Cambio Climático y Fauna Silvestre en la Amazonia … · innumerable lista de personas e instituciones que de una u otra manera ... río Amazonas tuvo un descenso histórico resultando

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

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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.

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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.

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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.

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SECCION I

INTRODUCION, AREA DE INVESTIGACIONES Y

METODOLOGIA

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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

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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 Pacaya-Samiria. 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


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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).

Figura 2. Mapa de la cuenca del río Samiria mostrando las zonas de muestreo.

Cuenca baja

Cuenca media

Cuenca alta

LORETO

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

2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Censo terrestre (km) 540 820.87 1068.65 1171.7 1826.96 1135.9 704.1

Censo de delfines (km 217 259.47 442.15 950.1 1318.66 1958.91 1487.86

Censo de caimanes (km) 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) 307 175.3 135.45 290.31 508.98 494.19 397.98

Censo de aves acuáticas (km) 24.72 15 180.50 404.68 281.58 551.85 380.658

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: 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.

AL

ND

2

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 Prueba paramétrica Prueba no paramétrica

Cambios entre 2 años, muestras independientes; excepto datos de frecuencia.

Muestra independiente t-test Prueba Mann-Whitney

Cambios entre 2 años, muestras relacionadas; excepto datos de frecuencia.

Muestras relacionadas t-test Prueba de signos de Wilcoxon

Cambios entre 2 años, muestras independiente; datos de frecuencia

Chi2 (tabla de

contingencia)

Cambios entre 2 años, muestras relacionadas; datos de frecuencia.

Prueba Mc Nemar

Cambios entre 3 o más años, muestras independientes; excepto datos de frecuencia.

ANOVA de muestra independiente, t-test independiente, con corrección de Bonferroni.

Kruskal-Wallis, Mann Whitney con corrección de Bonferroni

Cambios entre 3 o más años, unidades de muestreos permanentes; excepto datos de frecuencia.

ANOVA de muestras relacionadas, t-test pareado con corrección de Bonferroni.

Friedman, Wilcoxon con corrección de Bonferroni

Cambios entre 3 o más años, muestras independientes; datos de frecuencia.

Chi2 (tabla de

contingencia)

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

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

Inia geoffrensis Sotalia fluviatilis

Ab

un

dan

cia

(in

d./km

)

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).

5.0

2.8

1.4

3.5

1.5 1.62.1 2.1

0

1

2

3

4

5

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7

8

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un

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d./km

)


Figura 7a. Abundancia de las dos especies de delfines en la cuenca del Samiria.

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


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.

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).

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CP

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)Sotalia fluviatilis Serrasalmus rhombeus

Figura 11. Relación entre el delfín rosado y la piraña roja (Pygocentrus nattereri) en el río Samiria.

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.

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

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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 PV1-

Shiringal.

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).

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).

Figura 19. Abundancia de especies de aves de orilla más frecuentes en la zona alta del

rio Samiria.

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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).

Figura 20. 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).

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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

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orilla estuvieron en relación positiva con una mayor abundancia de peces en la cuenca del río Samiria (Figura 22).

Figura 22. Correlación entre la abundancia total de aves de orilla y la abundancia en

general de peces en la cuenca del Samiria.

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.

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).

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)

Phalacrocorax brasilianus Liposarcus pardalis

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.

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50

100

150

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Ph

ala

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rasilia

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ind

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)

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0.1

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0.3

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0.6

0.7

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Pro

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can

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ind

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/red

)

Phalacrocorax brasilianus Prochilodus nigricans

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.

Figura 25. CPUE de especies de peces más abundantes en tres cuencas del río Samiria.

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2.00

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6.00

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16.00

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Cuenca Alta Cuenca Media Cuenca Baja

CP

UE

(in

d./h

ora

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)

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).

Figura 27. Fluctuación estacional de especies de peces más abundantes del río Samiria.

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0

Liposarcus pardalis

Chaetobranchus flavescens

Mylossoma duriventris

Hoplerythrinus unitaeniatus

Prochilodus nigricans

Brochis sp.

Pygocentrus nattereri

Serrasalmus cf. rhombeus

Aequidens tetramerus

Schizodon fasciatus

Hypopthopoma sp.

Liposarcus pardalis



Hypostomus emarginatus

Heros appendicullatus


Ancistrus sp.


Astronotus ocellatus

cre

cie

nte

vaci

an

te

CPUE (ind./h/red)

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Liposarcus pardalis









Hypopthopoma sp.

Liposarcus pardalis



Hypopthopoma sp.


Serrasalmus rhombeus


Hoplias malabaricus

Ancistrus sp.

Liposarcus pardalis

cre

cie

nte

vacia

nte

CPUE (ind./h/red)

Figura 28. Comparación estacional de la abundancia (CPUE) de peces en la cuenca alta del río Samiria

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 (Kolmogorov-Smirnov (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

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0

Liposarcus pardalis








Hypopthopoma sp.


Liposarcus pardalis



Hypopthopoma sp.




Ancistrus sp.

Hoplias malabaricus


cre

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CPUE (ind./h/red)

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)

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)


2012

Figura 30. Tallas de captura de Astronotus ocellatus entre el 2007 y 2012 en la cuenca del río Samiria.

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Liposarcus pardalis “carachama”

Figura 31. Tallas de captura de Liposarcus pardalis entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río Samiria.

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2012

Prochilodus nigricans “boquichico” Figura 32. Tallas de captura de Prochilodus nigricans entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río Samiria.

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Fre

cuencia

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2012

Pygocentrus nattereri “piraña roja” Figura 33. Tallas de captura de Pygocentrus nattereri entre el 2007 y 2011 en la cuenca del río Samiria.

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Serrasalmus rhombeus “piraña blanca” Figura 34. Tallas de captura de Serrasalmus rhombeus entre el 2007 al 2012 en la cuenca del río

Samiria.

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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).

Figura 35. 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


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.

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).

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Caiman crocodilus Melanosuchus niger Paleosuchus trigonatus

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Cuenca alta Cuenca media Cuenca baja

Figura 43. 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).

Figura 44. Abundancia poblacional en la cuenca media del río Samiria de tres especies de caimanes en hábitats de río, lago y canal.

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río lago 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).

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).

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m)

Figura 46. Comparación de las densidades en temporada de vaciante y creciente de tres especies de caimanes en la cuenca alta del río Samiria.

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).

Figura 47. Relación entre abundancia de C. crocodilus y S. rhombeus

Z(U)=0.4392, P= 0.6606 Z(U)=0.5123, P=0.6084 Z(U)=0.8051, P=0.4208

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vaciante creciente vaciante creciente vaciante creciente


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Caiman crocodilus Serrasalmus rhombeus

Figura 48. Relación entre abundancia de M. niger y S. 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

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Melanosuchus niger Serrasalmus rhombeus

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)Paleosuchus trigonatus Serrasalmus rhombeus

estómago y del caimán negro la cantidad más baja fueron los Gastrópodos en un 12,5 % de las muestras de los estómagos (Figura 50).

.

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).

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Prey Category

C. crocodiles

M. niger

Figura 51. Incidencia porcentual de los tipos de alimentos que se encuentran en las muestras de C. crocodilus en los canales y ríos.

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

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C. Crocodiles inRiver

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Prey Category

M. Niger inChannel

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).

Figura 53. Relación entre las abundancias de Caiman crocodilus y Melanusuchus niger en diferentes tramos del río Samiria.

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Abundancia C. crocodilus (Ln)

r=0.8365, R2 = 0.6998, P<0.0001

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. 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).

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

170.7

99.2

71.7

526.4

23

1.1

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100.00

200.00

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400.00

500.00

600.00

Caza ligera Caza moderada Caza intensa

Densidad (ind./km2) Biomasa poblacional (kg./km2)

de primates y que por sus hábitos arborícolas estarían más adaptados a las fluctuaciones estacionales de vaciante y creciente del río. 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).

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).

161.6

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Primates Ungulados Roedores Carnivoros Edentados

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Figura 58. Especies con mayor densidad en las diferentes zonas de caza del río Samiria.

La biomasa (kg/km2) poblacional en primates no fue uniforme entre las zonas del Samiria (X2= 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).

Figura 59. Biomasa poblacional de mamíferos en la zona alta, media y baja de la cuenca del río Samiria.

72.8

28.1

25.2

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Bio

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2)

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).

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


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).

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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).

Figura 79. Abundancia poblacional de las especies de guacamayos presentes en la cuenca del río Samiria.

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).

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.

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Cuenca alta Cuenca media Cuenca baja

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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


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.

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Ara ararauna Ara chloroptera Ara macao Ara severa Orthopsittaca manilata

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canal río 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


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).

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).

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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./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 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).

Figura 89. Densidades de Alouatta seniculus en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.

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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).

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

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caza ligera caza moderada caza intensa

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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


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.

Figura 93. Densidades de Pithecia monachus en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.

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2)

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).

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

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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


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).

Figura 97. Densidades de Saguinus fuscicollis en las zonas de caza ligera, moderada e intensa del río Samiria.

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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).

Figura 99. 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).

Figura 100. Relación positiva entre las densidades (ind/km2) de Alouatta seniculus y Pithecia monachus en la

zona de caza moderada del río Samiria.

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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


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


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 captura-recaptura 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


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).

0

2

4

6

8

10

12


De

ns

ida

d (

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)

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


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 2009-2010

2009-2010

n/k in 2011

2011 n/k in 2012

2012

Huangana 60% 84% segura 66% segura 0% riesgosa 0 riesgosa

Sajino 60% 171% segura 33% riesgosa 0% riesgosa 0% riesgosa

Venado Colorado

60% 86% segura 111% segura 20% riesgosa 0% riesgosa

Tapir 80% 60% riesgosa 200% segura 100% segura 0% riesgosa

Añuje 60% 83% segura 66% segura 52% riesgosa 31% riesgosa

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.

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