL
Densidad, biomasa poblacional y metabólica de mamíferos
La densidad total y biomasa de mamíferos está siendo impactada negativamente por inundaciones
intensas causadas recientemente por el cambio climático. El pico de la densidad de mamíferos fue
en 2008. Durante los años recientes del cambio climático la densidad total de los mamíferos ha
disminuido en forma consistente año tras año (Figura 54). La biomasa total de los mamíferos ha
disminuido aún más intensamente que las densidades de mamíferos (Figura 55). El pico en la
biomasa de mamíferos fue en el 2008 y desde el inicio de los eventos de cambio climático la
biomasa en general ha disminuido a su nivel más bajo en el 2012.
Sin embargo, no todas las especies de mamíferos se ven afectadas por igual. Las poblaciones de
mamíferos terrestres, como los ungulados, roedores terrestres y edentados terrestres han sido
severamente afectadas por las recientes inundaciones con la disminución de la densidad y la
biomasa. Por el contrario, los mamíferos arbóreos y semi arbóreos incluyendo los primates,
roedores arborícolas, marsupiales y edentados arbóreos no se han visto afectados por las
recientes inundaciones. Estas especies arbóreas o semi arbóreas pueden superar las
consecuencias físicas de las inundaciones por sus hábitos arborícolas. Los carnívoros también no
han mostrado efectos de las inundaciones. Los carnívoros tuvieron un aumento de la densidad de
presas en las áreas reducidas de las restingas que resultan de las inundaciones, lo que en realidad
aumenta su suministro de alimentos.
Foto 17. Ejemplar de majás (Agouti paca)
Figura 54. Densidad general de los mamíferos en el rio Samiria entre el 2006 y 2012. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con inundaciones intensas y la flecha roja fue
la sequía.
Figura 55. Biomasa general de los mamíferos en el rio Samiria entre el 2006 y 2012. Las flechas verdes son
los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con inundaciones intensas y la flecha roja
fue la sequía.
Los mamíferos fueron censados en el río Samiria para evaluar el impacto del cambio climático. El
Samiria se dividió en tres zonas en función a los planes de uso de fauna silvestre, incluyendo 1)
una zona de uso común para la caza de subsistencia de las poblaciones locales indígenas Cocama.
Esta área corresponde a la zona baja del Samiria. 2) Una zona que de vez en cuando se utiliza para
la caza de subsistencia ocasional y que corresponde a la zona media del Samiria, y 3) una zona que
se usa con muy poca frecuencia para la caza de subsistencia que corresponde a la zona alta del
Samiria.
526.4
Los resultados de los censos realizados entre el 2006 al 2012 mostraron que las densidades
globales y la biomasa de los mamíferos difieren entre las tres zonas. La zona alta del Samiria tuvo
la mayor densidad de mamíferos, seguido de la zona media, y por último la zona baja (X 2 = 91.264,
gl = 2, P <0.0001). Los primates dominaron la densidad y la biomasa de mamíferos en las tres
zonas (X 2 = 397.89, gl = 2, p = 0.0001) con la zona alta teniendo la mayor densidad, seguida de la
zona media y la densidad más baja de los primates estuvo en la zona baja (Figura 56).
600.00
500.00
231.1
71.7
99.2
200.00
170.7
300.00
272.5
400.00
100.00
0.00
Caza ligera
Caza moderada
Densidad (ind./km2)
Caza intensa
Biomasa poblacional (kg./km2)
Figura 56. Densidad y biomasa poblacional de mamíferos por zonas en el río Samiria.
Densidad por órdenes dentro los mamíferos
La densidad máxima en la zona alta fue 72.8 ind/km2, mientras que en la zona media fue de 89.67
ind/km2 y en la zona baja fue de 43.26 ind/km2. La mayor biomasa poblacional fue en la zona alta
con 196.63 kg/km2. Mientras que, en las zonas media y baja fue 89.66 y 80.44 kg/km2,
respectivamente.
A nivel de órdenes dentro de los mamíferos, los primates estuvieron más representados en las tres
zonas del Samiria, estando en la zona alta las mayores densidades poblacionales. Esto indica que
los bosques inundables del río Samiria son muy importantes para sostener poblaciones saludables
de primates y que por sus hábitos arborícolas estarían más adaptados a las fluctuaciones
estacionales de vaciante y creciente del río.
180.0
161.6
Los roedores presentaron mayor densidad en la zona media y alta pero en la zona baja la densidad
fue muy baja. Sin embargo, es muy importante recalcar la mayor densidad de carnívoros en la
zona baja seguida por la zona media y alta. La densidad de edentados y ungulados en la zona alta y
media fue baja, pero casi ausente en la zona baja (Figura 57).
140.0
100.0
80.0
61.7
120.0
89.5
60.0
0.4
0.7
0.7
7.3
1.7
2.8
7.3
2.3
3.7
1.9
20.0
0.0
40.0
0.0
Densidad (ind./km2)
160.0
0.0
Primates
Ungulados
Roedores
Caza ligera
Caza moderada
Carnivoros
Edentados
Caza intensa
Figura 57. Densidad de diferentes grupos de mamíferos en las zonas de caza ligera, moderada e intensa de la
cuenca del río Samiria.
Las especies con mayor densidad en la zona alta del Samiria fueron Saguinus fuscicollis, Cebus
apella, Alouatta seniculus, Saguinus fuscicollis, Sciurus sp. y Cebus albifrons. En la zona media del
Samiria, Saimiri boliviensis fue marcadamente la especie con mayor densidad y otras especies
importantes en términos de densidad fueron Saguinus fuscicollis, Cebus apella, Alouatta seniculus,
Sciurus sp. y Lagothrix poeppigii. En la zona baja del Samiria, Saimiri bolviensis fue también de lejos
la especie con la más alta densidad poblacional, otras especies con mayor densidad fueron
Saguinus fuscicollis, Cebus apella, Alouatta seniculus, Pithecia monachus y sciurus sp. (Figura 58).
80.0
89.7
70.0
Caza moderada
5.9
4.9
Sciurus sp.
10.3
Alouatta seniculus
Pithecia monachus
10.3
14.1
Saguinus fuscicollis
5.7
Lagothrix poeppigii
Saimiri boliviensis
7.9
10.6
Alouatta seniculus
Sciurus sp.
13.7
Cebus apella
18.9
Caza ligera
Saguinus fuscicollis
Saimiri boliviensis
6.8
Cebus albifrons
Saguinus fuscicollis
Alouatta seniculus
Saimiri boliviensis
0.0
Cebus apella
10.0
7.1
20.0
Sciurus sp.
30.0
14.9
40.0
25.2
50.0
Cebus apella
43.3
60.0
28.1
Densidad (ind./km2)
90.0
72.8
100.0
Caza intensa
Figura 58. Especies con mayor densidad en las diferentes zonas de caza del río Samiria.
600.0
501.9
500.0
5.3
2.2
4.0
103.9
19.0
16.2
1.4
7.2
7.5
3.3
100.0
0.0
200.0
62.6
300.0
173.3
400.0
238.5
Biomasa poblacional (kg./km2)
La biomasa (kg/km2) poblacional en primates no fue uniforme entre las zonas del Samiria (X 2=
198.71, gl= 2, P<0.0001). Se reportó mayor biomasa en la zona alta, seguida de la zona media e
baja. Esta diferencia estuvo influenciada por los primates de tamaño grande. En ungulados, los
valores de biomasa poblacional también no fueron homogéneos (X2= 112.94, gl= 2, P<0.0001), la
zona de media presentó el mayor valor, mientras que las zonas alta e baja presentaron valores
reducidos o ausentes. Asimismo, la biomasa poblacional de carnívoros fue similar entre las zonas
alta y media (X2= 4.391, gl= 2, P= 0.111), mientras que la zona baja presentó el mayor valor de la
biomasa poblacional (Figura 63), influenciados por la densidad de Nasua nasua, Eira barbara y
Pteronura brasiliensis. En roedores, la biomasa poblacional fue similar entre la zona alta y media, y
muy baja en la zona baja. La biomasa de endentados fue ausente en la zona alta, mientras que fue
mayor en la zona baja (G = 1.3439, gl= 2, P= 0.5107) (Figura 59).
0.0
Primates
Ungulados
Caza ligera
Roedores
Caza moderada
Carnivoros
Edentados
Caza intensa
Figura 59. Biomasa poblacional de mamíferos en la zona alta, media y baja de la cuenca del río Samiria.
200
Caza ligera
Caza moderada
16.3
13.0
Pteronura brasiliensis
Eira barbara
36.1
26.2
Lagothrix poeppigii
Saimiri boliviensis
Alouatta seniculus
Tapirus terrestris
Cebus apella
43.3
80.4
45.6
Lagothrix poeppigii
Tayassu pecari
13.0
47.8
Cebus apella
82.5
Alouatta seniculus
20.5
Cebus albifrons
63.8
89.7
Saimiri boliviensis
23.5
Lagothrix poeppigii
Saimiri boliviensis
0
Cebus apella
50
Tayassu pecari
53.5
100
72.8
98.3
150
Alouatta seniculus
Biomasa (kg/km2)
250
196.6
En la zona alta hubo mayor biomasa poblacional de Alouatta seniculus, Cebus apella, Saimiri
boliviensis, Lagothrix poeppigii y Tayassu pecari. Es decir, fue una zona dominada por las especies
de mayor tamaño. Mientras que en la zona media las especies con mayor biomasa fueron Saimiri
boliviensis, Alouatta seniculus, Tayassu pecari, Cebus apella, Lagothrix poeppigii y Tapirus
terrestris. Es decir, hubo especies de tamaño pequeño, mediano y grande. En la zona baja, las
especies más dominantes fueron Alouatta seniculus, Saimiri boliviensis, Cebus apella, Lagotrix
poeppigii, Pteronura brasiliensis y Eira barbara (Figura 60).
Caza intensa
Figura 60. Biomasa poblacional de mamíferos en las zonas de caza ligera, moderada e intensa en la cuenca
del río Samiria.
CAPITULO 9
UNGULADOS
Los ungulados se han visto afectados por las grandes variaciones climáticas del nivel del agua
entre 2009 y el 2012. Los ungulados en la cuenca del río Samiria son la huangana o pecarí de labios
blancos y el sajino o pecarí de collar (Tayassu pecari y Tayassu tajacu, respectivamente), el venado
rojo (Mazama americana) y el tapir (Tapirus terrestris). Los populaciones de todo los especies de
ungulados han disminuido extremamente en el Rio Samiria por los impactos de intenso
inundaciones desde el año 2009.
La densidad general de ungulados estimados a partir de transectos lineales ha disminuido
significativamente desde el inicio de las variaciones del nivel de agua (b = -0.9505, t = -3.8605, P =
0.0119). La densidad máxima de 10.25 ind/km2 ocurrió en 2008 después de años de los niveles de
agua relativamente estables y luego disminuyó en el 2009 a 3.93 ind/km2, en 2010 a 1.03 ind/km2
y de nuevo en el 2011 a 0.65 ind/km2. En el 2012 había muy pocos ungulados avistados en los
transectos para estimar la densidad (Figura 61).
Figura 61. Tendencia poblacional de ungulados del 2006 al 2012 en la cuenca del río Samiria. Las
flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
También, la biomasa general de ungulados estimados a partir de transectos lineales ha disminuido
significativamente desde el inicio de las variaciones del nivel de agua. En el 2012 había muy pocos
ungulados avistados en transectos para estimar la biomasa (Figura 62).
Figura 62. Tendencia de la biomasa de ungulados del 2006 al 2012 en la cuenca del río Samiria. Las
flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Las cámaras trampa mostraron resultados similares a los transectos lineales. Entre el 2009 y el
2011 se utilizaron un total de 1935 días en el empleo de cámaras trampa para calcular las tasas de
captura de la cámara en la cuenca del río Samiria. La tasa de captura fue por animal en una
estación de cámara y fotos múltiples durante una visita donde sólo se contaron como un solo
evento. Las manadas de pecaríes se registran como eventos, no como individuos. En el 2009 las
tasas de captura de ungulados fue de 142.69 imágenes por 1000 días de cámara trampa en
comparación con 77.18 capturas en el 2011, resultando en una disminución del 46%. Todas las
especies de ungulados mostraron disminuciones (Figura 63).
Figura 63. Tasas de captura de imágenes de ungulados durante 1000 días de uso de cámara trampa en el rio
Samiria, entre el 2009 y 2011.
Las condiciones ecológicas de los largos períodos de inundaciones en los bosques de várzea del río
Samiria, hasta 6 meses, puede ser muy duro para la comunidad de ungulados. Los mamíferos que
habitan tierra firme deben buscar restingas durante la temporada de inundación, que resultan en
una mayor competencia y presión de los depredadores. Estas condiciones normales estacionales
han sido más intensas durante las inundaciones excepcionalmente altas aguas del año 2009 al
2012, y aún continúan en los primeros meses del 2013. Inicialmente, la mayor densidad de
ungulados se registró durante el 2008, ya que las poblaciones estables se vieron obligadas a
refugiarse en restingas cada vez más escasas. En 2010, se observó el impacto inicial de las aguas
altas del 2009, con la disminución de la densidad de ungulados. Las crecidas récord del 2011 y
2012, superaron las del 2009 y dio lugar a una mayor disminución de los ungulados.
Los resultados de las cámaras-trampa muestran que los mayores extremos de aguas altas están
resultando en mayores porcentajes de ungulados demacrados. Cámaras-trampa instaladas en el
2009 no registraron ningún individuo demacrado de ungulados. En cambio de una forma drástica,
las cámaras-trampa que se instalaron en el 2011 registraron porcentajes importantes de
individuos desnutridos, incluyendo al tapir: 3% (4 fotos de 127 fotos), sajino: 12% (5 fotos de 41
fotos), y huangana: 10% (7 fotos de 71 fotos) (Figura 64). La emaciación es debido al tamaño cada
vez más pequeño de las restingas que resulta en menos disponibilidad de alimentos y una mayor
competencia intra e inter específica.
Figura 64. Fotos de las cámaras trampas mostrando la mala condición de los ungulados durante la
inundación intensa del 2011.
Tayassu pecari “huangana”
Los pecaríes de labios blancos o huangana (Tayassu pecari ) han sido afectados drásticamente por
las inundaciones intensiva de los últimos años. La especie tuvo un pico en su población en la
cuenca del río Samiria en el 2008 con 9.46 ind/km2 que se redujo drásticamente en 2010 hasta
1.33 ind/km2 y aún más en el 2011 hasta 0.89 ind/km2 (G = 26.25, gl = 5, P = 0.0001) (Figura
65). Ninguna huangana fue avistada en transectos lineales en el 2012. Todavía se encuentran en la
cuenca del río Samiria, pero en números muy reducidos. La huangana tuvo una mayor densidad en
las zonas con caza infrecuente y una densidad significativamente menor en la zona con caza
frecuente. Las tres zonas mostraron disminuciones en la densidad de la huangana. Los resultados
de las cámaras-trampa coinciden con la de los transectos lineales, y las tasas de captura en el 2011
fueron de 9.86 manadas por 1000 días/trampa, 56% más bajo que en el 2009 (Figura 66).
Figura 65. Tendencia de la densidad y abundancia poblacional de Tayassu pecari en la cuenca del rio
Samiria. Las flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 66. Tasas de captura de imágenes de Tayassu pecari durante 1000 días de uso de cámara trampa en
el río Samiria, entre el 2009 y 2011.
Tayassu tajacu “sajino”
Los pecaríes de collar o sajino (Tayassu tajacu) han sido afectados igualmente con la misma
intensidad que la huangana por las inundaciones intensas que ocurrieron en la Amazonía
occidental. El sajino tuvo un pico de la población en la cuenca del río Samiria en el 2008 con 0.23
ind/km2, que se redujo drásticamente en el 2010 a 0.05 ind/km2 y aún más en el 2011 y 2012,
donde ningún individuo fue avistado en los transectos lineales (b = - 2.6493, t = -2.6189, P =
0.0471) (Figura 67). El sajino aún se encuentra en la cuenca del río Samiria, pero en cantidades
mucho menores que en el pasado. Resultados de cámaras-trampa coinciden con los resultados de
transectos lineales, y las tasas de captura en el 2011 fue de 29.02 manadas por 1000 días trampa,
51% más bajos que en el 2009 (Figura 68). Con los años, el sajino tuvo una mayor densidad en la
zona con caza infrecuente que en las zonas con caza ocasional o con caza frecuente. La zona con
caza infrecuente tuvo restingas más grandes y más altas lo que ayudarían a explicar la preferencia
de las especies por esta área. Las tres zonas han mostrado disminuciones en la densidad del
sajino. La especie, generalmente no tiene grandes poblaciones en los bosques inundados en
comparación con los bosques no inundables y de várzea que podrían considerarse como un
hábitat marginal para el pecarí. El aumento de nivel de las inundaciones desde el 2009 ha causado
que esta especie se vuelva muy rara en los bosques inundables de la cuenca del río Samiria.
Figura 67. Tendencia de la densidad y abundancia poblacional de Tayassu tajacu en la cuenca del
rio Samiria. Las flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años
con inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 68. Tasas de captura de imágenes de Tayassu tajacu durante 1000 días de uso de cámara trampa en
el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Mazama americana “venado colorado”
De todas las especies de ungulados, el venado colorado (Mazama americana) tuvo un rendimiento
un poco mejor hasta que el registro histórico de la más alta inundación del 2012 causó que su
población disminuya. La densidad del venado colorado fue relativamente constante en la cuenca
del río Samiria entre el 2004 y 2010, pero en el 2011 la densidad del venado colorado cayó a 0.04
ind/km2 y en el 2012 ningún venado colorado fue avistado en los transectos (b = -14.82, t = 3.2686, P = 0.0170) (Figura 69). Los resultados de las cámaras trampa concuerdan con los
transectos. En el 2009 había 36.36 capturas por 1000 días trampa y en el 2011 la tasa de captura
se redujo a 19.15, a una disminución de 42% (Figura 70). Con los años, la densidad de venados
colorados fue similar en la zona con poca frecuencia de caza y zona con caza ocasional y no se
registraron nada en la zona con caza común. La zona con caza común siempre ha tenido muy bajas
poblaciones de venado colorado.
Figura 69. Tendencia de la densidad y abundancia poblacional de Mazama americana en la cuenca
del rio Samiria. Las flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los
años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 70. Tasas de captura de imágenes de Mazama americana durante 1000 días de uso de cámara trampa
en el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Tapirus terrestris “sachavaca”
Foto 18. Ejemplar adulto de tapir o sachavaca.
El tapir de selva baja (Tapirus terrestris), también está mostrando los efectos del cambio
climático. Las cámaras trampa capturaron tapires con mayor precisión que los avistamientos en
transectos lineales. En 2009 las tasas de captura de la cámara trampa de tapir fueron de 22.73
capturas por 1000 días de cámara y en 2011 las tasas de captura se redujeron ligeramente a 19.15
capturas que resultó en una disminución del 16%, mucho menos que otras especies de ungulados
(Figura 72). En el 2012 se colocaron algunas cámaras, pero mucho menos que en el 2009 y
2011. Sin embargo, esta baja muestra capturó 6 eventos del tapir resultando en una tasa de
captura de 14.56, que fue 24% inferior al del 2011. Los transectos terrestres han mostrado
disminuciones en el número de tapires. En 2010 los resultados de los transectos mostraron un
aumento en los avistamientos de tapir, pero en 2011 se redujo a un número muy bajo y en el 2012
ningún tapir fue avistado en los transectos (Figura 71). Con los años, el tapir ha sido visto con
mayor frecuencia en la zona con caza ocasional seguido por la zona con caza infrecuente, y menos
avistado en la zona con caza común. La zona con caza común siempre ha tenido muy bajas
poblaciones de tapir.
Figura 71. Tendencia de la densidad y abundancia poblacional de Tapirus terrestris en la cuenca del rio
Samiria. Las flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 72. Tasas de captura de imágenes de Tapirus terrestris durante 1000 días de uso de cámara trampa en
el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
CAPITULO 10
ROEDORES Y EDENTADOS TERRESTRES
Las especies de roedores terrestres incluyeron al añuje (Dasyprocta fuliginosa) y al majas (Agouti
paca). Las variaciones climáticas en el nivel del agua han afectado estas especies y ambos,
transectos terrestres y cámaras trampa mostraron resultados similares. Las poblaciones de añuje y
majas han disminuido en el rio Samiria por los impactos de las inundaciones intensas durante los
últimos años.
Las especies de edentados terrestres incluyeron al oso hormiguero gigante (Myrmecophaga
trydactila), el armadillo gigante (Priodontes maximus) y especies de armadillos más pequeños
(Dasypus novemcinctus y Dasypus septemcinctus). Los edendatos terrestres han mostrado
impactos y sus poblaciones han disminuido como consecuencia de la extensa inundación de los
últimos años.
Dasyprocta fuliginosa “añuje”
Foto 19. Ejemplar juvenil de añuje.
Las densidades de añuje (Dasyprocta fuliginosa) calculados a partir de transectos terrestres han
sido relativamente constantes en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y 2012 (G = 0.8392, gl = 7,
P = 0.997) (Figura 73). La densidad del añuje alcanzó su máximo en el 2009 con 0.93 ind/km2 y ha
disminuido ligeramente con una densidad en el 2012 de 0.39 ind/km2. Los resultados de cámaras
trampa coincidieron con los transectos y tuvieron una tasa de captura en el 2009 de 445.45
capturas por 1000 días trampa en comparación con una tasa de captura en el 2011 de 239.11
capturas a una disminución del 46% (Figura 74). El añuje se encuentra en todas las tres zonas de
caza con una mayor densidad en la zona de caza infrecuente, seguido por la zona con caza
ocasional y menos en la zona con caza común. El pequeño tamaño del cuerpo del añuje (alrededor
de 5 kg) permite a los individuos sobrevivir en pequeñas restingas de bosques durante la
inundación intensa, que no es posible para las especies de ungulados más grandes. Se supone que
esto ha ayudado al añuje a sobrevivir durante las recientes inundaciones intensas.
Figura 73. Tendencia de la densidad y abundancia poblacional de Dasyprocta fuliginosa en la cuenca del rio
Samiria. Las flechas verdes son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son los años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Figura 74. Tasas de captura de imágenes de Dasyprocta fuliginosa durante 1000 días de uso de cámara
trampa en el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Agouti paca “majas”
Foto 20. Ejemplar juvenil de Agouti paca alimentándose de fruto
de la palmera de aguaje.
El majas (Agouti paca) son especies nocturnas terrestres y sólo se observaron en las cámaras
trampa. Los resultados de las tasas de captura mostraron una disminución en su población tras los
recientes acontecimientos de inundaciones. El majas durante el 2009 tuvo una tasa de captura de
113.64 capturas por 1000 días de cámara, que bajó a 45.59 capturas en 2011 dando lugar a una
disminución del 60% en su abundancia (Figura 75).
Figura 75. Tasas de captura de imágenes de Agouti paca durante 1000 días de uso de cámara trampa en el
rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Myrmecophaga trydactila “oso hormiguero”
El oso hormiguero (Myrmecophaga trydactila) sólo se ve ocasionalmente en transectos
terrestres. Sin embargo, los osos hormigueros gigantes fueron registrados en cámaras trampa, que
mostraban los impactos de las inundaciones intensas. Las tasas de captura en el 2009 fueron de
22.72 capturas por 1000 días trampa y en el 2011 fueron de 8.70 capturas con una disminución en
la abundancia de 62% (Figura 76). El oso hormiguero gigante es un animal terrestre de tamaño
grande y en similitud a los ungulados, sus poblaciones han disminuido como consecuencia de las
inundaciones recientes.
Figura 76. Tasas de captura de Myrmecophaga trydactila por cámaras trampa en imágenes por 1000 días
trampa en el rio Samiria durante 2009 y 2011.
Dasypus spp. “armadillo”
Dasypus spp. son especies nocturnas y sólo se registraron en cámaras trampa. Estas especies de
armadillo fueron agrupadas en el análisis, ya que muchas de las fotos no permitieron la
identificación precisa de especies. Las especies de armadillo se vieron afectados por las
inundaciones intensivas y la población se redujo como consecuencia de los fenómenos
climáticos. Las tasas de captura en el 2009 fueron de 127.27 capturas por 1000 días trampa y en el
2011 las tasas fueron de 31.34 capturas, lo que resultó en una disminución de la abundancia en un
75% (Figura 77). Los bosques inundados no son el hábitat preferido de armadillos, ya que los
hábitos de refugio subterráneo y la proximidad de las aguas subterráneas a menudo dan lugar a
refugios inundados. De hecho, un estudio de hábitos de armadillos realizado por el proyecto
mostró que los armadillos en la cuenca del río Samiria prefieren montículos elevados hechos por
las hormigas cortadoras de hojas del género Atta, que por lo general se encuentran en terrenos
más altos. Por el contrario, en los bosques no inundables de altura no existe ninguna relación
entre los armadillos y las hormigas cortadoras de hojas.
Figura 77. Tasas de captura de imágenes de Dasypus spp. Durante 1000 días de uso de cámara trampa en el
rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Priodontes maximus “armadillos gigantes”
Los armadillos gigantes (Priodontes maximus) son las especies terrestres grandes
predominantemente activos por la noche. Son muy pocas veces avistadas en transectos terrestres,
pero en ocasiones han sido registradas en cámaras trampa. No hubo registros de las cámaras en el
2009 y sólo 9 eventos se registraron en las cámaras durante el 2011 rindiendo una tasa de captura
de 5.22 capturas por 1000 días trampas-cámara. El tamaño pequeño de la muestra no permite un
análisis de las tendencias de la población, sin embargo, la predicción es la una población del
armadillo gigante en declive, al igual que otros grandes mamíferos terrestres y armadillos de
tamaño más pequeño.
SECCION IV
FAUNA SILVESTRE SUPERANDO LOS IMPACTOS
DEL CAMBIO CLIMÁTICO
CAPITULO 11
GUACAMAYOS
Las poblaciones de guacamayos fueron utilizados como especies indicadoras del paisaje terrestre.
Estas especies son apropiadas como especies indicadoras, porque 1) son frugívoros que dependen
de los frutos del bosque, 2) que no son especies preferidas de caza, 3) que pueden moverse dentro
y fuera de las áreas boscosas en períodos cortos de tiempo, y 4) son fáciles de contar y observar.
Entre las especies de guacamayos en el río Samiria se tiene al guacamayo castaño de frente roja
(Ara severa), guacamayo azul y amarillo (Ara ararauna), guacamayo de vientre rojo (Orthopsittaca
manilata), guacamayo rojo (Ara macao) y el guacamayo rojo y verde (Ara chloroptera).
Foto 21. Ejemplar de guacamayo azul y amarillo (Ara ararauna) en actividad alimenticia.
Abundancia, tendencia poblacional y cambio climático
En general, la populación (ind/punto) de guacamayos en el río Samiria entre los años 2006 y 2012
no mostraba impactos por los cambios climáticos. Actualmente, la populación de guacamayos
aumento durante los años de 2009 a 2012 que corresponde al tiempo más fuerte de cambio
climático (Figura 78).
Figura 78. Tendencia de la populación general de guacamayos entre el 2006 y 2012 en el río Samiria. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
En general, la abundancia (ind/punto) de guacamayos en el río Samiria, como en años anteriores,
difiere entre especies (H = 9.4615, gl = 3, P = 0.0237). La especie más común fue el guacamayo de
vientre rojo (Orthopsitaca manilata) 16.65 ± 2.79 ind/punto, seguido por el guacamayo azul y
amarillo (Ara ararauna) 2.74 ± 0.65 ind/punto y guacamayo de frente castaña (Ara Severa) 1.26 ±
0.40 ind/punto. Los guacamayos escarlata y rojo y verde (Ara macao/chloroptera) son menos
comunes y juntos sólo tuvieron una abundancia de 0.16 ± 0.05 ind/punto (Figura 79).
Abundancia (ind./punto
25.0
20.0
15.0
10.0
5.0
0.0
Orthopsittaca
manilata
Ara ararauna
Ara severa
Ara chloroptera
Ara macao
Figura 79. Abundancia poblacional de las especies de guacamayos presentes en la cuenca del río Samiria.
8.22
5.77
2.66
1.33
Cuenca alta
Cuenca media
0.16
0.25
0.00
Ara ararauna
Ara severa
Ara chloroptera/macao
0.05
Orthopsittaca manilata
0.30
Ara chloroptera/macao
Ara ararauna
Orthopsittaca manilata
Ara chloroptera/macao
Ara severa
0.11
Ara severa
1.25
0.70
Ara ararauna
9.0
8.0
7.0
6.0
5.0
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0
Orthopsittaca manilata
Abundancia (ind./punto)
A lo largo del río Samiria los números de guacamayo en total fueron relativamente constantes, con
un promedio de 8.12 ind/punto. Sin embargo, la composición de los guacamayos varió
considerablemente entre la sección baja, media y alta del río Samiria. En la sección baja, los
números fueron dominados por el guacamayo de vientre rojo, con un bajo número de guacamayos
azules y amarillos y guacamayos de frente castaños. No hubo avistamientos de guacamayos rojos
ni guacamayos rojo y verde en la boca. En la sección media del río los números fueron de nuevo
dominados por el guacamayo de vientre rojo, pero el guacamayo azul y amarillo tuvo mayores
números, y el guacamayo de frente castaño tuvo números más bajos. En la sección alta del río, los
tres guacamayos más comunes, de vientre rojo, azul y amarillo y el de frente castaño, todos
tuvieron números similares. Los guacamayos rojos y guacamayos rojos y verdes estuvieron
presentes en las secciones media y alta, pero con un número bajo.
(Figura 80).
Cuenca baja
Figura 80. Abundancia poblacional de las especies de guacamayos registradas en las diferentes cuencas del
río Samiria en el 2012.
En general, los guacamayos han ido aumentando en la cuenca del río Samiria durante el período
de mayores variaciones en el nivel del agua, y no parecen haber sido afectados negativamente por
las mayores variaciones climáticas. Los guacamayos no se ven afectados directamente por las
variaciones del nivel de agua debido a sus hábitos arborícolas. Por lo tanto, la salud de los bosques
parece haberse mantenido desde las mayores variaciones climáticas que empezaron en el
2009. Las variaciones de población en los últimos años en las distintas secciones de la cuenca (la
sección baja, media y alta), en su mayor parte se ajustan a las variaciones anuales globales.
Orthopsitaca manilata “guacamayo de vientre rojo”
El guacamayo de vientre rojo (Orthopsitaca manilata) se ha incrementado desde el 2009 en la
cuenca del río Samiria (H = 19.97, gl = 8, P = 0.010, Figura 81). Esta especie ha pasado de auges
cíclicos de población y de abundancia en la cuenca. Entre 2006-2007 hubo un número elevado de
población del guacamayo de frente castaña. Después, entre 2008-2009 la población fue baja. En el
2010, Orthopsitaca manilata comenzó a aumentar y en el 2011 llegó a su nivel de población más
alto registrado hasta ahora en la cuenca Samiria, y con una población similar en el 2012.
Figura 81. Tendencia de la abundancia de Orthopsittaca manilata en la cuenca del río Samiria. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha
roja fue la sequía.
Ara Severa “guacamayo de frente castaña”
La población de guacamayo de frente castaña (Ara Severa) también es cíclica en la cuenca del río
Samiria. Esta especie tuvo números relativamente bajos hasta el 2009, cuando su población
aumentó considerablemente. En el 2010, 2011 y 2012, la población de guacamayos de vientre rojo
ha ido disminuyendo (H = 15.64, gl = 8, P = 0.047, Figura 82). Al parecer, Ara Severa y
Orthopsittaca manilata están en competencia directa, tanto a través de los años y en sitios
específicos. El número total de las dos especies son relativamente constantes, sin embargo, a
veces una especie u otra van a dominar ya sea anualmente en toda la cuenca o específicamente en
un sitio determinado.
Figura 82. Tendencia de la abundancia de Ara severus en la cuenca del río Samiria. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la
sequía.
Ara ararauna “guacamayo azul y amarillo”
El guacamayo azul y amarillo (Ara ararauna) se ha mantenido relativamente constante en los
números en la cuenca del Samiria desde el 2003, con algunas fluctuaciones anuales (F 8,18 = 3,55, P
= 0,0122, Figura 83). Las mayores variaciones en el nivel del agua no han afectado obviamente los
números de Ara ararauna, aunque su población alcanzó su pico en el 2009 y volvió a aumentar en
el 2011, con un ligero descenso en el 2012.
Figura 83. Tendencia de la abundancia de Ara ararauna en la cuenca del río Samiria. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la
sequía.
Ara macao y Ara chloroptera
Los tamaños de las muestras del guacamayo rojo (Ara macao) y el guacamayo rojo y verde (Ara
chloroptera) son pequeños y las variaciones no muestran tendencias significativas a lo largo de la
cuenca del río Samiria (H = 6.17, gl = 8, P = 0.6282, Figura 84).
Figura 84. Tendencia de la abundancia de Ara macao/chloroptera en la cuenca del río Samiria. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha
roja fue la sequía.
Hábitats
En términos generales, hubo mayor abundancia en el río y canales que en los lagos. Orthopsitaca
manilata tuvo mayor abundancia en los tres tipos de hábitats, al igual que Ara ararauna, mientras
que Ara severa tuvo baja abundancia en canales y lagos. Ara chloroptera y Ara macao fueron
avistados también en muy bajas abundancias en algunos hábitats y algunas veces estuvieron
ausentes (Figura 33). Los guacamayos más raros de observar como A. macao y A. chloroptera
fueron avistados en bosques a la orilla de lagos.
Abundancia (ind./punto)
12
9.73
10
8
7.26
6.20
6
4.33
4
3.13
3.12
2.00
1.67
2
0.02
0.04
0.06
0.03
0.02
0.02
0.48
0
Ara ararauna
Ara chloroptera
Ara macao
canal
río
Ara severa
Orthopsittaca manilata
lago
Figura 33. Abundancia de las especies de guacamayos en los tres tipos de hábitats en el río
Samiria.
CAPITULO 12
PRIMATES
Las poblaciones de primates a lo largo del río Samiria no han mostrado efectos evidentes de las
grandes variaciones en el nivel de agua que se inició en el 2009 y continuó hasta el año 2012
(F 5,12 = 0.843, P = 0.5455, Figura 85). Las poblaciones de primates se incrementaron después del
2000, luego de la caza excesiva en los años 1990 y a partir del 2006 la densidad de primates se
mantuvo relativamente estable. A diferencia de los mamíferos que habitan en tierra y los delfines,
los primates arborícolas viven en el medio ambiente por encima de las influencias físicas del
cambio del nivel de agua. Muchas especies de primates dependen de los frutos como su principal
alimento, y similar a guacamayos, los primates han mantenido poblaciones estables que reflejan
una producción de frutos constante en los bosques.
Figura 85. Tendencia poblacional de primates en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y 2012. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha
roja fue la sequía.
Lagothrix poeppigii “choro”
Foto 22. Ejemplar adulto de Lagothrix poeppigii en el río Samiria.
La densidad de los monos choros (Lagothrix poeppigii) se han mantenido relativamente constante
entre 2004 y 2012 (G = 4.6517, gl = 7, P = 0.7024, Figura 86). En todos los años, la densidad del
mono choro difirió entre las zonas y fue mayor en la zona con caza infrecuente, seguido por la
zona con caza ocasional y menor en la zona con caza común (Kruskal-Wallis = 13.67, gl = 2, p =
0.0011).
Figura 86. Tendencia poblacional de Lagothrix poeppigii en la cuenca del río Samiria entre el 2006 al 2012.
Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas
y la flecha roja fue la sequía.
Las fluctuaciones de varios años entre el 2006 y 2012 muestran que la zona alta y media tuvieron
densidades similares de monos choros. La zona con caza tuvo un mayor incremento en la densidad
mono choro entre el 2006 y 2011.
A nivel de zonas de caza, las densidades promedio fueron de 23.178±10.59 ind./km2, 12.99±8.32
ind./km2 y de 10.10±3.36 ind./km2, en las zonas de caza ligera, moderada e intensa,
respectivamente (Figura 72). Del análisis comparativo se desprende que no hubieron diferencias
significativas de densidades entre las zonas de caza (F2,15=4.40, P=0.0307(Figura 87).
18
Densidad (ind./km2)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Caza ligera
Caza moderada
Caza intensa
Figura 87. Densidades de Lagothrix poeppigii en las zonas de caza ligera,
moderada e intensa del río Samiria.
Alouatta seniculus “coto”
Foto 23. Ejemplar adulto de Alouatta seniculus en el río Samiria.
Los monos coto (Alouatta seniculus) han mostrado fluctuaciones en el río Samiria, con un
descenso de la población entre los años 2006 hasta 2008, y luego un aumento y poblaciones
estables entre 2008 a 2012 (X 2 = 37.69, gl = 8, P <0.0001, Figura 88).
Figura 88. Tendencia poblacional de Alouatta seniculus en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y 2012. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
En todos los años, la densidad del mono coto difirió entre las zonas de caza y fue mayor en la zona
con caza infrecuente, seguido por la zona con caza ocasional y menor en la zona con caza común
(F 2,15 = 4.40, P = 0.0307). El mayor incremento en la densidad de mono coto desde el 2006 fue en
la zona con caza común.
A nivel de zonas de caza, las densidades promedio fueron de 23.178±10.59 ind./km 2, 12.99±8.32
ind./km2 y de 10.10±3.36 ind./km2, en las zonas de caza ligera, moderada e intensa,
respectivamente (Figura 89). Del análisis comparativo se desprende que no hubieron diferencias
significativas de densidades entre las zonas de caza (F2,15=4.40, P=0.0307).
40
Densidad (Ind./km2)
35
30
25
20
15
10
5
0
Caza ligera
Caza moderada
Caza intensa
Figura 89. Densidades de Alouatta seniculus en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.
Cebus apella “machín negro”
Foto 24. Ejemplar macho adulto de Cebus apella en el río Samiria.
Las densidades de los monos negros (Cebus apella) han sido relativamente constantes en la
cuenca del río Samiria entre 2004 y 2012 (X 2 = 7.63, gl = 7, P = 0.3657, Figura 90). En todos los
años, la densidad de monos negros fue similar entre las tres zonas, con una densidad ligeramente
menor en la zona con caza común (F 2,15 = 2.2108, P = 0.1428). El mayor incremento en la densidad
de mono negro fue en la zona con caza infrecuente.
Figura 90. Tendencia poblacional de Cebus apella en la cuenca del río Samiria entre el 2006 al 2012. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
A nivel de zonas de caza, las densidades promedio fueron 18.365±9.41 (media±SD), 20.69±7.02,
11.43±6.78 ind./km2, en las zonas de caza ligera, moderada e intensa respectivamente (Figura 91).
Del análisis comparativo se desprende que hubieron diferencias de densidades entre las zonas de
caza, aunque no fueron significativas (F2,15= 2.2108, P=0.1428). Las densidades fueron diferentes
entre las zonas de caza moderada e intensa (t=3.8158, P=0.0188).
30
Densidad (ind./km2)
25
20
15
10
5
0
caza ligera
caza moderada
caza intensa
Figura 91. Densidades de Cebus apella en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.
Pithecia monachus “huapo negro”
Foto 25. Ejemplar adulto de Pithecia monachus en el río Samiria.
Las densidades de los monos huapo (Pithecia monachus) han sido relativamente constante en la
cuenca del río Samiria entre el 2004 al 2012 (G = 5.5926, gl = 7, P = 0.6001, Figura 92) con una
ligera caída de la densidad en el 2008 y un aumento constante de su población hasta el año
2012. Mientras que la variación de la muestra no muestra ninguna diferencia significativa en la
densidad del mono huapo entre las zonas de caza, la especie no muestran una mayor densidad en
la zona con caza común (H = 2.6584, P = 0.2647). Los monos huapo fueron cazados en el pasado,
pero la gestión de fauna silvestre en la cuenca del río Samiria ha dado como resultado que esta
especie tenga la mayor densidad en la zona con fuerte caza de subsistencia.
Figura 92. Tendencia poblacional de Pithecia monachus en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y 2012. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
Las densidades promedio en las zonas de caza ligera, moderada e intensa fueron de 3.94±1.23
(media±SD), 4.66±2.19, 8.59±8.80 ind./km2, respectivamente (Figura 93), los cuales no fueron
diferentes significativamente (H=2.6584, P=0.2647). Es decir, las densidades fueron similares en
las diferentes zonas de caza.
20.0
Densidad (ind./km2)
18.0
16.0
14.0
12.0
10.0
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
Caza ligera
Figura 93.
Caza moderada
Caza intensa
Densidades de Pithecia monachus en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río
Samiria.
Saimiri boliviensis “fraile”
Foto 26. Ejemplar de mono frailecito (Saimiri boliviensis peruviensis), especie de primate más abundante en
la Reserva Nacional Pacaya Samiria.
Las densidades del mono fraile (Saimiri boliviensis) han tenido aumentos y caídas entre el 2004 y el
2012 (X 2 = 50.892, gl = 7, P <0.0001) (Figura 94) con la densidad del 2012 siendo relativamente
promedio para las especies a lo largo de los años. En todos los años, la densidad de mono fraile fue
similar en las tres zonas de caza (F 2,20 = 1.5144, P = 0.2432). Hubo una caída en el 2011 en la
densidad del mono fraile, pero el número aumentó de nuevo en el 2012.
Figura 94. Tendencia poblacional de Saimiri boliviensis en la cuenca del río Samiria entre 2006 y 2012.
Flechas verdes son años normales del nivel del rio, flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
A nivel de zonas de caza, las densidades promedio fueron de 54.63±25.09 (media±SD),
72.42±23.93, 50.73±34.08 ind./km2, para las zonas de caza ligera, moderada e intensa
respectivamente (Figura 95). Del análisis comparativo se desprende que no hubieron diferencias
significativas de densidades entre las zonas de caza (F2,20= 1.5144, P=0.2432).
120
Densidad (ind./km2)
100
80
60
40
20
0
caza ligera
caza moderada
caza intensa
Figura 95. Densidades de Saimiri boliviensis en las zonas de caza ligera, moderada e intensa.
Saguinus fuscicollis “pichico común”
Foto 27. Ejemplar de Saguinus fuscicollis en el río Samiria.
Las densidades de los monos pichicos (Saguinus fuscicollis) han sido relativamente constante en la
cuenca del río Samiria entre el 2004 y el 2012 (X 2 = 11.272, gl = 8, P = 0.1867, Figura 96). En todos
los años, la densidad del mono pichico es muy similar entre las zonas de caza, con una densidad
ligeramente menor en la zona con caza común (F 2,20 = 0.0274, P = 0.9737). La zona con caza
común también ha experimentado un gran aumento en la densidad de los monos pichico entre
2009 hasta el 2012, y ahora está en un pico de población.
Figura 96. Tendencia poblacional de Saguinus fuscicollis en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y el 2012. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha
roja fue la sequía.
A nivel de zonas de caza, las densidades promedio fueron de 14.69±7.09 (media±SD), 15.25±6.45 y
8.19±6.08 ind./km2, en las zonas de caza ligera, moderada e intensa, respectivamente (Figura 97).
Del análisis comparativo se desprende que no hubieron diferencias significativas de densidades
entre las zonas de caza (F2,20= 0.0274, P=0.973).
Densidad (ind./km2)
25
20
15
10
5
0
caza ligera
caza moderada
caza intensa
Figura 97. Densidades de Saguinus fuscicollis en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.
Cebus albifrons “machín blanco”
Foto 28. Ejemplar de Cebus albifrons en el río Samiria.
El mono blanco (Cebus albifrons) es una especie rara en la cuenca del río Samiria y las densidades
han sido relativamente constante entre 2004 y 2012 (G = 6.0307, gl = 8, P = 0.6438) (Figura 98). En
todos los años, la densidad del mono blanco fue similar entre las tres zonas de caza (F 2,20 = 0.3683,
P = 0.7012), pero tiene una considerable variación debido a los pequeños tamaños de muestra.
Figura 98. Tendencia poblacional de Cebus albifrons en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y el 2012. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
Las densidades promedio del machín blanco fueron de 4.47±2.82 (media ±SD), 3.42±2.84 y
4.32±2.54 ind/km2, en las zonas de caza ligera, moderada e intensa, respectivamente (Figura 99).
Las densidades promedio no difieren significativamente entre las zonas de caza a pesar de mostrar
cierta diferencia con la zona de caza moderada (F2,20=0.3683, P=0.7012).
8.00
Densidad (ind./km2)
7.00
6.00
5.00
4.00
3.00
2.00
1.00
0.00
Caza ligera
Figura 99.
Caza moderada
Caza intensa
Densidades de Cebus albifrons en las zonas de caza ligera, moderada e intensa.
Relaciones Inter específicas
El análisis poblacional en la zona de media reportó que existe una relación positiva inter específica
significativa del tipo Lotka Volterra entre A. seniculus “mono coto” y Pithecia monachus (r= 0.8261,
R2=6825, p=0.0115, Figura 100).
10
Pearson r= 0.8261, R2 = 0.6825, P=0.0115
Pithecia monachus
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0
5
10
15
20
25
30
35
Alouatta seniculus
2
Figura 100. Relación positiva entre las densidades (ind/km ) de Alouatta seniculus y Pithecia monachus en la
zona de caza moderada del río Samiria.
CAPITULO 13
OTRO MAMIFEROS ARBOREOS
Las ardillas (Sciurus spadiceus/igniventris densidades), la Tamandua (Tamandua tetradactyla), el
perezoso de tres dedos (Bradypus variegatus) y el zorro común (Didelphis marsupialis) no han
mostrado efectos en sus poblaciones en las recientes variaciones de cambio climático. Estas
especies son arborícolas y no están afectados directamente por los eventos de inundaciones
físicos extremas de los últimos años, y similar a las otras especies de la fauna arbórea, como
primates, estas poblaciones se han mantenido estables.
Foto 29. Ejemplar de perezoso de tres dedos.
Sciurus spp. “ardillas”
Foto 30. Ardilla negra (Sciurus spp.)
Las ardillas amazónicas (Sciurus spadiceus/igniventris densidades) han mostrado una población
estable en general en la cuenca del río Samiria entre el 2004 y 2012 (G = 4.8109, gl = 7, P = 0.683,
Figura 101) con un pico en el 2009 de 11.27 ind/km2 una tendencia decreciente entre el 2010 y
2012, con densidades en el 2012 de 4.33 ind/km2. Resultados de cámaras trampa mostraron una
tendencia similar, con una tasa de captura en el 2009 de 72.72 capturas por 1000 días trampa y
52.80 capturas en el 2011 dando como resultado una disminución del 27% en su abundancia
(Figura 102). La población de ardillas amazónicas fue similar entre las tres zonas de caza (F 2,17 =
1.4175, P = 0.2675). Las ardillas amazónicas no han mostrado cambios significativos en la densidad
como resultado de los recientes cambios climáticos. Los hábitos de las ardillas son
predominantemente arbóreos y similar a los primates no son afectados directamente por las
inundaciones físicas lo que indica una producción de frutos saludables.
Figura 101. Tendencia poblacional de Sciurus spp., en la cuenca del río Samiria entre el 2006 y 2012. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
Figura 102. Tasas de captura de imágenes de Sciurus spp., durante el uso de 1000 días de cámaras trampa en
el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
Tamandua tetradactyla “tamandúa o shihui”
Foto 31. Ejemplar adulto de tamandúa o shihui en desplazamiento.
Las densidades de tamandúa (Tamandua tetradactyla) o “shihui” han sido relativamente
constantes en la cuenca del río Samiria entre 2004 y 2012 con un punto bajo en 2009 y 2010,
seguido por las densidades más altas en 2011 y 2012 (G = 1.5145, gl = 5, 0.9114, Figura
103). Densidad de tamandúa en el 2012 fue de 0.17 ind/km2. El Tamandúa rara vez fueron
capturados en cámaras trampa y los tamaños de las muestras fueron demasiado pequeñas para su
análisis. La densidad de tamandúa fue relativamente similar en las tres zonas (F 2,17 = 0.6125, P =
0.2275). El Tamandúa es tanto arbóreo como terrestre y se alimentan de hormigas y termitas, lo
que indica que las poblaciones de hormigas y termitas, presumiblemente, no se han visto
afectadas durante los últimos cambios climáticos.
Figura 103. Tendencia poblacional de Tamandua tetradactyla en el tiempo, en la cuenca del río
Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Bradypus variegatus “perezoso”
El perezoso de tres dedos (Bradypus variegatus) ha sido siempre constante en sus densidades en
la cuenca del río Samiria entre el 2008 y 2012 (G = 0.8321, gl = 6, P = 0.9912, Figura 104). En el
2012, la densidad era de 0.21 ind/km2. La densidad del perezoso de tres dedos ha sido
relativamente similar entre las tres zonas (H = 0.0241, gl = 2, p = 0.988). El perezoso es folívoro y
sus hábitats arbóreos no se han visto directamente afectados por los recientes altos niveles de
agua.
Figura 104. Tendencia poblacional de Bradypus variegatus en el tiempo en la cuenca del río
Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Didelphis marsupialis “zorro común”
El zorro común (Didelphis marsupialis) es una especie nocturna que se registró con frecuencia en
cámaras trampa, pero no durante los transectos terrestres llevadas a cabo durante el día. Las
sesiones de captura de cámara en el 2009 registraron una tasa de captura del zorro en 131.81
capturas por 1000 días trampa en comparación con 169.47 capturas en el 2011, con abundancias
similares y no hay indicios de descensos causados por las inundaciones (Figura 105). El zorro
común vive tanto en el suelo como en los árboles del sotobosque inferior de los bosques y pueden
sobrevivir en estratos sobre el agua durante las épocas de inundaciones intensivas, lo que explica
su población estable.
Figura 105. Tasas de captura de imágenes de Didelphis marsupialis durante el uso de 1000 días cámaras
trampa en el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
CAPITULO 14
CARNÍVOROS
Los carnívoros analizados de los transectos terrestres y los resultados de las cámaras trampa
incluyeron el achuni (Nasua nasua), el manco (Eira Barbara), el tigrillo (Leopardus pardalis), el
jaguar (Panthera onca), el puma (Puma concolor) y lobo de rio (Pteronura brasiliensis). Otras
especies avistadas con tamaños de muestra muy pequeños para el análisis de la población
incluyeron el mapache (Procyon cancrivorous), yaguarundi (Felis yaguaroundi), y el margey (Felis
wiedii). Las especies carnívoras no mostraron ningún efecto claro de los acontecimientos recientes
sobre el cambio climático, ya que son tanto de tierra firme como de hábitos arbóreos. Los hábitos
semi arbóreos permiten a estas especies superar los efectos físicos de las recientes inundaciones
extremas e incluyeron el achuni, el manco y el tigrillo. En contraste, el lobo de río es tanto acuático
y terrestre. En consecuencia, la especie puede superar ambas condiciones de sequía y de
inundaciones intensas.
Foto 32. Ejemplar adulto de Pathera onca “jaguar u otorongo”.
El Jaguar (Panthera onca), el puma (Puma concolor) y el tigrillo (Leopardus pardalis) fueron
registrados en cámaras trampa. Las respuestas de los depredadores terrestres a las inundaciones
intensivas deben ser diferentes a los herbívoros terrestres (ungulados y roedores), ya que los
depredadores pueden encontrar una mayor densidad de presa atrapada en restingas inundables
durante las inundaciones, lo que en realidad hacen que sea más fácil para ellos encontrar
presas. En contraste, los herbívoros tienen mucha mayor competencia de los alimentos y como
son pequeños los animales son empujados cada vez más a las restingas más pequeñas cuando las
aguas empiezan a subir. Por lo tanto, los herbívoros sufrirían la mortalidad como el aumento de la
depredación y una mayor competencia por los alimentos, mientras que para los depredadores
podría ser más fácil la captura de presas.
Nasua nasua “achuni”
Las densidades de achuni (Nasua nasua) han variado con caídas y picos en la cuenca del río
Samiria entre el 2004 al 2011 (G = 10.5981, gl = 7, P = 0.1571, Figura 106) y en el 2011 y 2012
estuvieron en torno a la densidad media a largo plazo, en 1.29 y 2.17 ind/km2. El achuni rara vez
fue capturado en cámaras trampa y los tamaños de las muestras fueron demasiado pequeñas para
su análisis. A través de los años, las poblaciones de achuni han sido similares en las tres zonas de
caza (H = 1.3581, gl = 2, p = 0.5071). El achuni utiliza hábitats tanto terrestres y arborícolas y se
alimentan principalmente de insectos grandes que se mueven por los árboles durante las
inundaciones y a su vez permiten al achuni superar los eventos de inundaciones intensas y
mantener poblaciones saludables.
Figura 106. Tendencia poblacional en el tiempo de Nasua nasua en la cuenca del río Samiria. Las
flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la
flecha roja fue la sequía.
Eira barbara “manco”
Las densidades del manco (Eira Barbara) han variado en la cuenca del río Samiria entre el 2004 y
2012, pero han ido en un constante aumento desde su punto más bajo en el 2009 (G = 1.4836, gl =
6, P = 0.9606, Figura 107) y la densidad en el 2012 fue en 0.28 ind/km2. Las densidades de manco
fueron similares entre las tres zonas de caza (H = 5.526, gl = 2, p = 0.631). Los resultados de las
cámaras trampa concuerdan con los transectos lineales. En el 2009 ningún manco fue capturado
en las cámaras, en el año 2011 las cámaras trampa tuvieron una tasa de captura del manco de
6.96 por 1000 días de cámara trampa, y en 2012 las pocas cámaras colocadas tuvieron una tasa de
captura de 4.85, similar al 2011. El Manco a menudo se alimenta en el piso inferior y medio de los
bosques, lo que permite a estas especies superar los períodos de grandes inundaciones y
mantener una población sana durante las inundaciones intensas.
Figura 107. Tendencia poblacional de Eira barbara en la cuenca del Samiria. Las flechas verdes son
años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue la
sequía.
Leopardus pardalis “Tigrillo”
El tigrillo (Leopardus pardalis) se registraron en un número considerable de cámaras trampa. De
acuerdo con las predicciones, la abundancia del tigrillo no se ha visto afectada por las recientes
inundaciones intensivas. En el 2009 la abundancia del tigrillo fue relativamente baja con una tasa
de captura de 9.09 tigrillos por 1000 días de trampas-cámara. En el 2011 la tasa de captura
aumentó a 54.55 captura y en la pequeña muestra de trampas colocadas en el 2012 la tasa de
captura se mantuvo fuerte en 41.26 (Figura 108). Los tigrillos pueden ser identificados
individualmente por su marca en el pelaje, lo que hace posible el uso de los métodos de capturarecaptura para estimar la densidad. Se calcula que 12 tigrillos individuales capturados en las
trampas cámara estuvieron distribuidos en un área de aproximadamente 20 km2, que arrojó una
densidad de 0.6 ind/km2.
Figura 108. Tasas de captura de imágenes de Leopardus pardalis durante el uso de 1000 días de cámaras
trampa en el río Samiria, entre el 2009, 2011 y 2012.
Panthera onca “jaguar” y Puma concolor “puma”
Tamaños de muestra de jaguar y puma obtenidos de cámaras trampa no fueron lo
suficientemente consistentes como para examinar las relaciones de la abundancia entre años. El
tamaño de la muestra para el año 2011 fue lo suficientemente grande como para tener un
indicador de la salud general de la especie. En el 2011 las tasas de captura del jaguar en cámaras
trampa fueron de 12.18 capturas por 1000 días trampas-cámara, y de puma fue de 13.34 capturas
(Figura 109). Estas tasas de captura indican abundancia considerable de ambas especies y sugieren
que en el 2011 tanto el jaguar y el puma no se habían visto afectados por las grandes variaciones
en el nivel de agua debido a los cambios climáticos. Esto coincide con la predicción de que los
depredadores son menos vulnerables a las inundaciones que las especies herbívoras.
Figura 109. Tasas de captura de imágenes de Panthera onca y Puma concolor durante el uso de 1000 días de
cámaras trampa en el rio Samiria durante el 2011.
Lobo de río
Foto 33. Pareja de lobo de río en las inmediaciones del PV Shiringal, inmediaciones de la
desembocadura del río Samiria.
Las densidades del lobo de río (Pteronura brasiliensis) han aumentado de manera constante en la
cuenca del río Samiria y el continuo crecimiento de la población no parece verse afectada por las
recientes variaciones del cambio climático en el nivel del agua. El Lobo de río es una especie de
hábitat acuático y terrestre. Supuestamente, por esta razón el lobo de río no es afectado por
sequías o inundaciones intensas, porque ellos pueden superar ambas condiciones.
El Lobo de río es una especie endémica de América del Sur y tuvieron una disminución marcada
debido a la caza excesiva de su piel durante los años de 1940 a 1970 y la polución de las aguas
hasta el límite de su extinción. A fines de la década de 1970, el lobo de río estaba casi extinto. Los
estudios de lobo de río son de alta prioridad para los esfuerzos de conservación de la UICN y son
necesarios estudios de largo plazo para esta especie emblemática en peligro de extinción. Hoy en
día, el lobo de río está empezando a mostrar una recuperación en el tamaño de la población en
muchas zonas de su antigua área de distribución en la Amazonía, incluyendo la cuenca del río
Samiria. Los avistamientos de lobo de río han aumentado considerablemente en la cuenca del río
Samiria a lo largo de los años.
Las densidades del lobo de río a lo largo de transectos terrestres y acuáticos se han incrementado,
a través de los años. Entre el 2005 y 2007, no fueron observados ejemplares de lobo de río en los
transectos. En el 2008 la densidad se calculó en 0.05 ind/km2, en el 2009 se incrementó a 0.44
ind/km2, en el año 2010 fue de 0.77 ind/km2, en el 2011 fue de 1.02 in/km2, y en el 2012 se
incrementó un poco más de 1.12 ind/km2 (Figura 110).
El tamaño de grupo del lobo de río también parece ser más grande y más estable ya que la
población crece. Un grupo de lobo de río fue seguido por un mes en la parte alta del río Samiria. El
grupo estaba formado por 5 individuos, una hembra adulta, un macho adulto, una hembra juvenil,
y dos sub adultos, uno de ellos un macho y el otro sin confirmar. Todos los ejemplares de lobo de
río fueron identificados individualmente por sus marcas de garganta y su comportamiento
también fue registrado. En una ocasión se observó el grupo de lobo de río en interacción agresiva
con un delfín rosado. El grupo nadó hacia el delfín y agresivamente salpicando, y a su vez el delfín
nadó agresivamente hacia las nutrias, una vez que se retiraron. Esto se prolongó durante varios
minutos hasta que los ejemplares de lobo de río se retiraron.
Figura 110. Densidad de Pteronura brasiliensis en la cuenca del río Samiria del 2006 al 2012 mediante el uso
de transectos terrestres y acuáticos.
CAPITULO 15
AVES DE CAZA
Las aves de caza censados a lo largo de transectos terrestres, incluyeron las especies de perdices
(Tinamus spp.), Paujiles (Mitu tuberosum), pucacunga (Penelope jacquacu) y pava de monte (Pipile
cumanensis). También, el trompetero (Psophia leucoptera) se registró pero sólo en cámaras
trampa. No hubo efectos obvios sobre la densidad de las aves de caza como consecuencia de las
mayores variaciones en el nivel del agua (G= 4.4516, gl=7, P= 0.7265, Figura 111). Similar a los
guacamayos, primates y otros animales arborícolas, las aves de caza son capaces de superar la
inundación física. El número total de aves de caza fue relativamente similar entre las zonas de caza
con una tendencia hacia un número mayor en la zona con caza infrecuente, seguido de la zona de
caza ocasional y menos en la zona de caza común (F 2,17 = 2.3146, P = 0.1278, Figura 112). La
densidad de aves de caza en el 2012 fue de alrededor del promedio de todos los años para las tres
zonas de caza.
Figura 111. Tendencia poblacional de aves de caza del 2004 al 2012 en el río Samiria. Las flechas
verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha
roja fue la sequía.
12
Densidad (ind./km2)
10
8
6
4
2
0
caza ligera
caza moderada
caza intensa
Figura 112. Densidad de aves de caza en diferentes zonas de caza del río Samiria.
Tinamus sp., “perdiz”
La densidad de perdices en el río Samiria ha pasado por caídas y picos entre el 2004 al
2012, sin tendencias significativas a largo plazo (G = 4.3755, gl = 6, P = 0.626) (Figura 113) y
una densidad promedio de 4.39 ind/km2.Las densidades en el 2011 y 2012 fueron
extremadamente bajos, de 2.40 y 2.01 ind/km2, respectivamente. Los resultados de
cámara trampa tuvieron una tasa de captura de perdices en el 2009 de 104.54 capturas
por 1000 días trampa y en el 2011 con 178.75 capturas. Tanto los transectos y trampas
cámara muestran una población sana y estable de las perdices y no hay indicación de que
las especies están afectadas por las variaciones del cambio climático en el nivel del agua,
mientras que los transectos se han reducido ligeramente, los encuentros de la cámara ha
aumentado. Las perdices son capaces de superar la inundación física por su hábitat tanto
terrestre y arborícola. La densidad de perdices fue similar en las tres zonas de caza (F 2,15 =
0.8311, P = 0.542, Figura 114).
Figura 113. Tendencia poblacional de Tinamus sp., en la cuenca del río Samiria. Las flechas verdes
son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja fue
la sequía.
Figura 115. Tasas de captura de imágenes de Tinamus sp. Durante el uso de 1000 días de cámaras trampa
en el río Samiria, entre el 2009 y 2011.
Mitu tuberosum “paujil”
Foto 34. Ejemplar adulto de paujil.
El paujil se observó tanto en transectos lineales y cámaras trampa. Las densidades han sido
relativamente constantes entre el 2004 al 2012 (G = 1.3613, gl = 6, P = 0.9682, Figura 116). La
densidad del Paujil ind/km2 fue de 0.20 en el 2012. Las cámaras-trampas registraron una tasa de
encuentro en el 2009 de 22.72 eventos por cada 1.000 días cámara-trampa y en el 2011 hubo 8.70
eventos (Figura 117). Los resultados no muestran ningún signo de que las poblaciones de paujil
están siendo impactadas por eventos de cambio climático, mientras que los encuentros con
cámaras-trampa tuvo una ligera caída, la densidad en los transectos se han incrementado
ligeramente. La zona con caza infrecuente tuvo la mayor densidad de paujil, seguida de la zona de
caza ocasional. No hubo avistamientos de esta especie en la zona de caza común.
Figura 116. Tendencia poblacional de Mitu tuberosum en la cuenca del Samiria. Las flechas verdes
son los años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con inundaciones intensas y la flecha roja
fue la sequía.
Figura 117. Tasas de captura de imágenes de Mitu tuberosum durante el uso de 1000 días de cámaras
trampa en el río Samiria, entre el 2009 y 2011.
Penelope jacquacu “pucacunga”
Foto 35. Ejemplar de pucacunga cogiendo un fruto de huasaí (Euterpe sp.)
La pucacunga ha pasado por algunos picos y caídas en números en los transectos entre el
2004 al 2012, pero en general ha tenido una población relativamente estable (G = 3.3917,
gl = 6, P = 0.7583, Figura 118) con una densidad elevada en el 2012 de 0.61 ind / km2. Esto
indica que la especie no se ha visto afectada por las fluctuaciones climáticas del nivel del
agua. No se registraron ejemplares de pucacunga en las cámaras trampa. La densidad de
pucacunga fue relativamente similar entre las zonas de caza con una tendencia hacia una
mayor densidad en la zona con caza infrecuente, seguido por la zona con caza ocasional, y
menos en la zona con caza común (H = 1.6494, gl = 2, p = 0.4383).
Figura 118. Tendencia poblacional en el tiempo de Penelope jacquacu en la cuenca del río
Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía.
Pipile cumanensis “pava de monte”
Foto 36. Ejemplar adulto de pava de monte.
Las pavas tuvieron una población relativamente estable entre el 2006 al 2012 (G = 2.0177, gl = 7, P
= 0.9589, Figura 119). La densidad de la pava de monte en el 2012 fue ligeramente inferior al
promedio de 0.24 ind/km2, pero todavía sus números se mantienen saludables. Los resultados
indicaron que la pava no se ha visto afectada recientemente por las variaciones del nivel de
agua. Ejemplares de pavas de monte no fueron grabados en cámaras trampa. La zona con poca
caza infrecuente tuvo la mayor densidad, seguido de la zona de caza ocasional. No hubo
avistamientos de esta especie en la zona de caza común.
Figura 119.
Tendencia poblacional en el tiempo de Pipile cumanensis en la cuenca del río
Samiria. Las flechas verdes son años normales del nivel del rio, las flechas azules son años con
inundaciones intensas y la flecha roja fue la sequía
Psophia leucoptera “trompetero”
Foto 36. Ejemplar adulto de trompetero en desplazamiento.
Ejemplares de trompetero fueron grabados en cámaras trampa y sólo raramente fueron
observados en transectos terrestres. En el 2009 las cámaras trampa registraron una tasa de
encuentro de trompeteros de 13.63 eventos por 1000 días trampas-cámara, que fue similar a la
tasa de encuentro del 2011 de 19.15 eventos (Figura 120). Estos resultados sugieren que los
trompeteros no se vieron afectados por las recientes fluctuaciones en el nivel del agua.
Figura 120. Tasas de captura de imágenes de Psophia leucoptera durante el uso de 1000 días de cámaras
trampa en el rio Samiria, entre el 2009 y 2011.
SECCION V
IMPACTO DE CAMBIO CLIMÁTICO
CAPÍTULO 16
IMPACTO DE CAMBIO CLIMÁTICO EN LAS COMUNIDADES
COCAMA
Pueblos Indígenas Cocama
Las grandes variaciones en el nivel de las aguas causada por los acontecimientos recientes del
cambio climático está empezando a tener un impacto en la sostenibilidad del uso de los recursos
por los indígenas locales Cocama que utilizan el río Samiria como su área tradicional. Los Cocamas
viven en los bosques inundados y se han adaptado a las fluctuaciones estacionales en el uso de los
recursos naturales. Durante la creciente la pesca es más difícil, ya que los peces se dispersan a lo
largo de los bosques inundados. Sin embargo, durante este período de caza por lo general se
vuelve más fácil con las grandes especies de animales silvestres utilizadas como carne de monte,
como venados, pecaríes y tapires que quedan atrapados en las restingas. Sin embargo, los
acontecimientos recientes originados por el cambio climático han dado lugar a una disminución de
las especies de carne de monte, lo que resulta en un menor número de los animales de caza, por
consiguiente la caza es cada vez menos sostenible. Los Cocamas ahora tienen que depender más
de la pesca durante la temporada de inundación, cuando los peces son más difíciles de atrapar. El
tamaño de los peces comúnmente utilizados se redujo después de la sequía, lo que significa que la
gente tiene que capturar un mayor número de peces para mantener el mismo nivel de
proteína. Esto requiere un mayor esfuerzo y la pesca se hace menos sostenible, ya que se
necesitan capturar más peces. Más recientemente, la población de peces se ha recuperado lo que
resulta en una pesquería más sostenible.
Foto 37. Familia Cocama en desplazamiento por el río Samiria.
La sostenibilidad de la caza de carne de monte por los Cocama fue evaluada en la cuenca del río
Samiria mediante el análisis de Reclutamiento del Stock. El modelo se basa en modelos de
poblaciones dependientes de la densidad que utilizan las estimaciones de rendimiento máximo
sostenido (MSY) y la capacidad de carga (K). La mayoría de las especies de la fauna silvestre
tropical que se cazan son especies K-seleccionados y por lo tanto deben tener el reclutamiento
dependiente de la densidad. A su vez, la explotación sostenible de las poblaciones de la fauna
tropical dependerá de las relaciones entre la tasa de reclutamiento y el tamaño de la población. El
modelo de reclutamiento predice el grado de riesgo de las cosechas para los diferentes tamaños
de las poblaciones. Una población de una especie en una zona de caza puede ser comparado con
un K y RMS predicho. Esto se logra mediante la comparación de la densidad de la población cazada
(N) para un K calculado como N/K. La cosecha de especies en el RMS es una estrategia de manejo
riesgosa y debe ser evitado. Del mismo modo, la cosecha de especies con poblaciones de base
pequeñas (a la izquierda de RMS) es una estrategia de manejo de riesgo y deben ser evitadas. Por
otro lado, la extracción de especies con poblaciones de base de gran tamaño (a la derecha del
MSY) es una estrategia de manejo segura que se puede usar para el uso sostenible de una especie
a largo plazo. En la cuenca del río Samiria las densidades de mamíferos en áreas sin caza se
utilizaron para estimar K. El MSY se fijó en el 60% de K para pecaríes, venados y roedores grandes
y el 80% de K para el tapir y primates.
La sostenibilidad de la caza de carne de monte se ha reducido significativamente desde que se
iniciaron los cambios climáticos en la variación del nivel del agua en el 2009. La presión de la caza
no ha aumentado, sino disminuido desde el 2000. Los cambios en la sostenibilidad parecen ser
debido al impacto que el cambio climático está teniendo sobre las especies de carne de monte.
Modelo de Reclutamiento del Stock
El modelo de reclutamiento del stock se utilizó para evaluar la sostenibilidad de la caza en la cuenca
del río Samiria. El Modelo de Reclutamiento del Stock es una variante de las comparaciones de la
abundancia, el cual está basado en los modelos de poblaciones denso-dependientes que usan
estimados de rendimiento máximo sostenido (MSY) y capacidad de carga (K). El modelo de
reclutamiento del stock pronostica niveles sostenibles de cosecha para los tamaños de poblaciones
(McCullough 1987). La población base más grande está en su capacidad de carga (K) y la más
pequeña en la extinción (0). Una cosecha sostenible puede ser realizada a cualquier tamaño de la
población base, sin embargo, solamente hay un punto en que la cosecha sostenida está al máximo o
MSY (Caughley 1977).
La población de especies en un área de caza puede ser comparado a un K y MSY pronosticado. Esto
se puede cumplir comparando la densidad de las poblaciones cazadas (N) a un K estimado como
N/K. La MSY es también denotada como una proporción de K. A su vez, la población cazada está
posicionada en relación al MSY, el cual a su vez es usado para evaluar el riesgo de caza.
La cosecha de animales al MSY o con una población base pequeña (a la izquierda de MSY) son
estrategias de manejo riesgosas y debería evitarse porque si se trata de manejar una población de
animales al MSY o con una población base pequeña (a la izquierda de MSY) y se comete un pequeño
error de exceso de caza, esta pequeña sobrecaza podría resultar en el deceso de la población base al
año siguiente. Si esta pequeña sobrecaza no ha sido advertida y la población es cazada en las
mismas cantidades, el efecto de la sobrecaza podría ser dramático y llevaría rápidamente a la
extinción de la población de pecaríes (McCullogh 1987; Bodmer et al., 1997a).
Sin embargo, la cosecha de animales con poblaciones base grandes (a la derecha del MSY) es una
estrategia de manejo segura y esta estrategia debería ser usada para el uso sostenible de animales a
largo plazo. Si ocurren pequeños errores en la cosecha con poblaciones base grande, esta sobrecaza
moderada resultaría en el deceso de la población base el siguiente año. Si esta sobrecaza es
inadvertida y la población es nuevamente cosechada en las mismas cantidades, la población de
animales se estabilizaría en este nuevo nivel de cosecha sostenida y no se reduciría posteriormente.
Así, la cosecha de animales con poblaciones base grandes es una estrategia de manejo segura,
porque es menos probable que resulte en la extinción de la población (McCullough 1987; Bodmer
et al. 1997a).
El punto MSY para muchas especies de fauna silvestre se asume que está a 60% de su capacidad de
carga (K), basado en estudios empíricos de mamíferos grandes de caza (Robinson y Redford 1991).
K es estimado como la densidad de las poblaciones sin caza (Robinson y Redford 1991), N es la
densidad observada, y N/K puede ser comparado al MSY estimado. La caza puede ser considerada
riesgosa o segura dependiendo si N/K es más grande o más pequeño que el punto MSY.
El modelo de reclutamiento del stock se utilizó para evaluar el nivel de riesgo de la caza de
mamíferos en la Amazonia peruana. Por ejemplo, ungulados, roedores y primates fueron
estudiados en la Reserva Nacional Pacaya - Samiria, en sitios de caza de subsistencia dentro de la
reserva y en áreas sin caza totalmente protegidos. Las densidades de estos mamíferos en las áreas
sin caza fueron utilizadas para estimar K. La MSY se fijó en el 60% de K para pecaríes, venados y
roedores grandes y en el 80% de K para el tapir (Tapirus terrestris).
Resultados de Modelo Reclutamiento del Stock
En el 2000, la única especie de caza con riesgo en materia de sostenibilidad fue el Tapir. El pecarí
de collar, el pecarí de labios blancos, venado rojo y añuje estuvieron cazados de manera
segura. Las acciones de conservación que se implementaron a través del manejo de la fauna
silvestre en las comunidades han dado lugar a una población más sana del tapir, y entre el 2009 al
2010 el tapir fue cazado de forma segura en condiciones de uso sostenible. Sin embargo, otras
especies de animales silvestres de caza han disminuido desde que comenzaron las variaciones
climáticas. Las primeras especies en ser afectadas fueron el pecarí de collar, y entre el 2009 al
2010 la cacería del pecarí de collar se volvió riesgosa. Las otras especies de animales silvestres de
caza estuvieron cazados de manera segura entre el período del 2009 al 2010. Para el año 2011 el
impacto del cambio climático sobre la sostenibilidad de la caza se hizo evidente, con el sajino, la
huangana, el venado rojo y añuje tornándose riesgoso en términos de sustentabilidad de la
cacería. La única especie que se mantuvo lo más seguro fue el tapir, debido a una reducción en la
presión de caza por los Cocama, como resultado de las acciones de conservación y uso sostenible.
Sin embargo, en el 2012 después de las inundaciones intensas todas las especies de caza fueron
riesgosos y la caza volvió a no ser sostenible en su totalidad.
Tabla 3. Análisis de reclutamiento del stock en la cuenca del río Samiria entre la sección media (N)
y superior del río Samiria(K).
Especies
Msy
n/k
2000
2000
n/k in
20092010
66%
33%
111%
Huangana
Sajino
Venado
Colorado
Tapir
Añuje
60%
60%
60%
84%
171%
86%
segura
segura
segura
80%
60%
60%
83%
riesgosa 200%
segura
66%
20092010
n/k in
2011
2011
n/k in 2012
2012
segura
0%
riesgosa 0%
segura
20%
riesgosa 0
riesgosa 0%
riesgosa 0%
riesgosa
riesgosa
riesgosa
segura
segura
segura
0%
riesgosa 31%
riesgosa
riesgosa
100%
52%
Nota: La MSY es el rendimiento máximo sostenible; N, es la densidad en la zona de uso de
subsistencia; y K, es la capacidad de carga. K se estimó de las densidades de la parte superior del
río. La MSY está dado como el porcentaje de K. Las estrategias fueron riesgosas o seguras.
CAPÍTULO 17
DISCUSIÓN – CAMBIO CLIMÁTICO Y FAUNA SILVESTRE
Las actividades de conservación producen los mejores resultados cuando los profesionales, las
instituciones, las comunidades locales y las autoridades de la Reserva trabajan juntos. Las
actividades de monitoreo realizadas por las expediciones ayudaron a recopilar información sobre
una variedad de poblaciones de fauna silvestre, lo que está ayudando a determinar si las
variaciones actuales del cambio climático en el nivel de agua están afectando la vida silvestre y la
gente de la cuenca del río Samiria (Bodmer et al. 2012).
El nivel del agua es una medida fiable del cambio climático por varias razones. El nivel de agua
tiene un aumento y disminución gradual en la parte superior del Amazonas y es una medición
constante, a diferencia de la temperatura o las precipitaciones que pueden variar en gran medida,
incluso sobre una base diaria. El nivel de agua en la parte superior del Amazonas es similar en
áreas muy grandes y no en sitios específicos, en contraste con las precipitaciones que pueden
variar de manera significativa, incluso en los sitios en estrecha proximidad. El nivel del agua es
también muy fácil de medir y los registros se han tomado en la Amazonía desde hace más de 100
años, lo que a largo plazo las tendencias están disponibles. Por último, el nivel de agua tiene
impactos directos e indirectos sobre la fauna silvestre y los bosques inundados donde este
impacto es más grande y se puede medir fácilmente (Bodmer et al. 2011).
La variación en el nivel de agua está afectando a los delfines. La sequía del 2010 provocó que
muchos delfines salieran del río Samiria. Además, el avistamiento anual de delfines rosados
muertos flotando río abajo en el Samiria es generalmente de 1 a 2 individuos. Durante la sequía
fueron vistos 6 delfines rosados muertos a lo largo del Samiria y el número de avistamientos de
individuos muertos es sólo una parte de la mortalidad real. Los avistamientos de delfines grises
muertos son mucho más raros. La mortalidad de los manatíes también fue visto en el 2011 por
primera vez, presumiblemente debido a la falta de acceso a su principal fuente de alimento, la
vegetación flotante, que estaba alto y seco y fuera de su alcance.
Los recursos alimenticios importantes para los delfines son pirañas y hay una buena correlación
entre la abundancia de pirañas y delfines, rosado y gris. Los resultados mostraron que las pirañas
son una de las especies de peces que han sido afectadas por los recientes cambios climáticos en el
nivel del agua. La estructura de edad de las dos especies más abundantes disminuyó durante la
sequía que indica un deterioro en la demografía de la especie. A su vez, es probable que la
disminución de tamaño de los peces estaba afectando los recursos alimenticios de los delfines,
que se refleja en el declive de la abundancia de delfines. En el 2012, tras dos años de altos niveles
de agua, tanto los delfines y peces mostraron signos de recuperación.
La mayor proporción de los delfines jóvenes en el Samiria puede ser una respuesta de la población
a las poblaciones en declive. Mecanismos dependientes de la densidad pueden predecir una
demografía más joven después de una perturbación en la población. La población de delfines más
jóvenes también puede dar lugar a una recuperación en el número de delfines y una población
cada vez más creciente en los próximos años, si las condiciones del cambio climático se estabilizan.
Las poblaciones de aves de orilla también mostraron el impacto de la sequía. La garza grande y el
cormorán neotropical “cushuri” estacionalmente emigran en gran número a la desembocadura del
río Samiria cuando los peces salen de los bosques inundados. Es común el avistamiento de más de
7.000 cormoranes y 2000 garzas durante un solo transecto en la boca durante la época de
vaciante. En el 2011, hubo significativamente menos aves de orilla en la boca, y muchos
cormoranes y garzas fueron vistos buscando peces en el río Marañón y en la sección media del río
Samiria. Parece que el número de alevinos fueron menores y las aves tuvieron que buscar comida
en otras áreas diferentes a las áreas de alimentación habituales durante la estación de vaciante. Al
igual que los delfines, parece ser que el impacto sobre las poblaciones de peces han provocado la
disminución del número de aves de orilla observados después de la sequía. Al igual que los
delfines, el número de aves de orilla se ha recuperado en el 2012 después de dos temporadas altas
de agua, lo que refleja una recuperación de las poblaciones de peces.
Las poblaciones de peces se vieron grandemente afectadas por la sequía de la vaciante del 2010 y
las consecuencias se vieron durante el 2011. La mortalidad de los peces durante la sequía fue
considerable tanto por la falta de aguas profundas y las condiciones anóxicas. La profundidad del
agua era sólo un pie más o menos profunda en muchos lagos, canales y el río, lo que también
causó una mayor competencia, la depredación y el movimiento de los animales del río Samiria
hacia los ríos más grandes como el Marañón y el Amazonas. La producción de peces durante la
temporada alta del agua del 2011 probablemente se redujo sustancialmente debido a la
mortalidad de los peces adultos como consecuencia de la sequía. De hecho, en el 2012 después de
dos años consecutivos de crecientes altas las poblaciones de peces mostraron una recuperación
poblacional. Las poblaciones de peces generalmente se recuperan muy rápidamente de las
condiciones ambientales adversas, lo que parece ser el caso en 2012.
Los ungulados terrestres, que incluyen a los pecaríes, venados y tapir o sachavaca, también están
siendo afectados por las grandes variaciones en el nivel del agua. Estas especies habitan en tierra
firme y se ven afectadas por los altos niveles de agua que reducen la disponibilidad de tierra seca
durante la temporada de aguas altas. Hay efectos multiplicadores que están causando la
disminución de ungulados en estas condiciones. Con menos tierra seca durante las inundaciones
extremas la disponibilidad de alimentos disminuye, ya que los recursos alimenticios son
directamente proporcionales a la cantidad de tierra seca. Por lo tanto, la capacidad de carga
también disminuye y aumenta la competencia intra e inter específicas. Las cámaras trampa
colocadas durante la temporada alta de agua del 2011 mostraron claramente las consecuencias de
esta reducción en la disponibilidad de alimentos y el aumento de la competencia, con muchos
pecaríes, venados y tapires mostrando signos de emaciación.
Las poblaciones de ungulados también se vuelven más vulnerables a la depredación cuando se ven
restringidos a las restingas inundables durante la creciente. Los depredadores como jaguares y
pumas buscan las restingas y presas en los ungulados. Sería de esperar que los depredadores
podrían realmente mejorar durante estas inundaciones extremas de los últimos años, y los
resultados de cámaras trampa confirmó esta predicción.
Las especies que dependen de los recursos arbóreos como alimentos, tales como frutas, hojas,
insectos y otras presas no han sido afectadas por los cambios climáticos en el nivel del
agua. Grupos de la fauna silvestre tales como guacamayos, primates, edentados arbóreos y
carnívoros habitan en el bosque por encima de los efectos físicos de las inundaciones. También
parece que la producción de frutos del bosque no ha sido afectada por las variaciones del nivel de
agua, y algunos grupos que dependen de los frutos han aumentado, mientras que otros se han
mantenido estables. Del mismo modo, los insectos y otros recursos que son presas arbóreas están
todavía en abundancia, ya que se mueven verticalmente hacia arriba de los árboles durante las
inundaciones. Esto se reflejó en una población estable de edentados arbóreos y carnívoros
Las poblaciones de lobo de rio y caimán también han mostrado signos de impacto de los cambios
en el nivel del agua. El Lobo de río se encuentra todavía en una fase de crecimiento de la
sobreexplotación masiva que se produjo entre los años 1950 y 1970. Sus poblaciones está todavía
muy por debajo de la capacidad de carga, y es probable que la disminución de peces, su comida
preferida, no ha sido lo suficientemente drástico como para impactar el crecimiento constante de
su población. Del mismo modo, los recursos alimenticios de los caimanes son muy amplios,
incluyendo insectos, peces, mamíferos, reptiles y aves. Esta gran variedad de recursos alimenticios
en general no se vio afectado por los cambios del nivel del agua y las poblaciones de caimanes se
han mantenido estables. Tanto el lobo de rio y los caimanes usan los hábitats acuáticos y
terrestres y pueden cambiar de hábitats durante las variaciones en el nivel del agua y se vuelven
extremas.
Los indígenas locales Cocama están siendo afectados por las mayores variaciones en el nivel de
agua de los últimos años por diversas razones. La caza de carne de animales silvestres ha
disminuido sustancialmente con el declive de las poblaciones de ungulados y roedores, y se ha
vuelto menos sostenible como resultado del cambio climático. Ahora las personas dependen más
de los peces durante la creciente, que eran tradicionalmente el período de caza de carne de
animales silvestres. Sin embargo, los peces se vuelven dispersos en los bosques inundados durante
las inundaciones y son más difíciles de capturar que en la época de vaciante, cuando están
restringidos a los lagos, canales y ríos. Durante la sequía también los peces se vuelven raros
después de un tiempo y en el 2011 el tamaño de muchas especies comunes se ha convertido en
más pequeño y la gente tenía para capturar más pescado para el mismo nivel de proteína. La
agricultura en las restingas también se ha visto afectada por las inundaciones intensas, con
estaciones de agricultura cada vez más cortos por las inundaciones tempranas. Los cultivos
tuvieron que ser cosechados antes de que sean completamente maduros o dejar la cosecha por
las inundaciones.
Se necesita encontrar estrategias de conservación que ayuden a la gente local a superar los
impactos del uso de sus recursos tradicionales por las condiciones climáticas. La conservación
basada en incentivos es probable una estrategia que ayude a las personas locales a superar la
declinación del uso de los recursos. Las lecciones aprendidas de la conservación comunal en la
Reserva Nacional Pacaya Samiria y otros sitios están ayudando a formar una estrategia de
conservación más amplia y más robusta para la cuenca Amazónica. Se necesitan incentivos
económicos que actúen como catalizadores para ayudar a las personas locales a aplicar la
conservación comunal, envés de alternativas económicas paternalistas. Los habitantes locales en
la Amazonia tienen una estrategia económica basada en la caza, la pesca, los productos forestales
no maderables y la agricultura a pequeña escala. Esta es la base de su economía. Estas actividades
se pueden hacer en forma sostenible que ayude a conservar las especies, los bosques, ecosistemas
y las culturas locales, o se puede hacer de una manera no sostenible que dé lugar a la
sobreexplotación de las especies, la destrucción de los bosques y la degradación de sus
ecosistemas y culturas. Lo que se necesita son los incentivos económicos que ayuden a las
comunidades a convertir las prácticas no sostenibles a prácticas sostenibles.
El programa de certificación de taricaya que se desarrolla en la cuenca del río Samiria ayudará con
ingresos adicionales de la venta de tortugas como mascotas, y las comunidades serán reconocidas
como comunidades responsables y sensibles al medio ambiente que están ayudando a salvar la
selva tropical amazónica. Con un número cada vez mayor de comunidades que se vuelvan
certificadas el programa espera mejorar la conservación de los bosques amazónicos, a su vez que
proporcionará ingresos adicionales a las familias rurales que demuestren la importancia de los
consumidores sensibles al medio ambiente como motor de la conservación de la selva amazónica.
La Reserva Nacional Pacaya-Samiria ha pasado por grandes cambios en sus políticas de gestión en
las últimas décadas, de un área de protección estricta donde las comunidades locales fueron
excluidas de la reserva a una zona donde los indígenas locales participan en la gestión de la
reserva (Bodmer et. al. 2008). Este cambio drástico en la política de conservación ha llevado a una
reducción en la presión de la caza y el aumento de las poblaciones de fauna silvestre (Bodmer y
Puertas 2007). Cuando cambió la administración de la reserva, ésta comenzó a incorporar a las
comunidades locales en la gestión de la zona, las actitudes de la gente local también cambió
(Puertas et al. 2000). A los grupos de manejo locales se les dio áreas a manejar y no se les
consideró más como cazadores furtivos. Ellos fueron capaces de utilizar una cantidad limitada de
recursos de forma legal con la aprobación de la administración de la reserva. Muchas de las
personas locales cambiaron su actitud hacia un mejor futuro de la reserva y comenzaron a ver los
beneficios a largo plazo de la reserva. En consecuencia, la reserva formó parte de sus planes para
el futuro y cada vez hubo más interés en involucrarse con la reserva. Muchas personas locales
ahora pueden ver los beneficios socio-económicos de la reserva y están ayudando a conservar el
área. La caza ha disminuido considerablemente, tanto por los cazadores furtivos que se están
volviendo gestores en el manejo, y porque la gente del lugar están manteniendo al resto de los
cazadores furtivos fuera de sus áreas de manejo (Bodmer et al. 2008).
El impacto del cambio climático ya es otro reto para la reserva y la gente local que vive en la
zona. Las nuevas amenazas son cada vez más evidentes a partir de las variaciones en el nivel del
agua, tanto en términos de las sequías e inundaciones intensas. Es loable apreciar hoy en día que
la autoridad de la reserva y la población local están trabajando juntos, ya que se necesitará un
esfuerzo de colaboración conjunta para superar la naturaleza física de los impactos del cambio
climático. Por desgracia, la gran población humana es la responsable de estos impactos de las
emisiones de carbono y el desarrollo económico, y no los usos no sostenibles de la gente local
como ocurrió en el pasado.
REFERENCIAS
Anderson, A.B. 1990. Alternatives to deforestation: Steps toward sustainable use of the Amazon
rainforest. Columbia University Press.
Aquino, R., Bodmer,R.E., y Gil, G.(2001). Mamíferos de la cuenca del rio Samiria: Ecología
poblacional y sustentabilidad de la caza. Publicación Junglevagt for Amazonas, AIF-WWF/DK. WCS.
Lima, Perú. 108 p.
Asner, G. y Alencar, A. (2010) Drought impacts on the Amazon forest: the remote sensing
perspective. New Phytologist 187:569578.
Ayres, JM (1986).The conservation status of the white uakari. Primate Conservation 7 pp 22-26.
Bendayán N., y J. Bardales. 2004. Impacto del Uso de la Carne de Monte en el área de influencia de
las Localidades de Iquitos, Nauta y Tamshiyacu. Loreto, Perú. Tesis para optar el Grado de
Magíster en Ecología y Desarrollo Sostenible. Escuela de Post Grado. UNAP. Iquitos, Perú. 208 pp.
Best R, y da Silva, V (1989) Amazon River Dolphin, Boto - Inia geoffrensis. In: Handbook of Marine
Mammals (Ridgway SH, Harrison SR eds.) Vol. 4: River Dolphins and the Larger Toothed Whales.
Academic Pres, London, pp. 1 – 24.
Betts, R. A., Malhi, Y., y Roberts, J. T. (2008). The future of the Amazon: new perspectives
from climate, ecosystem and social sciences, Philos. T. Roy. Soc. B, 363, 1729–1735.
Bibby, C.J., N.D. Burgess y D.A. Hill. 1992. Birds census techniques. Academic Press, London.
Bodmer, R.E. (1990). Responses of ungulates to seasonal inundations in the Amazon floodplain.
Journal of Tropical Ecology 6: 191-201.
Bodmer, R.E., Penn, J. W., Puertas, P., Moya, L. y Fang, T. (1997). Linking conservation and local
people through sustainable use of natural resources: community-based management in the
Peruvian Amazon. En: F. Curtis (ed) Harvesting wild species. The John Hopkins University Press.
Baltimore y London. Pp. 315-358.
Bodmer, R.E., Puertas, P.E., Garcia, J.E., Diaz, D.R. y C. Reyes (1998). Game animals, palms and
people of the flooded forests: Management considerations for the Pacaya-Samiria National
Reserve, Peru. Advances in Economic Botany, 13: 217-232.
Bodmer, R.E. y Robinson, J.G. (2004). Evaluating the sustainability of hunting in the Neotropics. In:
Silvius, K., Bodmer, R. and Fragoso, J. (eds.) People in Nature: Wildlife Conservation in South and
Central America, Columbia University Press, New York.
Bodmer, R. y P. Puertas (2007). Impacts of Displacement in the Pacaya-Samiria National Reserve,
Peru – Richard. In: Kent H. Redford and Eva Fearn (eds). Protected areas and human displacement:
a conservation perspective. WCS Working Papers: Nº 29. WCS, pp. 29-33.
Bodmer, R y P. Puertas. 2000. Community-based co-management of wildlife in the Peruvian
Amazon. En: Hunting for Sustainability in Tropical Forests. J. Robinson y E. Bennett (eds). Columbia
University Press. New York. Pp.395-409.
Bodmer, R., Puertas, P. y Fang, T.G. (2008). Co-managing Wildlife in the Amazon and the Salvation
of the Pacaya-Samiria National Reserve in Peru. In: Wildlife and Society. The Science of Human
Dimensions. In: Michael Manfredo, Jerry Vaske, Perry Brown, Daniel Decker and Esther Duke
(eds). Island press. Washington DC, pp 104-116.
Bodmer, R.E., P.E. Puertas, M.S. Antúnez, T.G. Fang, P.E. Pérez-Peña, G. Gil, I. Yahuarcani y H.
Arirama (2011). Monitoreo de especies indicadoras para evaluar el impacto del cambio climático
en la cuenca del Samiria, Reserva Nacional Pacaya-Samiria 2009-2010. FundAmazonia, pp. 207.
Bodmer, R.E., P.E. Puertas, M.S. Antúnez, T.G. Fang, y G. Gil (2012). Monitoreo de Fauna Silvestre e
Implicancias de Impacto de Fluctuaciones Climáticas en la Reserve Nacional Pacaya Samiria, Loreto
– Perú. WCS, pp. 171.
Buckland, S.T., D.R. Anderson, K.P. Burnham, J.L. Laake, D.L. Borchers y L. Thomas. 2001.
Introduction to Distance Sampling. Oxford University Press, Oxford.
Buckland, S.T., D.R. Anderson, K.P. Burnham, J.L. Laake, D.L. Borchers y L. Thomas. 2004. Advanced
Distance Sampling. Oxford University Press, Oxford.
Buckland, S.T., Anderson, D., Burnham, K. y J. Laake. (1993). Distance Sampling: Estimating the
Abundance of Biological Populations. Chapman & Hall, London.
Bustamante de la Fuente, M.J. 2010. Cambio Climático en el Perú. Amazonia. Fundación
Bustamante de la Fuente. Lima-Perú. 142 pp.
Cáceres, I.V. (ed) (2010). Cambio climático en el Perú Amazonía. Fundación Manuel J. Bustamante
De La Fuente, pp. 144.
Cook, K. H., y E. K. Vizy. (2008). Effects of twenty-first-century climate change on the Amazon
rainforest. J. Climate, 21, 542–560.
Cook, B., Zeng, N., y Yoon, J.H. (2012). Will Amazonia Dry Out? Magnitude and Causes of Change
from IPCC Climate Model Projections. Earth Interactions, Volume 16, Paper No. 3
Cowling, S. A., y Y. Shin. (2006). Simulated ecosystem threshold responses to co-varying
temperature, precipitation and atmospheric CO2 within a region of Amazonia. Global Ecol.
Biogeogr., 15, 553–566.
Da Silva V, y Martin A, (2000). The status of the boto or Amazon River dolphin Inia geoffrensis (de
Blainville, 1817): a review of available information. Paper submitted at the meeting of the IWC
Scientific Committee, 2000. IWC, Cambridge, UK.
De Simone, O., Muller, E., Junk, W. J., y Schmidt, W. (2002). Adaptations of Central Amazon tree
species to prolonged flooding: root morphology and leaf longevity, Plant Biol., 4, 515–522.
Dourojeanni, M.J. (1990). Amazonía, qué hacer?. CETA. Iquitos, Perú.
Duellman, W. E. y E. Lehr. 2009. Terrestrial breeding frogs (Strabomantidae) in Peru. NTV Science.
Germany: 382 pp.
Elzinga L., W. Salser, W. Willoughby y P. Gibbs. 2001. Monitoring plant and animal populations.
Blackwell science.
Fang, T., Bodmer, R., Puertas, P., Mayor, P., Perez, P., Acero, R. y D. Hayman. (2008).
Certificación de pieles de pecaríes (Tayassu tajacu y t. pecari) en la Amazonía peruana: Una
estrategia para la conservación y manejo de fauna silvestre en la Amazonia peruana. Wust
Editions-Darwin Institute, Lima, Peru.
Faulkner, A. 2004. An investigation of the diversity, abundance and ecological distribution of frog
species in the Pacaya-Samiria National Reserve. Tesis para obtener el bachillerato en conservación
de la biodiversidad. University of Kent, UK.
Fearnside, P. M. (2004). Are climate change impacts already affecting tropical forest biomass?,
Global Environ. Change, 14, 299–302.
Foley, J. A., Botta, A., Coe, M. T., y Costa, M. H. (2002). El Niño – southern oscillation and the
climate, ecosystems and rivers of Amazonia, Global Biogeochem. Cy., 16, 79/1–79/17.
Fragoso J. 2004. A long-term study of white-lipped peccary (Tayassu pecari) population
fluctuations in northern Amazonia—anthropogenic versus “natural” causes. En: People in Nature:
Wildlife Conservation and Management in South and Central America. K.M. Silvius, R.E. Bodmer y
J. Fragoso (eds.) Columbia University Press, New York, USA.
Frailey, C.D., Lavina, E.L., Rancy, A. y Pereira de Souza, J. (1988). A proposed Pleistocene/Holocene
lake in the Amazon Basin and its significance to Amazonian geology and biogeography. Acta
Amazonica, 18, 119–143.
Gagliardi, G. 2010. Anfibios y restilies de Loreto. Peruvian Center for Biodiversity and
Conservation. 14pp.
Gitay, J., A. Suárez, R. Watson y D. Dokken. 2002. Cambio Climático y biodiversidad. Documento
Técnico V del IPCC. 84 pp.
Gobierno Regional de Loreto. 2011. Estrategia Regional de Cambio Climático. GOREL- Gerencia
Regional de Recursos Naturales y Gestión del Medio Ambiente, Comisión Ambiental Regional de
Loreto, CAR –L.Pp.35.
Goulding M. (1980). The Fishes and the Forest. Explorations in Amazonian natural history.
University of California Press.
Goulding M., Smith N.J.H., y Mahar D.J. (1996). Floods of Fortune. Ecology and Economy along the
Amazon. Columbia University Press, New York.
Granado-Lorencio C., Lobo`N Cervia J., y Araujo-Lima C.R.M. (2007). Floodplain lake fish
assemblages in the Amazon River: directions in conservation biology. Biodiversity and
Conservation. 16: 679 - 692.
Halme, K y R. Bodmer. 2007. Correspondence between scientific and traditional ecological
knowledge: rain forest classification by the non-indigenous ribereños in Peruvian Amazonia.
Biodiversity and Conservation, 16, 1785-1801.
Hamilton, S. K., Sippel, S. J., and Melack, J. M. (2002). Comparison of inundation patterns
among major South American floodplains, J. Geophys. Res.-Atmos., 107, 5/1–5/14.
Hammer O., D. Harper y P. Ryan. 2001. Past: paleontological statistics software for education and
data analysis. Paleontología Electrónica 4: 1-9.
Handrahan y Bodmer (En Prensa). Historic Boats of the Peruvian Amazon. Publications.
Hinton, M.G. y Maunder, M.N. (2004). Methods for standardizing CPUE and how to select among
them, Col. Vol. Sci. Pap. ICCAT, 56(1): 169-177.
Hilty, S. y W. Brown. 1986. A guide to the Birds of Colombia. Princeton University Press. Pp. 836.
Hostetler E. M y M. B. Main. 2001. Florida Monitoring Program: Point Count Method to Survey
Birds. University Florida: Institute of Food and Agriculture Sciences. Gainesville, Florida. Pp 8.
Inger, R.2001. Descripción del microhábitat. En: Medición y monitoreo de la diversidad Biológica:
Métodos estandarizados para Anfibios. Heyer W. M Donnelly. R McDiarmid. C Hayek. M Foster
(eds). Smithsonian Institute Press. Washington y Londres.
Instituto Nacional de Recursos Naturales -INRENA, 2000. Plan Maestro de la Reserva Nacional
Pacaya Samiria, Loreto, Perú. Pp.153.
Junk, W. J. y Da Silva, V. M. F. (1997). Mammals, reptiles and amphibians, in: The Central Amazon
Floodplain, edited by: Junk, W. J., Springer, Berlin, Germany, 409–417.
Junk, W. J. y Piedade, M. T. F. (1997). Plant life in the floodplain with special reference to
herbaceous plants, in: The Central Amazon Floodplain, edited by: Junk, W. J., Springer, Berlin,
Germany, 147–185.
Junk,W. J., Bayley, P. B., y Sparks, R. E. (1989). The flood pulse concept in river-floodplain systems,
in: Proceedings of the International Large River Symposium, edited by: Dodge, D. P., Can.
Spec. Publ. Fish. Aquat. Sci., 106, 110–127.
Junk, W. J., Soares, M. G. M., y Saint-Paul, U. (1997). The fish, en: The Central Amazon Floodplain,
edited by: Junk, W. J., Springer, Berlin, Germany, 385–408.
Karr, J. R. 1980. Geographical variations in the avifaunas of tropical forest undergrowth. Auk 97:
283-298.
Karr, J. R. 1971. Structure of avian communities in selected Panama and Illinois habitats. Ecological
Monographs.41: 207-233.
Keddy, P. A., Fraser, L. H., Solomeshch, A. I., Junk, W. J., Campbell, D. R., Arroyo, M. T. K., y
Alho, C. J. R. (2009). Wet and wonderful: the world’s largest wetlands are conservation priorities,
Bioscience, 59, 39–51.
Killeen, T. J. y Solorzano, L. A. (2008). Conservation strategies to mitigate impacts from climate
change 5 in Amazonia, Philos. T. Roy. Soc. B, 363, 1881–1888.
Langerwisch,F., Rost, S., Gerten, D., Poulter, B., Rammig, A., y W. Cramer (2012). Potential effects
of climate change on inundation patterns in the Amazon Basin. Hydrol. Earth Syst. Sci. Discuss., 9,
261–300.
Lima, A. P., W. Magnusson, M. Menin, L. Erdtmann, D. Rodrigues, C. Keller, C y W. Hödl. 2005. Guia
de Sapos da Reserva Adolpho Ducke, Amazonia Central. Átterna Design. Editorial, Manaus.
Lynch, D. 1979. The Amphibians of the Lowland Tropical Forest. The South American
Herpetofauna: Its origin, evolution and dispersal. W. Duellman (ed). Museum of Natural History
Lawrence, Kansas.
Magurran, A. E. 1988. Diversidad Ecológica y su Medición. Ediciones VEDRA. Barcelona. 200 p.
Malhi, Y., Roberts, J. T., Betts, R. A., Killeen, T. J., Li, W., y Nobre, C. A. (2008). Climate Change,
Deforestation, and the Fate of the Amazon, Science, 319, 169–172.
Martin, A y da Silva, V (2004) ‘River dolphins and flooded forest: seasonal habitat use and sexual
segregation of botos (Inia geoffrensis) in an extreme cetacean environment’. The Journal of
Zoology, 263, 295-305.
Ministerio del Ambiente del Perú. 2010. El Perú y el Cambio Climático, Segunda Comunicación
Nacional del Perú a la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre Cambio Climático 2010.
Pp.200.
Moya, K. 2010. Monitoreo de la comercialización de carne de monte en los mercados de Iquitos y
estrategias para su conservación. Tesis para optar el título profesional de Biólogo. Universidad
Nacional de la Amazonía Peruana. 88 pp.
Newing, H. y R. Bodmer (2004). Collaborative wildlife management and adaptation to change: The
Tamshiyacu-Tahuayo Communal Reserve, Peru. Nomads 7. Pp 12.
O’Connell, A.F., J. D. Nichols, y K.U Karanth. 2011. Camera traps in animal ecology. Methods and
analyses. Springer USA. 265 pp.
Odicio, M.M. 2012. Ecología poblacional de anuros en el área de influencia de los puestos de
vigilancia de Ungurahui, Huisto y Tacsha en la cuenca del río Samiria de la Reserva Nacional Pacaya
Samiria, Loreto – Perú. Tesis para optar el título profesional de Biólogo. Universidad Nacional de la
Amazonía Peruana. 112 pp.
Ortega H. y Hidalgo M. (2008). Freshwater fishes and aquatic habitats in Peru: Current knowledge
and conservation. Aquatic Ecosystem Health & Management. 11(3): 257 - 271.
Pérez, P. 2007. Refining the guidelines of the peccary pelt certification programme. Tesis de
maestría. DICE, University of Kent. 75 pp.
Peres, C.A., y E. Palacios 2007. Basin-Wide Effects of Game Harvest on Vertebrate Population
Densities in Amazonian Forests: Implications for Animal-Mediated Seed Dispersal. Biotrópica 39:
304-315.
Peres, C.A., y H.S. Nascimento. 2006. Impact of game hunting by the Kayapó of southeastern
Amazonia: implications for wildlife conservation in tropical forest indigenous reserves, Biodiversity
and Conservation 15: 2627-2653.
Peres, C.A., J. Barlow y W. Laurance. 2006. Detecting anthropogenic disturbance in tropical forests,
Trends in Ecology and Evolution 21: 227-229.
Peres, C.A. 2000. Effects of subsistence hunting on vertebrate community structure in Amazonian
forests, Conservation Biology 14: 1, 240-253.
Pitman, N., C. Vriesendorp, y D. Moskovits. 2003. Perú: Yavarí. Rapid Biological Inventories Report
11. Chicago, IL: The Field Museum.
Pittet, M. (2012). Towards an effective monitoring methodology for key mammal species in
the Pacaya Samiria National Reserve, Peru. MSc Thesis, DICE, University of Kent, UK.
Pittet, M. 2010. Determining metapopulation dynamics in biologically and physically influenced
ecosystems of the Peruvian Amazon rainforest. Tesis de maestría para optar el grado en
biodiversidad, conservación y manejo, DICE, University of Kent, UK. Pp. 66.
Puertas. P., R. Bodmer, J. López, J. del Aguila & A. Calle (2000). La importancia de la participación
comunitaria en los planes de manejo de fauna silvestre en el nor oriente del Perú. Folia Amazónica
11(1-2): 159-179.
Queiroz, H. 2000. Natural history and conservation of pirarucú, Arapaima gigas at the Amazonian
giants in muddy waters. Tesis de doctorado, Universidad de St. Andrews. Pp.225.
Recharte Uscamaita, R. y R. Bodmer (2009). Recovery of giant otter (Pteronura brasiliensis) on the
Yavarí and Yavarí-Mirí Rivers: A success story for CITES. Fauna & Flora International, Oryx, 44(1),
83–88
Rodriguez, O. L y E.W. Duellman. 1994. Guide to the Frogs of the Region, Amazon Perú. Amazon
center for environmental education and research, and Natural History Museum, the University of
Kansas. Lawrence, Kansas. Pp 114.
Schulenberg, Stotz, Lane, O´Neill y T. Parker. 2010. Aves de Perú. Serie en Biodiversidad Corbidi 01.
CORBIDI. Lima, Perú. Pp. 460.
Schneider S.H. y T.L. Root. 2002. Wildlife Response to Climate Change. North American Case
Studies. Washington-USA. Island Press. Pp. 425.
SERNANP. 2009. Plan Maestro de la Reserva Nacional Pacaya Samiria. Para la conservación de la
diversidad biológica y el desarrollo sostenible de la Reserva Nacional Pacaya Samiria y su Zona de
Amortiguamiento. SERNANP, Ministerio del Ambiente, Proyecto Araucaria-AECI. Pp.132.
Silvius, K., Bodmer, R. y Fragoso, J. (eds.) (2004). People in Nature: Wildlife Conservation in South
and Central America, Columbia University Press, New York,
Soini, P. 1998. Un Manual para el Manejo de Quelonios Acuáticos en la Amazonía Peruana
(Charapa, Taricaya y Cupiso). Instituto de Investigaciones de la Amazonía Peruana. Programa
Aprovechamiento Sostenible de la Biodiversidad. Pp. 54.
Swan, N. (2012). The status and conservation of the black and spectacled caiman within a national
reserve in the Peruvian Amazon. MSc Thesis, DICE, University of Kent, UK.
Tejerina-Garro F.L., Fortin R., y Rodríguez M.A. (1998). Fish community structure in relation to
environmental variation in floodplain lakes of the Araguaia River, Amazon Basin. Environmental
Biology of Fishes 51: 399 - 410.
Terborgh, J., y J.S. Weske, 1969. Colonization of secondary habitats by Peruvian birds. Ecology 50:
765-782
Thomas L, S. T. Buckland, K. Burnham, D. Anderson, J. L. Laake, D Boechers y S. Strindberg. (2002).
En: Encyclopedia of Envirometrics. A. H. Shaarawi & W. W. Piegorsch (Eds). 1: 544-552.
Tobler, M. W., S. E. Carrillo-Percastegui, R. L. Pitman, R. Mares y G. Powell. 2009. Habitat use,
activity patterns, and use of mineral licks by five species of ungulate in south-eastern Peru. Journal
of tropical ecology 25: 261-270.
Vidal, O., Barlow, J., Hurtado, L., Torre, J., Cendon, P., y Ojeda, Z (1997) ‘Distribution and
Abundance of the Amazon River Dolphin (Inia geoffrensis) and Tucuxi (Sotalia fluviatilis) in the
Upper Amazon River’ Marine Mammal Science, 13(3): 427-445.
Von May, R. y L. O. Rodríguez. 2004. Guía fotográfica de anfibios del CICRA. Publicaciones de
Amazon Conservation Association.
Wittmann, F., Junk, W. J., y Piedade, M. T. F. (2004). The Varzea forests in Amazonia: flooding
and the highly dynamic geomorphology interact with natural forest succession, Forest Ecol.
Manage., 196, 199–21.
Wunderley, J. M. Jr. 1994. Census Methods for Caribbean Land Birds. Gen. Tech. Rep. 50 – 98 pp.
New Orleans L. A.; US Department of Agriculture, Forest Service, Southern Forest Experiment
Station.
Zeng, N., J.-H. Yoon, J. A. Marengo, A. Subramaniam, C. A. Nobre, A. Mariotti, y J. D. Neelin,
(2008). Causes and impacts of the 2005 Amazon drought. Environ. Res. Lett., 3.