distribución y abundancia de la mastofauna terrestre del
Post on 25-Jun-2022
18 Views
Preview:
TRANSCRIPT
INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE INVESTIGACIÓN PARA
EL DESARROLLO INTEGRAL REGIONAL UNIDAD SINALOA
Distribución y abundancia de la mastofauna
terrestre del Área Natural Protegida Sierra de
Navachiste, Sinaloa.
TESIS
QUE PARA OBTENER EL GRADO DE
MAESTRÍA EN
RECURSOS NATURALES Y MEDIO AMBIENTE
PRESENTA:
EDNA GLORIA MEZA GONZÁLEZ.
GUASAVE, SINALOA; MÉXICO DICIEMBRE DE 2018.
COMITÉ TUTORIAL
Director
Dr. Alan A. Zavala Norzagaray
Tutores
Dr. César Paúl Ley Quiñónez
Dra. María Nancy Herrera Moreno
Dr. Jorge Montiel Montoya
cDr. Patricio Pellegrini Hernández
II
III
II
RECONOCIMIENTO A PROYECTOS Y BECAS
Este trabajo de tesis se desarrolló en el Programa de Protección y Conservación de
Vida Silvestre del Departamento de Medio Ambiente del Centro Interdisciplinario de
Investigación para el Desarrollo Integral Regional (CIIDIR) Unidad Sinaloa del
Instituto Politécnico Nacional (IPN). El presente trabajo fue apoyado
económicamente a través de los proyectos SIP 20161935, 20171682, 20181364 y
20180030. La alumna Edna Gloria Meza González fue apoyada con la beca
CONACYT con la clave 785548.
III
DEDICATORIA
A mi familia y a mi esposo.
IV
AGRADECIMIENTOS
A todo el equipo de trabajo.
A mis compañeros y amigos de maestría.
V
ÍNDICE.
I. GLOSARIO. ........................................................................................................... I
II. ÍNDICE DE FIGURAS. ....................................................................................... IV
III. ÍNDICE DE CUADROS. .................................................................................. VIII
IV. RESUMEN ......................................................................................................... X
V. ABSTRACT ....................................................................................................... XII
1. INTRODUCCIÓN. ............................................................................................... 1
2. ANTECEDENTES. .............................................................................................. 6
2.1. Áreas Naturales Protegidas. ............................................................................. 6
2.2. Fototrampeo de mamíferos terrestres............................................................... 8
2.2.1. Mamíferos terrestres en México. ................................................................. 13
2.2.1.1. Especies invasoras. .................................................................................. 14
2.2.1.2. Herbívoros. ............................................................................................... 15
2.2.1.3. Carnívoros. ............................................................................................... 16
2.2.1.4. Especies indicadoras. ............................................................................... 18
2.2.2. Atrayentes como alternativa. ....................................................................... 20
2.2.3. Distribución. ................................................................................................. 22
2.2.4. Patrones de actividad. ................................................................................. 24
2.2.5. Índice de Abundancia Relativa. ................................................................... 26
2.2.6. Curva de acumulación de especies. ............................................................ 29
2.2.7. Tiempo de latencia....................................................................................... 30
2.3. Encuestas a pobladores locales como herramienta de muestreo. .................. 31
3. JUSTIFICACIÓN. .............................................................................................. 33
4. HIPÓTESIS. ...................................................................................................... 34
VI
5. OBJETIVOS. ..................................................................................................... 35
5.1. General. .......................................................................................................... 35
5.2. Específicos. .................................................................................................... 35
6. MATERIALES Y MÉTODOS. ............................................................................ 36
6.1. Área de estudio. .............................................................................................. 36
6.2. Encuestas con pobladores locales. ................................................................ 39
6.3. Fototrampeo de mastofauna terrestre............................................................. 40
6.4. Distribución. .................................................................................................... 43
6.5. Patrones de actividad. .................................................................................... 43
6.6. Curva de acumulación de especies. ............................................................... 43
6.7. Índice de Abundancia Relativa (IAR). ............................................................. 43
6.8. Tiempo de latencia.......................................................................................... 44
7. RESULTADOS. ................................................................................................. 46
7.1. Encuestas. ...................................................................................................... 46
7.2. Estaciones. ..................................................................................................... 48
7.3. Curvas de acumulación. ................................................................................. 49
7.4. Riqueza específica.......................................................................................... 52
7.5. Distribución. .................................................................................................... 55
7.6. Patrones de actividad. .................................................................................... 62
7.6.2. Índice de Abundancia Relativa (IAR). .......................................................... 73
7.6.3. Latencia de Detección Inicial (LDI). ............................................................. 89
7.6.4. Latencia. ...................................................................................................... 94
8. DISCUSIÓN. ................................................................................................... 111
8.1. Encuestas. .................................................................................................... 111
8.2. Estaciones. ................................................................................................... 111
8.3. Curvas de acumulación. ............................................................................... 112
8.4. Riqueza específica........................................................................................ 112
8.5. Distribución. .................................................................................................. 115
8.6. Patrón de actividad. ...................................................................................... 115
8.7. Índice de abundancia relativa. ...................................................................... 117
8.8. Latencia de detección inicial. ........................................................................ 120
8.9. Latencia general. .......................................................................................... 121
9. CONCLUSIONES. ........................................................................................... 123
10. INFORMACIÓN ADICIONAL. ........................................................................ 124
11. BIBLIOGRAFÍA. ............................................................................................ 127
12. ANEXOS. ...................................................................................................... 149
I
I. GLOSARIO.
Atrayente. Alimento o sustancia que lo imite, que atrae a un ser vivo, en este caso, a
la estación para ser fotografiado.
Carnívoro. Que se alimenta de carne.
Cuerpo de agua. Cualquier extensión que se encuentra en la superficie terrestre o
en el subsuelo, tanto en estado líquido, como sólido; tanto naturales como artificiales
y pueden ser de agua salada o dulce.
Curva de acumulación de especies. Curva que representa el número de especies
acumulado en el inventario frente al esfuerzo de muestreo empleado.
Días/trampa. Esfuerzo de muestreo expresado como el producto de multiplicar el
número de trampas activas por el número de días en los que las trampas estuvieron
activas.
Distribución. Área inferida de la presencia de las especies, típicamente expresada
en un mapa con base en el área “ocupada” o bien el área “desocupada”.
Echadero. Lugar o sitio donde un animal se echa para dormir o descansar.
Encuesta. Serie de preguntas que se hace a muchas personas para reunir datos o
para detectar la opinión pública sobre un asunto determinado.
Especie gregaria. Organismo que sigue una tendencia a agruparse en manada,
cardúmenes o colonias.
II
Especie sucedánea. Organismos indicadores con diferentes funciones, desde
señalar cambios ambientales o poblacionales, hasta atraer la atención pública para el
desarrollo de programas de conservación.
Especie exótica. Especie no nativa del lugar o del área en que se la considera
introducida.
Especie feral. Establecimiento, en el medio silvestre, de poblaciones de especies
exóticas que derivaron, forzosamente, de una condición doméstica. Los animales
que dan origen a poblaciones ferales son siempre animales domésticos.
Estación. Localidad dentro de un sitio o área de muestreo en la cual un intento de
detección es hecho durante una ocasión de muestreo.
Fototrampeo. Técnica de observación que consiste en la colocación de cámaras
dotadas de sensores de movimiento o células fotoeléctricas que las activan cuando
un animal camina frente al objetivo.
Herbívoro. Que se alimenta principalmente de plantas.
Índice de Abundancia Relativa (IAR). La representación relativa de una especie en
un sitio determinado. El valor de este parámetro idealmente debería estar
correlacionado con el tamaño de la población.
Latencia. Tiempo que tarda un individuo en regresar a la estación.
Latencia de Detección Inicial (LDI). Tiempo que le toma a un dispositivo hacer la
primera detección de una especie en particular.
Mamífero. Vertebrado caracterizado por presentar glándulas mamarias que solo son
funcionales en las hembras y que estas utilizan para alimentar a sus crías.
III
Mastofauna. Parte de la fauna que hace referencia a los animales mamíferos.
Omnívoro. Que se alimentan tanto de animales como de plantas.
Patrón de actividad. Horario de actividad de una especie.
Registros independientes. Es el tiempo que existe entre una foto y otra del mismo
individuo en la misma estación, se considera usualmente que es de 24 horas.
Riqueza específica. Número de especies que se encuentran en un hábitat,
ecosistema, paisaje, área o región determinada.
Sendero. Camino estrecho, en especial el que se ha formado por el paso de
personas o animales.
Trampa-cámara. Dispositivo automático usado para capturar imágenes fotográficas
de animales en estado salvaje por medio de un sensor de movimiento o temperatura.
IV
II. ÍNDICE DE FIGURAS.
Figura 1. Área de estudio, sierra Navachiste............................................................. 37
Figura 2. Área de estudio dividida en tres zonas (Surfer 14). ................................... 39
Figura 3. Porcentaje de encuestas por actividad económica. ................................... 46
Figura 4. Avistamiento de felinos. ............................................................................. 47
Figura 5. Cantidad de felinos con respecto a diez años atrás. .................................. 47
Figura 6. Aporte de felinos en la región. .................................................................... 47
Figura 7. Área de estudio con las 46 estaciones distribuidas (ArcMap 10.5). ........... 49
Figura 8. Curva de acumulación de los tipos de sitio de las estaciones en el área de
estudio. ...................................................................................................................... 50
Figura 9. Curva de acumulación del esfuerzo de muestreo en cada zona. ............... 51
Figura 10. Mamíferos terrestres registrados en el Área Natural Protegida Sierra
Navachiste, Sinaloa. .................................................................................................. 55
Figura 11. Distribución de los mamíferos terrestres en el área de estudio (Surfer 14.
.................................................................................................................................. 55
Figura 12. Distribución poblacional por tipo de especie: A) Ferales, B) Ganado, C)
Vida silvestre (Surfer 14). .......................................................................................... 57
Figura 13. Distribución poblacional por gremio trófico: A) Herbívoros, B) Carnívoros,
C) Omnívoros (Surfer 14). ......................................................................................... 58
Figura 14. Distribución poblacional de las especies registradas en sierra Navachiste
(Surfer 14). ................................................................................................................ 61
Figura 15. Patrón de actividad de los mamíferos terrestres en el área de estudio. ... 62
Figura 16. Patrón de actividad de las especies ferales, de ganado y de vida silvestre.
.................................................................................................................................. 63
Figura 17. Traslape entre especies ferales, de ganado y de vida silvestre. .............. 65
Figura 18. Patrón de actividad de herbívoros, carnívoros y omnívoros. .................... 66
Figura 19. Traslape entre especies herbívoras, carnívoras y omnívoras. ................. 67
Figura 20. Patrón de actividad de los mamíferos terrestres. ..................................... 70
Figura 21. Traslapes más altos de seis especies. ..................................................... 72
Figura 22. Índice de abundancia relativa por zonas. ................................................. 73
V
Figura 23. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitios de las estaciones
colocadas. Prueba estadística KW. KS= 0.178, p= 0.010. Con diferencias
estadísticas p= 0.000. ............................................................................................... 74
Figura 24. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio en zona 1. Prueba
estadística KW. KS= 0.310, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.003. ........ 75
Figura 25. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio en zona 1. Prueba
estadística ANDEVA. KS= 0.232, p= 0.054. Con diferencias estadísticas p= 0.000. 75
Figura 26. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 1. Prueba
estadística KW. KS= 0.235, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007. ........ 77
Figura 27. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 2. Prueba
estadística KW. KS= 0.247, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.270. ......... 78
Figura 28. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 3. Prueba
estadística KW. KS= 0.208, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.034. ........ 78
Figura 29. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en el área de
estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.229, p= 0.010. Con diferencias estadísticas
p= 0.000. ................................................................................................................... 79
Figura 30. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 1. Prueba
estadística KW. KS= 0.255, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001. ........ 80
Figura 31. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 2. Prueba
estadística KW. KS= 0.207, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.012. ........ 81
Figura 32. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 2. Prueba
estadística KW. KS= 0.243, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.416. ......... 81
Figura 33. Índice de abundancia relativa de las especies por gremio trófico. Prueba
estadística KW. KS= 0.198, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001. ......... 82
Figura 34. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 1. Prueba
estadística KW. KS= 0.216, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.357. ......... 83
Figura 35. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 2. Prueba
estadística KW. KS= 0.237, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009. ........ 84
Figura 36. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 2. Prueba
estadística KW. KS= 0.294, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.036. ........ 84
VI
Figura 37. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en el área de
estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.192, p= 0.010. Con diferencias estadísticas
p= 0.000. ................................................................................................................... 86
Figura 38. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en zona 1.
Prueba estadística KW. KS= 0.208, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
.................................................................................................................................. 87
Figura 39. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en zona 2.
Prueba estadística KW. KS= 0.207, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
.................................................................................................................................. 87
Figura 40. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 3. Prueba
estadística KW. KS= 0.268, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.099. ......... 88
Figura 41. Latencia de los tipos de sitio en el área de estudio. Prueba estadística
ANDEVA. KS= 0.108, p= 0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001. .................. 94
Figura 42. Latencia de los tipos de sitio en zona 1. Prueba estadística ANDEVA. KS=
0.109, p=0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001. ............................................ 95
Figura 43. Latencia de los tipos de sitio en zona 3. Prueba estadística KW. KS=
0.231, p= 0.046. Sin diferencias estadísticas p= 0.144. ........................................... 96
Figura 44. Latencia de las estaciones en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.176,
p= 0.010. Con diferencias estadísticas p <0.000. ...................................................... 98
Figura 45. Latencia de las estaciones en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.277,
p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.214. ....................................................... 98
Figura 46. Latencia de las estaciones en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.211,
p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009. ...................................................... 99
Figura 47. Latencia del tipo de especie en el área de estudio. Prueba estadística KW.
KS= 0.195, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000. ................................. 100
Figura 48. Latencia de los tipos de especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS=
0.154, p= 0.031. Con diferencias estadísticas p= 0.007. ........................................ 101
Figura 49. Latencia de los tipos de especies en zona 2. Prueba estadística KW. KS=
0.270, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000. ........................................ 101
Figura 50. Latencia de los tipos de especies en zona 3. Prueba estadística KW. KS=
0.292, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.004. ........................................ 102
VII
Figura 51. Latencia de especies por gremio trófico en el área de estudio. Prueba
estadística KW. KS= 0.136, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.292. ........ 103
Figura 52. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 1. Prueba estadística
KW. KS= 0.164, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.155. ......................... 104
Figura 53. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 2. Prueba estadística
KW. KS= 0.158, p= 0.044. Con diferencias estadísticas p= 0.027. ........................ 104
Figura 54. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 1. Prueba estadística
KW. KS= 0.237, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.161. ......................... 105
Figura 55. Latencia de las especies en el área de estudio. Prueba estadística KW.
KS= 0.193, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007. ................................. 106
Figura 56. Latencia de las especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.249,
p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.056. ..................................................... 109
Figura 57. Latencia de las especies en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.228,
p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001. .................................................... 109
Figura 58. Latencia de las especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.211,
p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.297. ..................................................... 110
Figura 59. Especies de aves registradas por las trampas cámara. A) Buteo
jamaicensis, B) Accipiter cooperii, C) Buteo nitidus, D) Cathartes aura, E) Cardinalis
cardinalis, F) Mimus polyglottos, G) Carpodacus mexicanus, H) Callipepla gambelii, I)
Callipepla douglasii, J) Geococcyx californianus, K) Caracara cheriwey, L) Zenaida
asiática, M) Zenaida macroura, N) Patagioenas flavirostris, Ñ) Columbina passerina,
O) Chordeiles acutipennis. ...................................................................................... 126
VIII
III. ÍNDICE DE CUADROS.
Cuadro 1. Cuadro comparativo de los Índices de Abundancia Relativa de los distintos
trabajos abordados en el presente estudio. .............................................................. 28
Cuadro 2. Distribución de las estaciones por tipos de sitio. ...................................... 48
Cuadro 3. Comparación entre el esfuerzo ideal y el esfuerzo realizado en las tres
zonas de muestreo. ................................................................................................... 52
Cuadro 4. Mamíferos terrestres registrados mediante trampas cámara en el Área
Natural Protegida Sierra Navachiste, Sinaloa. .......................................................... 53
Cuadro 5. Patrones de actividad de los mamíferos terrestres en el área de estudio. 68
Cuadro 6. Superposición de seis especies con respecto al resto. ............................ 71
Cuadro 7. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitios de las estaciones
colocadas. ................................................................................................................. 73
Cuadro 8. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio de las tres zonas. ....... 74
Cuadro 9. Índice de abundancia relativa de las estaciones por zona. ....................... 76
Cuadro 10. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en el área de
estudio. ...................................................................................................................... 79
Cuadro 11. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie por zona. ............ 80
Cuadro 12. Índice de abundancia relativa de las especies por gremio trófico. .......... 82
Cuadro 13. Índice de abundancia relativa del gremio trófico por zona. ..................... 83
Cuadro 14. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en el área de
estudio. ...................................................................................................................... 85
Cuadro 15. LDI de los tipos de sitio en el área de estudio. ....................................... 89
Cuadro 16. LDI de los tipos de sitios por zona. ......................................................... 89
Cuadro 17. LDI de las estaciones por zona. ............................................................. 90
Cuadro 18. LDI de los tipos de especie en el área de estudio. ................................. 91
Cuadro 19. LDI de los tipos de especies por zona. ................................................... 91
Cuadro 20. LDI de las especies por gremio trófico en el área de estudio. ................ 91
Cuadro 21. LDI de las especies por gremio trófico por zona. .................................... 92
Cuadro 22. LDI de las especies registradas en el área de estudio. .......................... 92
Cuadro 23. LDI de las especies registradas por zona. .............................................. 93
Cuadro 24. Latencia de los tipos de sitio en el área de estudio. ............................... 94
IX
Cuadro 25. Latencia de los tipos de sitio por zona. ................................................... 95
Cuadro 26. Latencia de las estaciones por zona. ...................................................... 96
Cuadro 27. Latencia del tipo de especie en el área de estudio. ................................ 99
Cuadro 28. Latencia de los tipos de especies por zona. ......................................... 100
Cuadro 29. Latencia de especies por gremio trófico en el área de estudio. ............ 102
Cuadro 30. Latencia de las especies por gremio trófico por zona. .......................... 103
Cuadro 31. Latencia de las especies registradas en el área de estudio. ................ 105
Cuadro 32. Latencia de las especies por zona. ....................................................... 108
Cuadro 33. Especies de aves registradas por las trampas-cámara en el Área Natural
Protegida Sierra Navachiste, Sinaloa. ..................................................................... 124
X
IV. RESUMEN
Las Áreas Naturales Protegidas (ANP) tienen el propósito principal de
fomentar el conocimiento y la conservación de las especies en sus hábitats
naturales. La Sierra de Navachiste es un ANP de control estatal, con carácter de
zona sujeta a conservación ecológica, incluida en los polígonos de los sitios
RAMSAR de Navachiste y Topolobampo, y es uno de los pocos sitios del noroeste
de Sinaloa que aún no ha sido modificado en cuanto a sus condiciones naturales, lo
que lo convierte en un reservorio de biodiversidad, sin embargo, existe escasa
información sobre la biodiversidad de la mastofauna en el área. Los mamíferos
terrestres son considerados indicadores ecológicos debido a que permiten evaluar
total o parcialmente a los ecosistemas, estimar la biodiversidad de un sistema,
actuando en diferentes niveles jerárquicos y determinando diferentes componentes
de la biodiversidad (composición, estructura y función). Con este fin, se pretende
realizar la primera evaluación ecológica e inventario mastofaunístico terrestre del
Área Natural Protegida Sierra de Navachiste, Sinaloa, México, a través del
conocimiento local y monitoreos mediante fototrampeo. Lo anterior, permitirá generar
información esencial sobre la riqueza específica, abundancia relativa, distribución
poblacional, patrón de actividad y tiempos de latencia de las especies de mamíferos
en el área. Las técnicas utilizadas para llevar a cabo la identificación y verificación de
la presencia de especies de mamíferos en el sitio incluye: el uso de encuestas y
fototrampeo. Se realizaron un total de 54 encuestas con pobladores locales de cuatro
comunidades aledañas a la sierra Navachiste. Con respecto a los felinos, el
conocimiento local confirma que el lince es la especie más abundante. Se colocaron
un total de 46 estaciones divididas en tres zonas. En general, se obtuvieron 5,625
fotografías, con un esfuerzo de 6,548 días/trampa, de las cuales 3,630 (64.53 %) se
tomaron como eventos independientes. Se identificaron siete órdenes, 13 familias, 20
géneros y 21 especies de mamíferos, de los cuales, por tipo de especie, 16 fueron
silvestres, tres ferales y dos de ganado. De las especies silvestres, por gremio
trófico, tres son herbívoras, cuatro son carnívoras y nueve omnívoras. De acuerdo
con la NOM-059-SEMARNAT (2010), del total de los mamíferos silvestres, una
XI
especie se encuentra en la categoría de Amenazada (A) y otra Sujeta a Protección
Especial (Pr); y de acuerdo con la IUCN 2017, todos los mamíferos silvestres
observados se encuentran dentro de la categoría de Preocupación menor (LC). Se
observó una mayor distribución poblacional en la zona 1, así como un patrón general
de actividad diurno/nocturno/crepuscular. Las especies de mamíferos presentaron un
IAR general de 5.35±5.83. Las especies de vida silvestre mostraron una mayor
abundancia relativa, a pesar de que las especies ferales y de ganado muestran una
posible alteración en sus patrones de actividad, además de una competencia por el
espacio y los recursos. Dada la importancia ecológica y el nivel de amenaza que
podría tener el ANP sierra Navachiste, es necesario darle seguimiento al monitoreo
de mastofauna para poder elaborar a corto plazo un plan de manejo y conservación
adecuado.
Palabras clave: Sierra de Navachiste, mamíferos terrestres, trampas-cámara,
abundancia relativa, distribución, feral, lince, felinos, patrón de actividad, latencia.
XII
V. ABSTRACT
The Natural Protected Areas (ANP) have the main purpose of promoting knowledge
and conservation of the species in their natural habitats. Sierra of Navachiste is an
ANP of state control, with the character of a zone subject to ecological conservation,
included in the polygons of the RAMSAR sites of Navachiste and Topolobampo, and
is one of the few sites in northwestern Sinaloa that has not yet been modified, in
terms of its natural conditions, which makes it a reservoir of biodiversity, however,
there is few information about mammals biodiversity in this area. Terrestrial mammals
are considered ecological indicators because they allow total or partial evaluation of
ecosystems, estimate the system biodiversity, acting at different hierarchical levels
and determining different components of biodiversity (composition, structure and
function). With this objective, the first ecological assessment and terrestrial mammals
inventory in sierra Navachiste Protected Natural Area, Sinaloa, Mexico, with help of
local knowledge and monitoring by phototraping. This part, will allow to generate
essential information of the specific richness, relative abundance, population
distribution, activity pattern and latency times of mammal species in the area. The
techniques used to identification and verification of presence of mammal species in
site include: use of surveys and phototraping. A total of 54 surveys were collect with
local residents of four communities near Sierra Navachiste. With respect to felines,
local knowledge confirms that the lynx is the most abundant species. A total of 46
stations divided into three zones were placed. In general, 5,625 photographs were
obtained, with an effort of 6,548 days / trap, of which 3,630 (64.53%) were taken as
independent events. Seven orders, 13 families, 20 genders and 21 species of
mammals were identified, of which, by type of species, 16 were wild, three feral and
two of livestock. Of the wild species, by trophic guild, three are herbivores, four are
carnivorous and nine omnivores. According to NOM-059-SEMARNAT (2010), of all
the wild mammals, one species is in the category of Amenazada (A) and another
Sujeta a Protección especial (Pr); and according to the IUCN 2017, all the observed
wild mammals are in the category of Minor Concern (LC). A greater population
distribution was observed in zone 1, as well as a general pattern of diurnal / nocturnal
XIII
/ crepuscular activity. Mammalian species presented a general IAR of 5.35 ± 5.83.
Wildlife species showed greater relative abundance, although feral and livestock
species show a possible alteration in their activity patterns, as well as competition for
space and resources. Given the ecological importance and the level of threat that the
ANP sierra Navachiste could have, it is necessary to follow up on the monitoring of
mammals in order to be able to draw up an adequate management and conservation
plan in the short term.
Keywords: Sierra de Navachiste, terrestrial mammals, camera traps, relative
abundance, distribution, feral, lynx, felines, activity pattern, latency.
1
1. INTRODUCCIÓN.
Las Áreas Naturales Protegidas (ANP) tienen el propósito principal de
fomentar el conocimiento y la conservación de las especies en sus hábitats naturales
(Monroy-Vilchis et al., 2011a). La Sierra de Navachiste es una ANP de régimen
estatal, con carácter de zona sujeta a conservación ecológica. Una parte de ella, está
incluida en los polígonos de los sitios RAMSAR de Navachiste y Topolobampo
(Ramsar, 2018) y es uno de los pocos sitios del noroeste de Sinaloa que aún no ha
sido modificado en cuanto a sus condiciones naturales, lo que lo convierte en un
reservorio de biodiversidad. Sin embargo, existe escasa información sobre la
biodiversidad de la mastofauna en el área, y algunas actividades económicas como
la agricultura, pesca, acuicultura y la construcción de carreteras y caminos han
provocado que el área perdiera conectividad y comunicación con otros ecosistemas
naturales similares, por lo que se puede considerar como una “isla ecológica”
(MacArthur y Wilson, 1967; Aguilar, 2014).
Debido a la velocidad con que las actividades humanas producen cambios en
los sistemas naturales, es necesario hacer un esfuerzo adicional en el diseño de
estudios de calidad, útiles y pertinentes que permitan generar la información
necesaria para plantear soluciones a corto plazo (Carignan y Villard, 2002; Butchart
et al., 2006). Es por ello que la solución más aceptada ha sido el uso de indicadores
ecológicos (Parrish et al., 2003; Roberger y Angelstam, 2004; Rodrigues y Brooks,
2007). Los indicadores ecológicos son herramientas biológicas que permiten evaluar
total o parcialmente a los sistemas ecológicos, por lo que pueden ser considerados
como estimadores de la biodiversidad de un sistema, actúan en diferentes niveles
jerárquicos y determinan diferentes componentes de la biodiversidad (Noss, 1990;
Dale y Beyeler, 2001; Niemi y McDonald, 2004). A nivel de especie, los indicadores
ecológicos más comúnmente utilizados son las especies sucedáneas, es decir,
organismos con diferentes funciones, desde señalar cambios ambientales o
poblacionales, hasta atraer la atención pública para el desarrollo de programas de
conservación (Simberloff, 1998; Caro y O'Doherty, 1999). Previamente, se han
2
propuesto muchos tipos de especies sucedáneas, las más conocidas son las
especies claves, paraguas, indicadoras y banderas (Noss, 1990; Andelman y Fagan,
2000; Carignan y Villard, 2002).
Las especies indicadoras, son aquellas que por sus características pueden ser
utilizadas como estimadoras de los atributos o estatus de otras especies o
condiciones ambientales de interés que resultan difíciles, inconvenientes o costosos
de medir directamente (Caro y O'Doherty, 1999; Fleishman et al., 2001). Las
especies paraguas, son organismos que requieren de grandes extensiones para el
mantenimiento de poblaciones mínimas viables, por lo que garantizar la conservación
de sus poblaciones pudiera implicar la protección de poblaciones de otras especies
simpátricas de su mismo gremio (Berger, 1997; Roberger y Angelstam, 2004;
Favreau et al., 2006), especies de menor nivel trófico (Caro y O'Doherty, 1999), o
una sección apreciable del ecosistema (Caro et al., 2004).
Las especies bandera, se caracterizan por ser organismos carismáticos que
sirven como símbolo para atraer el apoyo gubernamental, del público o de posibles
donantes, para la implementación y desarrollo de programas de conservación que
involucren a la especie bandera y especies menos llamativas con las que pudiera
estar asociada (Noss, 1990; Andelman y Fagan, 2000; Carignan y Villard, 2002; Caro
et al., 2004). Las especies clave, se caracterizan porque sus actividades generan un
efecto sobre otras especies de la comunidad que excede considerablemente el
esperado según su biomasa o abundancia (Noss, 1990; Simberloff, 1998; Andelman
y Fagan, 2000; Carignan y Villard, 2002), además de afectar, no sólo a otras
especies, sino a la estructura y función del sistema natural (Paine, 1995; Simberloff,
1998; Payton et al., 2002). Los mamíferos terrestres, en especial los grandes
carnívoros, son generalmente utilizados como especies sucedáneas para asegurar la
conservación la biodiversidad en muchos ecosistemas.
La clase Mammalia incluye más de 5,300 especies agrupadas en 29 órdenes
(Wilson y Reeder, 2005a). Comparada con otras clases, es una riqueza baja, pero
3
tiene un impacto mayor sobre la biodiversidad de los ecosistemas. Debido, en parte,
a sus altas tasas metabólicas, los mamíferos tienen a menudo un rol ecológico
inmenso con respecto a su abundancia numérica. Lamentablemente, según la IUCN
(2008), cerca del 22% de las especies de mamíferos del mundo están amenazadas o
extintas a nivel mundial. México es uno de los países más ricos en especies de
mamíferos (Ceballos y Brown, 1995; Mittermeier et al., 1997). A pesar de que su
territorio comprende alrededor del 1.6 % de la superficie continental del planeta
(1,972,547 km2), mantiene alrededor del 11 % de todas las especies de mamíferos,
con 525 especies (Ceballos y Oliva, 2005). Sin embargo, México es un país que ha
mostrado liderazgo en la evaluación y clasificación de las especies en riesgo de
extinción con el objetivo de lograr su protección y conservación. Actualmente, la
NOM-059-SEMARNAT (2010) considera que alrededor del 35 % de las especies se
encuentran amenazadas, en peligro de extinguirse o extintas ya en su medio natural.
Debido a la situación actual, el estudio de los mamíferos terrestres se vuelve
verdaderamente importante, ya que pueden encontrarse en casi todos los hábitats y
ocupar diferentes nichos, gracias a la diversidad de su morfología, talla y fisiología.
Se pueden localizar dos o más especies que coexisten e interactúan entre ellas, por
lo que su función como reguladores de poblaciones puede ser directa o indirecta
(Cuarón, 2002). Las interacciones entre mamíferos carnívoros y herbívoros dan
estructura y dinamismo a la comunidad, y como resultado al ecosistema. Los efectos
que pueden tener los mamíferos carnívoros han sido demostrados en numerosos
sistemas, efectos como el sustento de la diversidad en los ecosistemas y reguladores
de las densidades poblacionales de animales en diferentes niveles tróficos (Weaver
et al., 1996). Debido a esto, los mamíferos carnívoros se describen como especie
tope en la cadena trófica, además de requerir áreas mayores para su supervivencia
(Monjeau, 1999). Se reconoce a muchos de los grandes mamíferos carnívoros como
especie clave que incrementan la función de los ecosistemas de una forma
significativa mediante sus actividades; su remoción inicia cambios en la estructura
del ecosistema y conduce a la pérdida de la biodiversidad (Miller y Rabinowitz, 2002).
Asimismo, los grandes mamíferos carnívoros se pueden considerar como especies
4
sombrilla cuya protección posiblemente puede extender sus beneficios hacia muchos
otros organismos que habitan en la misma área. Algunos de sus miembros son
importantes indicadores de la función y productividad de los ecosistemas, sin
embargo, son vulnerables a los cambios ambientales y a la explotación de sus
hábitats naturales (Noss et al., 1996).
Por esta razón, es necesario realizar un análisis que incluya una evaluación
del estado actual de las poblaciones en cuanto a su estructura, ubicación espacial en
la unidad de manejo, su problemática y las abundancias de las especies que la
componen, entre otras (Carrillo et al., 2000; Ojasti, 2000). Sargeant y Douglas (1997)
señalan que una de las actividades más sencillas y apropiadas de llevar a cabo para
ejercer acciones de manejo y conservación dentro de cualquier área protegida, es la
obtención de datos sobre la abundancia relativa de las especies, los cuales resultan
de gran utilidad para la detección de cambios en la dinámica de las poblaciones de
mamíferos terrestres, de esta manera se permite comprender la dinámica de las
especies, así como la capacidad de identificar el efecto de las acciones de manejo
sobre estas. La evaluación de la abundancia en el tiempo y/o espacio puede
contribuir a la propuesta de estrategias para la conservación de las especies dentro
de un área determinada (Walker et al., 2000).
Debido a la importancia de los mamíferos para la dinámica de los
ecosistemas, y que este es un grupo que se ve fuertemente afectado por los
diferentes procesos antropogénicos, resulta de gran importancia realizar monitoreo
de las poblaciones. Sin embargo, muchas especies son difíciles de observar debido a
sus patrones de conducta, bajas densidades y carácter elusivo, entre otras razones
(Wilson et al., 1996; Karanth et al., 2004), por lo que es necesario implementar
técnicas y protocolos que nos permitan obtener suficiente información sobre sus
poblaciones que sea útil en la toma de decisiones para su manejo y su conservación.
Puede resultar difícil, en ocasiones imposible, muestrear o monitorear poblaciones
animales con métodos tradicionales basados en detecciones visuales directas o con
5
métodos que involucran la captura, marcaje y radio-seguimiento de los individuos, ya
que éstos suelen ser costosos y difíciles de implementar (Chávez et al., 2013).
Recientemente las trampas-cámara se han vuelto una herramienta muy útil
para el muestreo y monitoreo de poblaciones de especies de carácter críptico o
raras, debido a que permiten ampliar nuestras observaciones de las especies en el
tiempo y el espacio sin interferir con su conducta (Karanth y Nichols, 2002; Lynam,
2002; Karanth et al., 2004; Silver, 2004; Kays y Slauson, 2008). Las trampas-cámara
automáticas, que se disparan con sensores de temperatura o movimiento, han
permitido llevar a cabo estudios muy completos de un número creciente de especies.
Esta tecnología ha sido de enorme utilidad para generar información cuantitativa
sobre la biología, ecología y conservación de numerosas especies (Chávez et al.,
2013).
Con este fin, se pretende realizar la primera evaluación ecológica e inventario
mastofaunístico terrestre del Área Natural Protegida Sierra de Navachiste, Sinaloa,
México, a través del conocimiento local y monitoreos mediante fototrampeo. Lo
anterior, permitirá generar información esencial sobre la abundancia absoluta y
relativa de las especies de mamíferos en el área, así como su distribución territorial.
Esta información puede contribuir a la generación de planes de manejo y
conservación de las especies y el Área Natural Protegida misma.
6
2. ANTECEDENTES.
2.1. Áreas Naturales Protegidas.
Un Área Natural Protegida (ANP), es una porción del territorio cuyo fin es
conservar la biodiversidad representativa de los distintos ecosistemas para asegurar
el equilibrio y la continuidad de los procesos evolutivos y ecológicos y, cuyas
características no han sido esencialmente modificadas. En México, estas zonas son
manejadas bajo el instrumento político con mayor definición jurídica para la
conservación, regulando sus actividades bajo el marco normativo de la Ley General
del Equilibrio Ecológico y Protección al Ambiente (LGEEPA), estando sujetas a
regímenes especiales de protección, conservación, restauración y desarrollo, según
categorías establecidas en la Ley (PROFEPA, 2009).
Asimismo, las ANPs tienen como fin vigilar que el aprovechamiento de los
recursos dentro de la zona se realice de manera sustentable, preservando la flora y
fauna particular del ecosistema; permitir y propiciar la investigación y estudio de los
ecosistemas con el objetivo de generar conocimiento y transmitir aquellas prácticas o
tecnologías que faciliten el aprovechamiento sustentable de los mismos, y a su vez,
proteger el entorno de las zonas históricas, arqueológicas y turísticas de importancia
cultural y recreativa (CONANP, 2009).
Las ANPs son una herramienta fundamental para mantener la integridad del
hábitat y la diversidad de especies, además ahora cubren más del 12.7 % de la
superficie terrestre del planeta. Sin embargo, existe un debate considerable sobre la
medida en que las ANPs brindan resultados de conservación en términos de
protección de hábitats y especies. Geldmann et al. (2013) reportan que la evidencia
bibliográfica disponible sugiere que las ANPs brindan resultados positivos sobre la
protección de la biodiversidad, pero aún existe evidencia limitada y una débil
interpretación de los resultados de conservación sobre el éxito de las ANPs. Aunado
a esto, Breckheimer et al. (2014), consideran que al buscar la conservación de
7
algunas especies, generalmente carismáticas, se asume generalmente que estas
especies servirán como paraguas de conservación para otros organismos y a su vez,
de áreas para su protección.
Los gobiernos han acordado expandir la red mundial de áreas protegidas del
13 al 17 % de la superficie terrestre del mundo para el año 2020 y prevenir la mayor
pérdida de especies conocidas amenazadas (Aichi, 2011). Estos objetivos son
interdependientes, ya que las áreas protegidas pueden detener la pérdida de
biodiversidad cuando se ubican estratégicamente y se administran de manera
efectiva. Sin embargo, Venter et al. (2014) afirman que la propiedad del área
protegida global actualmente está sesgada hacia lugares que son prácticos de
proteger y lejos de áreas importantes para la biodiversidad. Si esta expansión es
para asegurar un futuro para las especies en peligro, las nuevas áreas protegidas
deberían ubicarse en lugares más estratégicos de lo que actualmente están. Por
ejemplo, la efectividad del Sistema Nacional de Áreas Protegidas (SNAP) de Costa
Rica para representar especies, poblaciones y áreas con alta riqueza de especies no
ha sido adecuadamente evaluada. Estas evaluaciones son fundamentales para
comprender las necesidades para fortalecer y proteger mejor la biodiversidad.
Curiosamente, muchas áreas ricas en especies no están protegidas. González-Maya
et al. (2015) aseguran que, si bien, las áreas protegidas en Costa Rica mantienen en
buen estado la conservación de las especies, es necesaria una planificación
estratégica para futuras áreas protegidas a fin de mejorar la complementariedad de
las especies y la protección del área de distribución.
En un estudio realizado por Kays et al. (2016), se observaron las relaciones
que existen entre la protección de la biodiversidad y las oportunidades recreativas
que se generan para la sustentabilidad del área. Se evaluó si las actividades
recreativas, que comprenden desde senderismo hasta la cacería legal, pueden
perturbar la vida silvestre lo suficiente para alterar el uso de hábitat o la estructura de
la comunidad. Se observó que, aunque el senderismo y la caza controlada tienen
efectos mensurables sobre la distribución de algunas especies, estos efectos fueron
8
relativamente menores en comparación con el uso de la tierra y la fragmentación del
hábitat que generan las actividades humanas. Estos resultados ofrecen las
herramientas para crear un protocolo de monitoreo a largo plazo para las áreas
protegidas, que ayudaría a los representantes del área a establecer un equilibrio
entre la recreación y la vida silvestre.
2.2. Fototrampeo de mamíferos terrestres.
La técnica de fototrampeo ha estado disponible desde principios del siglo XX
(Cuttler y Swann, 1999), sin embargo, su utilización en inventarios de fauna silvestre
e investigación ecológica es relativamente reciente. Hace 50 años, Pearson (1959)
documentó movimientos de roedores nocturnos en una pradera mediante una
cámara de video y un disparador foto-eléctrico. Por otro lado, Royama (1959), en uno
de los trabajos pioneros con trampas-cámara, buscó identificar los componentes de
la dieta de un ave paseriforme por medio de una cámara activada con un disparador
automático. A partir de estos estudios, las trampas-cámara han sido utilizadas para
documentar y estudiar la dieta, presencia, abundancia y los patrones de actividad de
diversas especies (Cuttler y Swann, 1999).
A finales de 1980, los cazadores comenzaron a utilizar esta técnica para
identificar posibles trofeos, y de esta manera crear un mercado y el surgimiento de
las compañías que manufacturan estos equipos a gran escala. Fue entonces que las
trampas-cámara pasaron de ser voluminosas, complicadas de usar y costosas, a
pequeñas, simples y más accesibles. Con estos nuevos equipos, las trampas-cámara
fueron redescubiertas por los biólogos a partir de 1990 y se reconoció que las
herramientas estadísticas desarrolladas para otros métodos de muestreo también
podían ser aplicadas al foto-trampeo (Kays y Slauson, 2008).
Esta técnica permite ampliar las observaciones de las especies en el tiempo y
el espacio sin perturbaciones al ecosistema o a sus hábitos conductuales (Karanth y
9
Nichols, 2002; Lynam, 2002; Silver, 2004; Kays y Slauson, 2008), y de esta forma,
proporcionar información cuantitativa sobre la biología, ecología y conservación de
numerosas especies. En los últimos años el trampeo con cámaras automáticas en
combinación con modelos estadísticos de captura-recaptura ha sido utilizado para
estimar el tamaño poblacional de varias especies en diversas partes del mundo.
Esta técnica no invasiva, permite identificar individualmente a los organismos
fotografiados gracias a las marcas distintivas de sus cuerpos. De igual forma, ha sido
utilizada para documentar la riqueza de mamíferos grandes y medianos en bosques
tropicales (Azuara, 2005a; Tobler et al., 2008b, a), por ejemplo, su uso se popularizó
desde que se comenzó a utilizar para monitorear poblaciones de tigres en la India
(Karanth, 1995; Karanth y Nichols, 1998), y posteriormente se ha aplicado con éxito
para calcular la abundancia y densidad de otras especies crípticas como leopardos
(Henschel y Ray, 2003), ocelotes (Trolle y Kéry, 2001; Dillon y Kelly, 2007), jaguares
(Wallace et al., 2003; Maffei et al., 2004; Silver, 2004; Silver et al., 2004; Soisalo y
Cavalcanti, 2006; Salom-Pérez et al., 2007), leopardos de las nieves (Jackson et al.,
2005), hasta felinos sin manchas como pumas (Kelly et al., 2008).
Además, puede evaluarse también la relación depredador-presa a través del
tiempo y del espacio (Weckel et al., 2006), patrones de actividad y uso de hábitat
(Monroy-Vilchis et al., 2007; Wakefield et al., 2008), respuestas a la cacería (Di Bitetti
et al., 2008) o bien para documentar la presencia y abundancia de especies raras
(Dinata et al., 2008).
Los estudios científicos sobre mamíferos terrestres que utilizan la técnica de
fototrampeo han aumentado en los últimos años de manera considerable a nivel
mundial. En un estudio desarrollado en estaciones de fototrampeo con y sin carnada,
en Zimbabwe, para estimar la densidad del leopardo con el objetivo de conocer su
tamaño poblacional, Du Preez et al. (2014) concluyeron que el uso de cebos es más
eficiente que el método sin cebo, además de tener el potencial para inspeccionar con
precisión las poblaciones sin control. Estos datos son necesarios para la gestión de
10
las poblaciones de leopardos y puede ser aplicada para mejorar los esfuerzos de
monitoreo de otras especies de grandes felinos.
De igual manera, para analizar la problemática relacionada con la pérdida de
gran parte de la biodiversidad debido a la agricultura, Meyer et al. (2015) analizaron
diferentes parques nacionales y bosques fragmentados para evaluar las
comunidades de mamíferos terrestres en el centro de Panamá, con la utilización de
trampas-cámara. El estudio ayudó a conocer el estado de conservación de la
biodiversidad del bosque, y se encontró que la mayoría de los sitios en el centro de
Panamá tuvieron una menor riqueza de especies de mamíferos, esto debido a que la
comunidad de mamíferos terrestres en bosques es actualmente degradada, incluso
dentro de los parques nacionales del País.
Edwards et al. (2016), concluyeron que existen mayores probabilidades de
detección de todas las especies de mamíferos cuando hay agua, por lo tanto, se
recomienda la colocación de trampas-cámara en fuentes de agua en ambientes
áridos. Ellos analizaron dos zonas (fuentes de agua y caminos agrícolas) en 21
estaciones de fototrampeo en Namibia durante 65 días, donde compararon la
presencia y distribución de especies en esos sitios. De esta forma, obtuvieron un
total de 1,106 individuos, clasificados en 10 especies, distribuidas en estaciones
ubicadas en fuentes de agua.
En Sudáfrica, Ramesh et al. (2016b) utilizaron la técnica de fototrampeo en
205 estaciones en seis áreas (protegidas y perturbadas) para identificar hábitats
únicos donde existe aglomeración de mamíferos intactos, y de esta manera priorizar
las áreas de conservación. Observaron una riqueza específica (RE) de 39 mamíferos
terrestres, y concluyeron que esta aumenta a medida que aumenta el tamaño de las
áreas protegidas. Ese mismo año, Ramesh et al. (2016a) en KwaZulu-Natal,
realizaron un estudio sobre la riqueza específica de mamíferos en 42 estaciones de
tres áreas geográficas (tierras altas, bosque costero y matorral de acacias con la
herramienta ArcGIS 9.3.1), con el fin de evaluar los patrones de uso intensivo del
11
suelo por la agricultura, que conducen a la fragmentación del hábitat natural y como
consecuencia, aumenta la pérdida de biodiversidad. Se observó que los mamíferos
no carnívoros se desplazan dentro de los bosques costeros, mientras que los
carnívoros tienden a desplazarse en tierras altas, bosques costeros y matorrales de
acacias. Lo anterior, debido a la necesidad de alimentarse, aunado a los cambios de
temperatura y las temporadas de precipitación que son indicadores significativos de
la riqueza total de especies.
Durante las últimas décadas, en México, son muchos los estudios que se han
realizado sobre mamíferos terrestres a través de la técnica de fototrampeo. En la
Sierra Nanchititla, México, Monroy-Vilchis et al. (2011b) concluyeron que las nuevas
técnicas contribuyen con datos fiables sobre los patrones de abundancia y de
actividad relativa. Los autores analizaron poblaciones de mamíferos donde
incluyeron aspectos de abundancia de especies y patrón de actividad, por medio de
fototrampeo, durante tres años. Encontraron 19 especies de mamíferos de los cuales
el 67 % son nocturnos. En ese mismo año, Monroy-Vilchis et al. (2011a) observaron
que la importancia de la reserva con respecto a su diversidad mastofaunística es
evidente, así como la necesidad de delinear estrategias para su conservación. Este
estudio se realizó con trampeo directo y fototrampeo; se encontraron 53 especies de
mamíferos, esto con el objetivo de conocer la biodiversidad de mamíferos en la
Reserva Natural Sierra Nanchititla.
Los cuerpos de agua superficial (CAS) permanentes o efímeros (pozas,
tinajas, escurrimientos, etc.) que se encuentran en depresiones del terreno, como
arroyos y cañadas, son soporte fundamental para el ecosistema en zonas áridas.
Mediante el uso de trampas-cámara, Mesa-Zavala et al. (2012) identificaron especies
de vertebrados terrestres silvestres presentes en 4 sitios con agua superficial, en el
extremo sur de la sierra El Mechudo, Baja California Sur, y se analizó el uso de los
CAS por las especies en los periodos de actividad. En cada sitio se caracterizó el
hábitat (topografía, vegetación y agua). Los 4 sitios mostraron diferencias en sus
características ambientales. Se identificaron 41 especies de vertebrados terrestres (3
12
reptiles, 31 aves y 7 mamíferos). Esta investigación aporta información sobre la
importancia de los CAS en zonas semiáridas, describiendo el hábitat, las especies y
su comportamiento, elementos básicos para la conservación y manejo de los
recursos naturales.
En la región de Calakmul en el sur de México, las aguadas, cuerpos de agua
formados por la precipitación, son de gran importancia para la conservación de
muchas especies de fauna silvestre durante la estación seca. Sandoval-Serés et al.
(2016) monitorearon nueve aguadas en cada sitio respectivamente. Los resultados
arrojaron que las aguadas fueron visitadas con mayor frecuencia en la época seca
que en lluvias en ambos sitios. El hecho de encontrar mayor abundancia de tapires
en el sitio donde existe perturbación humana, pero mayor abundancia de agua,
señala que las aguadas son el factor fundamental que determina la presencia y
abundancia de tapires para la región de Calakmul y el mantenimiento de poblaciones
de tapires.
Luja et al. (2017), proporcionaron la evidencia necesaria para asegurar que las
pequeñas reservas, o áreas protegidas, pueden actuar como trampolines
(fragmentos pequeños que unen fragmentos aislados) (Baum et al., 2004). Los
escalones o trampolines son cruciales para la dispersión a larga distancia de
especies como el jaguar y para su expansión a través de redes de hábitats (Saura et
al., 2014). Se obtuvieron resultados de abundancia de jaguares, proporción de sexos,
actividad diaria y estacional, y fidelidad del sitio en La Papalota, un área natural
protegida de 368 hectáreas en Nayarit, México.
En un estudio realizado en el municipio de San Ignacio, Sinaloa, con la
finalidad de observar la presencia de jaguar y sus presas potenciales, Rubio y
Bárcenas (2010) distribuyeron 36 trampas-cámara en 9 cuadrantes de 1 km2 cada
uno. Los autores obtuvieron un resultado de 10 especies de mamíferos terrestres
dentro de las cuales se encuentran dos especies de felinos (jaguar y puma) y ocho
presas potenciales.
13
Pellegrini (2016 y 2017) realizó un estudio dentro de la Unidad de Manejo
Ambiental (UMA) Macochin en San Blas, El Fuerte, Sinaloa, donde el principal
objetivo fue descubrir la mastofauna terrestre existente en el área. Para ello, utilizó
27 trampas-cámara distribuidas en 9 cuadrantes de 3x3 km, y encontró 16 especies
de mamíferos terrestres, dentro de las cuales se encuentran las 6 especies de felinos
registradas para el norte del país: tigrillo, ocelote, lince, yaguarundi, puma y jaguar
(comunicación personal).
2.2.1. Mamíferos terrestres en México.
Los mamíferos son uno de los grupos más renombrados de las comunidades
terrestres de vertebrados. Su éxito se debe principalmente a sus altas tasas
metabólicas, a su capacidad de incrementar el metabolismo durante los periodos de
actividad y a la habilidad de mantener constante la temperatura del cuerpo a través
de complejos mecanismos fisiológicos (Bakker, 1971; LaBarbera, 1989; Sánchez-
Cordero et al., 2014). En la actualidad, cuentan con cerca de 5,416 especies (Wilson
y Reeder, 2005b) y han desarrollado una gran diversidad de especializaciones a lo
largo del tiempo, lo que les ha permitido tener diversos patrones de distribución
(Clauset y Erwin, 2008).
México ocupa el tercer lugar a nivel mundial de número de especies de
mamíferos con 525 especies, que corresponden a 193 géneros, 47 familias y 12
órdenes. El orden más diverso es el de los roedores (45 %), seguido de los
murciélagos, carnívoros y cetáceos, que en conjunto representan al 86 % del total de
mamíferos (Ceballos y Oliva, 2005). Estos organismos se distribuyen en
prácticamente todos los ecosistemas, incluyendo ambientes marinos, terrestres y
lacustres (Sánchez-Cordero et al., 2014). Sin embargo, en tiempos recientes, la
desaparición de las grandes especies de mamíferos ha llamado la atención de
científicos y conservacionistas desde finales del siglo XIX (Herrera, 1890; Ceballos y
14
Oliva, 2005). Actualmente, la NOM-059-SEMARNAT (2010) considera que alrededor
del 55 % de las especies de mamíferos se encuentran bajo una categoría de riesgo,
lo que es verdaderamente preocupante para la biodiversidad del país.
Las causas de la extinción de especies de mamíferos en México, pueden
atribuirse, en gran medida, al crecimiento desmedido de la población humana y la
desigualdad social, factores que han generado una explotación irracional de los
recursos naturales (Ehrlich y Ceballos, 1997; Challenger, 1998). De igual manera, los
efectos más severos en la desaparición de mamíferos son la deforestación, la
sobreexplotación, la contaminación y la introducción de especies exóticas o ferales
(Ceballos y Oliva, 2005).
2.2.1.1. Especies invasoras.
A medida que las actividades humanas aumentan en las áreas naturales,
también lo hacen las amenazas a la vida silvestre, lo que puede provocar impactos
inmediatos y a largo plazo en la distribución, actividad, reproducción y supervivencia
de las especies. Pudyatmoko (2017) llevó a cabo un estudio para comprender las
influencias del ganado libre en la población de mamíferos salvajes en el Parque
Nacional Baluran, Indonesia. Se registraron 3 852 vacas y 1 156 cabras, y se evaluó
la riqueza de especies y la probabilidad de ocupación en áreas con y sin ganado,
asimismo, se midió la coexistencia espacial y la superposición de los patrones de
actividad diaria entre las especies de mamíferos y el ganado. Un total de 39 cámaras
trampa fueron instaladas de agosto de 2015 a enero de 2016, se obtuvieron 23,021
fotografías independientes. En las áreas con ganado, el número de especies de
mamíferos (ocho) fue menor que en áreas sin ganado (11 especies). Las especies
más afectadas fueron los grandes herbívoros y un gran carnívoro, todos ellos
ausentes en áreas con ganado. Independientemente del gremio de alimentación, la
probabilidad de ocupación de casi todas las especies disminuyó en áreas con
ganado, excepto los herbívoros medios, que mostraron una mayor probabilidad de
15
ocupación. En presencia de ganado, algunas especies cambiaron sus actividades de
diurnas a nocturnas. El ganado afectó a la mayoría de los mamíferos salvajes de
varias maneras, incluyendo la reducción de la riqueza de especies, disminuyendo la
probabilidad de ocupación y cambiando los patrones de actividad diaria de muchos
animales. Esta investigación recomienda una reducción significativa en el tamaño del
área de distribución para el ganado doméstico.
El ganado es una importante amenaza para la vida silvestre en todo el mundo,
especialmente en los paisajes forestales donde el ganado degrada la comida y el
hábitat de la fauna silvestre. Zhang et al. (2017) observaron las interacciones entre
fauna y ganado mediante el examen de las interacciones de varias especies
amenazadas por ganado en la Reserva Natural de Wolong, China, mediante datos
recolectados de trampas-cámara infrarrojas, muestras fecales y modelado predictivo
de distribución del panda junto con predictores de hábitat. Los resultados de las
cámaras revelaron un aumento en el ganado después de que el gobierno implementó
una política de incentivos para estimular la producción ganadera a mitad del estudio.
Tres especies (panda gigante, panda rojo y mono de nariz y hocico dorado) fueron
desplazadas a medida que más ganado invadió el hábitat del bosque. En contraste,
la tasa de detección de ciervos no se vio afectada por la invasión del ganado, pero
los ciervos optaron por cambiar el momento de visitar las fuentes de agua (arroyos)
al anochecer (cuando la perturbación del ganado y otras actividades humanas eran
más bajas). Este estudio muestra que, con un aumento de ganado, diferentes
especies de vida silvestre pueden responder de diferentes maneras, lo que es
probable asociado con sus rasgos biológicos. Los autores subrayaron la necesidad
de una cuidadosa planificación política para la ganadería.
2.2.1.2. Herbívoros.
Los animales herbívoros varían en tamaño, desde diminutos insectos hasta
enormes elefantes. Algunos herbívoros comen sólo hierba, otros consumen hojas,
corteza, savia, raíces, semillas, frutos, flores, néctar o polen. Parte de la energía
16
almacenada en forma de carbohidratos en las plantas se transforma en tejido del
herbívoro, que a su vez satisface las necesidades energéticas de los animales del
siguiente nivel trófico, los carnívoros (Granados-Sánchez et al., 2008). Los
herbívoros, situados en el centro de las cadenas alimenticias, ocupan una buena
situación para mantener el equilibrio de los niveles por encima y por debajo de ellos,
o para alterarlo de forma drástica (Dyer et al., 1993).
De la familia Cervidae, las especies más representativas, de 43 especies, son
los venados. En México está representada por cinco especies de tres géneros
(Ceballos y Oliva, 2005).
La familia Tayassuidae es poco diversa, compuesta por sólo tres especies,
entre ellos el pecarí de collar, que tienen una distribución restringida al continente
americano (Wilson y Reeder, 1993; Ceballos y Oliva, 2005).
La familia Leporidae comprende 11 géneros y 54 especies de liebres y
conejos, que se distribuye prácticamente por todo el mundo, con excepción de
Australia y el sur de Sudamérica (Wilson y Reeder, 1993; Ceballos y Oliva, 2005).
2.2.1.3. Carnívoros.
Los depredadores superiores, por ejemplo, los grandes félidos y cánidos, son
considerados importantes agentes ecológicos debido a que unos pocos individuos
pueden afectar las poblaciones de presas e, indirectamente, incrementar la
diversidad en los niveles tróficos inferiores por efectos en “cascada” (Terborgh, 1992;
Schmitz, 2008). Las poblaciones de presas se benefician de sus depredadores, ya
que estos previenen la diseminación de enfermedades y reducen la competencia por
alimento al eliminar individuos enfermos, menos aptos o superabundantes, además
de regular poblaciones de otras presas con las que probablemente compiten
(Rumiz).
17
La familia Canidae agrupa alrededor de 35 especies silvestres, e incluye al
perro doméstico, coyotes y lobos (Wilson y Reeder, 1993). Se encuentran
ampliamente distribuidos en todo el mundo, con excepción de Australia y otras islas
(Ceballos y Oliva, 2005).
La familia Mustelidae agrupa alrededor de 55 especies como comadrejas,
nutrias, tayras y grisones (Wilson y Reeder, 1993). Se encuentran ampliamente
distribuidos en América, Asia y África. En México se encuentran seis especies de
cinco géneros (Ceballos y Oliva, 2005).
La familia Mephitidae ha sido recientemente separada de los mustélidos y
agrupa alrededor de 12 especies de zorrillos y tejones apestosos. Se encuentran
distribuidos en América y Asia. En México hay siete especies de tres géneros
(Ceballos y Oliva, 2005).
La familia Procyonidae es muy diversa, compuesta de aproximadamente 18
especies, con una amplia distribución que abarca todos los continentes a excepción
de Australia, Antártica y algunas islas del Pacífico (Wilson y Reeder, 1993). En
México está representada por siete especies de cuatro géneros (Ceballos y Oliva,
2005).
La familia Felidae agrupa alrededor de 36 especies de felinos, incluyendo al
gato doméstico, puma, jaguar, onza, tigrillo, lince y ocelote (Wilson y Reeder, 1993).
Se encuentran prácticamente distribuidos en todos los continentes con excepción de
Oceanía y Antártica. En México se cuenta con seis especies y que representan a
cinco géneros (Ceballos y Oliva, 2005)
18
2.2.1.4. Especies indicadoras.
Los indicadores ecológicos son herramientas biológicas (especies, grupos
taxonómicos, procesos) que permiten evaluar total o parcialmente a los sistemas
ecológicos, por lo que pueden ser considerados como estimadores de la
biodiversidad de un sistema. Actúan en diferentes niveles jerárquicos (genes,
especies, poblaciones, comunidades y paisajes) y determinan diferentes
componentes de la biodiversidad (Noss, 1990; Dale y Beyeler, 2001; Niemi y
McDonald, 2004). A nivel de especie, los indicadores ecológicos más comúnmente
utilizados son las especies sucedáneas (del inglés surrogate species), es decir,
organismos con diferentes funciones, desde señalar cambios ambientales o
poblacionales, hasta atraer la atención pública para el desarrollo de programas de
conservación (Simberloff, 1998; Caro y O'Doherty, 1999). Previamente, se han
propuesto muchos tipos de especies sucedáneas, las más conocidas son las
especies claves, paraguas, indicadoras y banderas (Noss, 1990; Andelman y Fagan,
2000; Carignan y Villard, 2002).
Las especies indicadoras son aquellas que por sus características
(sensibilidad a perturbación o contaminantes, distribución, abundancia, dispersión,
éxito reproductivo) pueden ser utilizadas como estimadoras de los atributos o estatus
de otras especies o condiciones ambientales de interés que resultan difíciles,
inconvenientes o costosos de medir directamente (Caro y O'Doherty, 1999;
Fleishman et al., 2001). Las especies poblacionales permiten estimar las variaciones
poblacionales de otras especies con las que coexiste, gracias a sus propias
variaciones producto de perturbaciones ambientales (Landres et al., 1988; Caro y
O'Doherty, 1999). Este tipo de organismos han sido ampliamente utilizados en la
evaluación de especies pertenecientes a un mismo gremio o grupo funcional, o
especies relacionadas por algún factor, como la relación depredador-presas (Noss et
al., 1996; Steneck, 2005; Dalerum et al., 2008), bajo el supuesto de que los hábitats
de estas se encuentran altamente solapados. Las características que deben tener
19
estas especies son: biología bien documentada, fácil de estudiar, sensible a las
perturbaciones humanas y estar ampliamente distribuida (Caro y O'Doherty, 1999).
Las especies paraguas son organismos que requieren de grandes extensiones
para el mantenimiento de poblaciones mínimas viables, por lo que garantizar la
conservación de sus poblaciones pudiera implicar la protección de poblaciones de
otras especies simpátricas de su mismo gremio (Berger, 1997; Roberger y
Angelstam, 2004; Favreau et al., 2006), especies de menor nivel trófico (Caro y
O'Doherty, 1999), o una sección apreciable del ecosistema (Caro et al., 2004). Las
especies paragua han sido ampliamente utilizadas para la selección y diseño de
áreas protegidas (Noss et al., 1996; Caro y O'Doherty, 1999; Hitt y Frissell, 2004);
como es el caso del jaguar (Panthera onca), utilizado para diseñar la Reserva de
Cockscomb en Belize (Caro, 2003).
Las especies bandera se caracterizan por ser organismos carismáticos que
sirven como símbolo para atraer el apoyo gubernamental, del público o de posibles
donantes, para la implementación y desarrollo de programas de conservación que
involucren a la especie bandera y especies menos llamativas con las que pudiera
estar asociada (Noss, 1990; Andelman y Fagan, 2000; Carignan y Villard, 2002; Caro
et al., 2004). En general, son pocos los atributos que debe tener una especie
bandera para cumplir con sus objetivos; basta con que sea llamativa y atraiga la
atención (Noss, 1990; Caro y O'Doherty, 1999). Los grandes felinos americanos;
principalmente el puma (Puma concolor), han sido utilizados como símbolos para
promover el desarrollo del programa de conservación del Corredor Biológico
Mesoamericano (CBM), conocido originalmente como el “Paseo Pantera”. Este
proyecto busca interconectar áreas protegidas de Centroamérica para crear un
puente de conservación entre Norte y Sur América (Lambert y Carr, 1998; Ray,
2005).
Las especies clave se caracterizan porque sus actividades generan un efecto
sobre otras especies de la comunidad que excede considerablemente el esperado
20
según su biomasa o abundancia (Noss, 1990; Simberloff, 1998; Andelman y Fagan,
2000; Carignan y Villard, 2002). Este concepto, propuesto por Paine, estaba basado
principalmente en las relaciones tróficas y en la regulación que algunos componentes
ejercen sobre otros. Hoy el concepto se ha extendido, y se consideran también
aquellas que afectan no sólo a otras especies, sino a la estructura y función del
sistema natural (Paine, 1995; Simberloff, 1998; Payton et al., 2002). Es por ello que
una especie clave pueden ser organismos que controlen a dominantes potenciales,
e.g., productores de enfermedades (bacteria del ántrax, Bacillus anthracis),
proveedores de recursos (peces anádromos), mutualistas (mosca del higo, como
polinizador específico de ficus) y modificadores o ingenieros de ecosistemas
(escarabajo de corteza) (Willson y Halupka, 1995; Payton et al., 2002). Los
mamíferos terrestres, en especial los grandes carnívoros, como los felinos, son
generalmente utilizados como especies sucedáneas para asegurar la conservación la
biodiversidad en muchos ecosistemas.
2.2.2. Atrayentes como alternativa.
En los estudios de identificación de carnívoros de mediano y gran tamaño
mediante fototrampeo, debido a sus bajas densidades, se suelen utilizar cebos como
atrayentes, para aumentar el número de registros fotográficos, que de otra manera
sería escasos (Rocha et al., 2016). Se utiliza cualquier alimento, o sustancia que lo
imite, como atrayente para atraer a la fauna al lugar de la estación para que
permanezca frente a la cámara por unos minutos en lo que es fotografiada.
Para conocer la población de felinos mediante estaciones olfativas para la
obtención de ADN en muestras biológicas (pelo), en un estudio realizado en Paraná,
Brasil, por Pineda (2011), utilizó los estímulos olfativos catnip® (Harrison, 1997;
McDaniel et al., 2000; Castro-Arellano et al., 2008; Schlexer, 2008; Martins, 2009) y
canela para la detección de pumas; así como vainilla, que no se había utilizado en
estudios previos, pero fue eficaz para estimular el comportamiento de frotamiento de
21
los felinos en cautiverio para las pruebas preliminares. Como resultados, el estudio
demostró que las estaciones olfativas con vainilla fueron las generaron mayor
respuesta en especies de felinos, y las que contenían catnip® y canela generaron
mayor respuesta de los mamíferos pequeños.
Según Goldman (2013), en una entrevista que tuvo con Miguel Ordeñana,
biólogo del Museo de Historia Natural de Los Ángeles, mediante diferentes
estimulantes olfativos se descubrió que los jaguares prefieren el aroma del perfume
Obsession for men de Calvin Klein, debido a que contiene un compuesto químico
derivado de las glándulas olfativas de las civetas, denominado civetona, y extracto de
vainilla. La civetona se asemeja a algún tipo de marca territorial para el jaguar, y la
vainilla podría desencadenar la respuesta de la curiosidad de los gatos.
Para estudiar la población de mamíferos carnívoros mediante trampas de pelo
no invasivas en la Reserva de la Biósfera El Cielo, Tamaulipas, México, Castro-
Arellano et al. (2008) evaluaron la efectividad de dos tipos de trampa de pelo y dos
aromas (fragancia Lone Star de Parfums de Coeur, Darien, CT, imitación de
Obsession for men de Calvin Klein; y aceite de catnip). La frecuencia de detección no
difirió entre los tratamientos de aroma cuando se agruparon todas las estaciones, sin
embargo, la población de ocelotes se detectó exclusivamente en las estaciones de
fragancia.
Según Gallina y López-González (2011), el éxito en los trabajos de trampeo
directo o fototrampeo con el fin de capturar animales, depende del uso y selección de
señuelos y cebos que ejerzan una atracción efectiva. El cebado previo constituye un
importante paso para cualquier programa de fototrampeo. Se utilizaron con éxito,
peras y manzanas para el venado bura, maíz o alfalfa para venados en zonas áridas;
así mismo, los carnívoros fueron atraídos con carne de res, pollo o sardinas. Para
roedores se utilizaron hojuelas de avena y crema de cacahuate. Las utilizadas para
atraer a los coyotes fueron orina y glándulas almizcleras anales de la misma especie,
aceite de pescado y glicerina como agente conservador.
22
Las estaciones olfativas con atomizaciones de Obsession for men de Calvin
Klein como atrayente, se han utilizado altamente para causar que la fauna silvestre,
en especial los grandes felinos, una vez atraídos, se queden delante de la cámara
por algunos minutos y que esto permita maximizar las oportunidades de capturar
fotografías adecuadas de varios ángulos para identificar a los individuos (Maffei et
al., 2011; Moreira et al., 2011; Isasi-Catalá, 2012).
Para la conservación de los ecosistemas en áreas protegidas, es necesario
conocer la composición, estructura y funcionamiento de los elementos que
constituyen la biodiversidad existente (Luebert y Becerra, 1998). Según la opinión de
Álvarez et al. (2006), los inventarios describen la estructura y función de la
biodiversidad para el uso y manejo de la misma. En áreas protegidas, estos
inventarios con sus índices ecológicos son particularmente necesarios para diseñar
los programas de protección y/o manejo pertinentes (Pacheco et al., 2003).
2.2.3. Distribución.
En las últimas décadas, los investigadores han utilizado la ocupación, o la
probabilidad de ocupación, como respuesta o variable del estado de un ecosistema,
en innumerables estudios, y el método es cada vez más favorecido por numerosas
agencias estatales, federales e internacionales dedicadas a programas de monitoreo.
Los recientes avances en los métodos de estimación, han hecho hincapié en que se
pueden hacer inferencias confiables a partir de estos tipos de estudios si las
probabilidades de detección y de ocupación se estiman simultáneamente. La
necesidad de replicación temporal en los sitios muestreados para estimar la
probabilidad de detección crea un intercambio entre la replicación espacial (número
de sitios de muestra distribuidos dentro del área de interés/inferencia) y la replicación
temporal (número de estaciones en cada sitio). Bailey et al. (2007) demostraron la
utilidad del programa GENPRES (utilizando PRESENCE) con un ejemplo de anfibios
23
del Parque Nacional Greater Yellowstone, EE. UU. En esa revisión, se discutieron
conjuntos de preguntas comúnmente encontradas durante la fase de diseño de los
estudios de ocupación, y describieron el software desarrollado para permitir a los
investigadores explorar fácilmente intercambios de diseño, centrados en las
particularidades de su sistema de estudio y las limitaciones de muestreo.
Dentro de los antecedentes sobre distribución de mamíferos, se encuentra
Lozano (2010), quien identificó la distribución de especies de mamíferos medianos y
grandes en dos tipos de cobertura vegetal en Bogotá, mediante el uso de siete
cámaras trampa que se instalaron donde se encontraron rastros de mamíferos. La
prueba de Chi cuadrada demostró que los indicios se distribuyen de manera diferente
en las coberturas vegetales, por lo cual se calcularon los intervalos de Bonferroni,
donde se observó que no hay preferencia de hábitat, ya que ambas coberturas se
están utilizando de acuerdo con su disponibilidad.
Por otro lado, para definir la distribución geográfica del ocelote en el estado de
San Luis Potosí, México, Martínez-Calderas et al. (2011) realizaron un estudio de
enero de 2007 a abril de 2009, donde obtuvieron 41 registros de ocelotes por medio
de entrevistas y fototrampeo. Para definir el mapa de distribución utilizaron las
coordenadas geográficas, el tipo de registro, y el tipo de cobertura de vegetación de
cada uno de las estaciones. Con la ayuda de ArcView© 9.2, se ubicaron los registros
en el mapa de vegetación del área de estudio. El estudio permitió definir nuevas
regiones con presencia de ocelotes que pueden ser consideradas en el desarrollo de
estrategias de conservación de la especie en el estado de San Luis Potosí.
24
2.2.4. Patrones de actividad.
El horario de actividad de la fauna silvestre es un aspecto fundamental en el
comportamiento de las especies, ya que implica un balance entre los distintos costos
y beneficios energéticos de estas, por esta razón, los animales optimizan la cantidad
de tiempo que se encuentran activos a fin de satisfacer necesidades energéticas y
reducir costos asociados, como el riesgo a ser depredados o el estrés térmico
(Aschoff, 1964; Owen-Smith, 1998; Downes, 2001; Parodi, 2015).
En un estudio realizado con el objetivo de conocer acerca de las interacciones
entre el tigre de Sumatra, Panthera tigris sumatrae, en peligro crítico, y sus presas,
Linkie y Ridout (2011) cuantificaron la superposición temporal entre el tigre de
Sumatra y cinco de sus presuntas presas. Se utilizaron datos de 126 estaciones con
trampas-cámara, durante 8,984 días/trampa, para estimar los patrones de actividad
de las especies y, a su vez, su superposición a través del coeficiente Δ. Se aplicó una
técnica estadística recientemente desarrollada para determinar los intervalos de
confianza asociados con el solapamiento respectivo. Se observó una superposición
temporal alta entre el tigre y el muntíaco, Muntiacus muntjac (Δ = 0.80) y el tigre y el
sambar, Cervus unicolor (Δ = 0.81). Este estudio proporciona las primeras ideas
sobre las interacciones temporales de tigres y presas de Sumatra. La capacidad de
estimar las estadísticas de superposición con medidas de precisión son obvios y
amplios beneficios para otros estudios de competencia depredador-presa.
En el Bosque Seco Ecuatorial, García (2014), planteó como objetivo
determinar los patrones de actividad de las especies de mamíferos y comparar
metodologías instalando cámaras trampa en los senderos de las zonas más altas de
los cerros (SC) y en las pozas de agua (PA). Los resultados arrojaron que no todos
los patrones de actividad coinciden con otras investigaciones, lo que indica que los
mamíferos medianos y grandes varían su patrón de actividad dependiendo de los
ecosistemas en los que se encuentran, ya sean por factores climáticos o alimenticios.
25
Las especies dentro de un gremio varían su uso del tiempo, el espacio y los
recursos. A medida que se intensifica la competencia entre gremio, tales
adaptaciones de comportamiento pueden llegar a ser altas. Karanth et al. (2017)
evaluaron los mecanismos de facilitación de la simpatría entre el perro salvaje
asiático (Cuon alpinus), el leopardo (Panthera pardus) y el tigre (Panthera tigris) en
los bosques tropicales de India utilizando estaciones con trampas-cámara. Se
examinaron la segregación temporal, espacial y espacio-temporal a nivel poblacional
entre ellas. Las superposiciones temporales y espaciales fueron mayores en las
densidades de presas más bajas. Los resultados obtenidos sugieren que: (1) los
patrones de segregación espacial, temporal y espacio-temporal en carnívoros
simpátricos no necesariamente se reflejan entre sí; (2) es probable que los
carnívoros adopten la segregación temporal, espacial y espacio-temporal como
mecanismos alternativos para facilitar la simpatría; y (3) los carnívoros muestran
adaptabilidad en un gradiente de disponibilidad de recursos, un impulsor de la
competencia entre especies.
De igual manera, los datos de tiempo obtenidos de las trampas-cámara, se
utilizan cada vez más para estudiar los patrones temporales en la ecología de
especies y comunidades, incluyendo los patrones de actividad de las especies y la
partición de nichos. Dada la importancia de la partición de nichos para facilitar la
coexistencia entre especies simpátricas, es decir, especies que habitan en una
misma área geográfica, comprender cómo los factores ambientales emergentes
afectan a la partición temporal de nichos es de suma importancia para la elaboración
de planes de manejo.
Se han aplicado una gran variedad de enfoques analíticos a los datos de las
trampas-cámara, para formular preguntas sobre los patrones de actividad de las
especies y la superposición temporal entre ellas. Para abordar esta brecha, Frey et
al. (2017) sugieren experimentos distribuidos coordinados para capturar suficientes
datos de las cámaras, con el fin de evaluar los impactos sobre los comportamientos e
interacciones de las especies. En última instancia, una mayor integración de los
26
análisis espaciales y temporales de los datos de las trampas-cámara, es fundamental
para mejorar la comprensión de cómo las actividades antropogénicas y los cambios
del paisaje están alterando las interacciones competitivas y la dinámica de las
comunidades.
2.2.5. Índice de Abundancia Relativa.
El Índice de Abundancia Relativa (IAR) suele expresarse como el número de
observaciones dividido entre el esfuerzo de muestreo. El IAR está positivamente
correlacionado con la densidad de la población de un área determinada, sin
embargo, se desconoce qué proporción de la población representa este índice
(Nichols, 1992; Karanth y Nichols, 2002; Chávez et al., 2013). Estos índices son
utilizados para hacer comparaciones de abundancia de los animales a través del
tiempo y el espacio pero, como se menciona, se desconoce el número real de
individuos de las poblaciones muestreadas.
En la Reserva Natural Guanyinshan de la Provincia de Shaanxi, China, Liu et
al. (2013) concluyeron que los métodos empleados y los índices desarrollados fueron
capaces de estimar los patrones de actividad de especies y la dinámica de
abundancia. Ellos encontraron 27 especies de animales, con un nivel de actividad
más alto durante los meses de junio y julio, y un nivel bajo de actividad en el mes de
febrero, distribuidas en 18 estaciones de fototrampeo, durante dos años, con el
principal objetivo de explorar los índices ecológicos eficaces para el análisis y
monitoreo de la diversidad de fauna.
Lizcano et al. (2016) presentan el primer inventario de mamíferos medianos y
grandes del Refugio de Vida Silvestre Marina y Costera Pacoche (RVSMCP) de
Ecuador. Se encontraron un total de 16 especies de mamíferos silvestres y siete
especies de mamíferos domésticos. Adicionalmente, se encontraron algunos
organismos arborícolas alimentándose en el suelo. El RVSMCP es un área protegida
joven con una diversidad de mamíferos única, que protege a especies amenazadas,
27
y que además representa una oportunidad para la realización de proyectos de
conservación de mamíferos.
En un estudio realizado en la zona semiárida de Cadereyta, Querétaro,
Gutiérrez (2008), muestrearon dos zonas mediante trampas cámara, estaciones
olfativas, colecta de heces y registro de huellas de carnívoros. Sin embargo, no se
encontraron diferencias significativas en la riqueza y abundancia de carnívoros en
ambas zonas. Se rechazó la hipótesis sobre una diferencia en la abundancia de las
especies dada por la heterogeneidad vegetal.
Para evaluar el deterioro del hábitat y la sensibilidad de los mamíferos
medianos y grandes a estos cambios, Cortés (2009) compara la diversidad de estos,
en dos sitios con distinto grado de conservación en La Venta, Juchitán, Oaxaca,
México. Las diferencias de diversidad de especies entre ambos sitios indican que la
alteración afecta considerablemente a las especies que habitan en la zona de
estudio, porque en el sitio conservado se registraron especies indicadoras, mientras
que en el sitio perturbado se encontraron especies que no se ven alteradas por la
presencia de actividades antrópicas. Los resultados señalan que el sitio conservado
ofrece las mejores condiciones para que los mamíferos medianos y grandes puedan
desarrollar sus actividades.
De igual manera, con el objetivo de evaluar las poblaciones de mamíferos, así
como los análisis de abundancia relativa y patrones de actividad, Lira-Torres y
Briones-Salas (2012) encontraron 20 especies de mamíferos, de los cuales el 50%
se encuentra dentro de alguna categoría de riesgo por las leyes nacionales e
internacionales. Ellos utilizaron 54 estaciones durante un año en los Chimalapas,
Oaxaca, y concluyeron que es necesario contribuir a la planeación del manejo y
conservación de los mamíferos en esta región de México.
En la Reserva de la Biosfera Tehuacán-Cuicatlán, Oaxaca, Cruz-Jácome et al.
(2015) utilizaron 10 estaciones de fototrampeo (a 500 m de distancia), durante un
28
año, con el objetivo de evaluar la problemática que existe por la pérdida de hábitat y
la caza furtiva que han dado lugar a la disminución y extinción de varias especies de
flora y fauna. Con este estudio, concluyeron que la riqueza de especies de
mamíferos medianos y grandes es similar a otras zonas con vegetación similar y
varía con relación a las épocas de lluvias y secas.
En la porción sur de la selva Lacandona, se evaluó la influencia de las
actividades humanas en la riqueza y abundancia de mamíferos grandes y medianos,
incluyendo áreas protegidas y no protegidas. Los resultados de Porras et al. (2016)
mostraron que algunas actividades humanas no tuvieron efecto en las poblaciones
de mamíferos grandes y medianos, mientras que las actividades como el turismo y la
caza, tuvieron una influencia negativa en la riqueza y abundancia de las especies.
Los autores concluyeron que los resultados obtenidos permiten una oportunidad para
aplicar acciones integrales de conservación que involucran a las personas y sus
actividades, como también una oportunidad para apoyar la conservación de la
biodiversidad en los paisajes agrícolas mediante la integración de las actividades
humanas con las áreas protegidas y de conservación.
Cuadro 1. Cuadro comparativo de los Índices de Abundancia Relativa de los distintos trabajos abordados en el presente estudio.
(García, 2014)
Lizcano et al. (2016)
Edwards et al. (2016)
Gutiérrez (2008)
Cortés (2009)
Rubio y Bárcenas
(2010)
Monroy-Vilchis et al.
(2011b)
Lira-Torres y Briones-
Salas (2012)
Cruz-Jácome et al. (2015)
General 4.48 0.61 21.22 2.53 0.06 2.17 0.77 5.20 1.70
Felinos 1.29 0.20 3.39 0.00 0.03 2.36 0.50 1.16 0.57
Feral
0.43
4.08
Ganado
2.035
Silvestre 4.48 0.48 21.22 2.28 0.06 2.17 0.77 5.49 1.70
Herbívoros 1.66 0.61
0.05 5.23 1.16 9.98 9.07
Carnívoros 6.78 0.25 21.22 2.22 0.06 1.71 0.44 0.88 0.70
Omnívoros 1.73 0.55
2.58 0.06 0.51 1.13 4.82 0.35
Cuerpos de agua
110.84
21.22
Senderos o caminos
7.41 0.61 1.54 2.53 0.06 2.17 0.77 5.20 1.70
29
2.2.6. Curva de acumulación de especies.
En el inventariado de la diversidad biológica a menudo resulta imposible
registrar la totalidad de las especies presentes en un área determinada. Este es un
grave problema, dado que la riqueza de especies es la principal variable descriptiva
de la biodiversidad. Las curvas de acumulación de especies, en las que se
representa el número de especies acumulado en el inventario frente al esfuerzo de
muestreo empleado, son una potente metodología para estandarizar las
estimaciones de riqueza obtenidas en distintos trabajos de inventariado. Además,
permiten obtener resultados más fiables en análisis posteriores y comparar
inventarios en los que se han empleado distintas metodologías y/o diferentes niveles
de esfuerzo. Son también una herramienta muy útil para planificar el esfuerzo de
muestreo que se debe invertir en el trabajo de inventariado (Jiménez-Valverde y
Hortal, 2003).
Colwell et al. (2004) propusieron un modelo mixto binomial general para la
función de acumulación de especies basado en la presencia-ausencia (incidencia) de
las especies que ocurren en una muestra de cuadros u otras unidades de muestreo.
El modelo abarca la interpolación entre cero y el número observado de muestras, así
como la extrapolación más allá del conjunto de muestras observadas. Los autores
discuten la sensibilidad a la heterogeneidad espacial (o temporal) de la rarefacción
basada en individuos y la basada en muestras.
En un estudio realizado en Quilamula, Morelos, localidad ubicada en la
reserva Sierra de Huautla, con el objetivo de describir la diversidad de la familia
Bombyliidae, dentro del orden Diptera, Ávalos (2007) empleó métodos de estimación
de riqueza de especies, como curvas de acumulación de especies y modelos no
paramétricos. El modelo de acumulación de especies que mejor se ajustó a los datos
es el de Clench, sobre el exponencial y logarítmico. Los modelos no paramétricos
ICE, ACE y Chao2 subestiman la diversidad y Jack-Knife de segundo orden da un
30
estimado cercano a del modelo de Clench. ICE y Chao2 son los estimadores no
paramétricos que mejor se comportan.
Con el objetivo de evaluar el desarrollo de estimadores no paramétricos de la
riqueza de especies de aves con datos reales, González-Oreja et al. (2010) censaron
las comunidades de aves en dos áreas verdes de la ciudad de Puebla, México, y
obtuvieron las correspondientes curvas de rarefacción, que fueron ajustadas a dos
funciones de acumulación de especies no asintóticas y siete asintóticas. Después
evaluaron el sesgo, la precisión y la exactitud de cinco estimadores no paramétricos
de la riqueza de especies (ICE, Chao 2, Jackknife 1, Jackknife 2 y Bootstrap) para
esfuerzos de muestreo crecientes.
2.2.7. Tiempo de latencia.
La Latencia de Detección Inicial (LDI) es el tiempo que le toma a un dispositivo
hacer la primera detección de una especie en particular. En el mismo marco, la
Latencia, en fototrampeo, es el tiempo que tarda un individuo en regresar a la
estación, con estas variables se puede evaluar la intensidad de uso que le dan las
especies a un sitio en particular.
Para conocer los factores ecológicos de los mamíferos mayores del Bosque
Seco Ecuatorial, García (2014) planteó como objetivo determinar los patrones de
actividad de dichos mamíferos y comparar metodologías instalando trampas-cámara
en los senderos de las zonas más altas de los cerros (SC) y en las pozas de agua
(PA). El estudio se realizó de mayo a noviembre del 2012, con 40 estaciones,
acumulando 4 525 días/trampa de esfuerzo de muestreo. Se obtuvieron 2 228
eventos independientes de 11 especies de mamíferos mayores. Las PA fueron más
eficaces en registrar a las especies.
31
Sandoval-Serés et al. (2016), estimó la abundancia relativa del tapir y la
intensidad de uso de las aguadas por Tapirus bairdii en dos sitios contrastantes, se
tomó en cuenta la latencia (tiempo que tardan los tapires en regresar a la aguada) y
la frecuencia de visitas al mes. Se comparó el uso de aguadas entre temporadas y
entre sitios. La latencia fue de 9.6 y 10.8 días en época seca, y de 39.0 y 38.5 días
en época de lluvia, en los sitios contrastantes, respectivamente. Las aguadas fueron
visitadas con mayor frecuencia en la época seca que en lluvias en ambos sitios. Se
concluyó que las aguadas son el factor fundamental que determina la presencia y
abundancia de tapires para la región de Calakmul y el mantenimiento de poblaciones
de tapires.
2.3. Encuestas a pobladores locales como herramienta de muestreo.
Tradicionalmente una de las primeras aproximaciones para conocer la
distribución de mamíferos de mediano y gran tamaño es la realización de encuestas,
que no es más que un procedimiento dentro de los diseños de la investigación en el
que se recopila datos mediante un cuestionario previamente diseñado (Madoz, 1848;
Calabuig et al., 2005; Llaneza, 2005). Esta técnica reúne el conocimiento de las
personas que llevan más de 40 años en la zona y además, el uso de preguntas
estructuradas sobre características particulares de las especies permite evaluar la
confiabilidad de los encuestados (Mejía-Correa y Díaz-Martínez, 2009).
Osuna et al. (2008), en Aragón, España, realizaron una investigación donde
las encuestas o entrevistas fueron ampliamente utilizadas como técnica de apoyo
para el estudio de fauna silvestre. El uso de encuestas permitió establecer el número
potencial de especies (51), en este caso excedió en 20 especies a las registradas
con las demás técnicas de muestreo, de las cuales algunas de estas fueron crípticas.
En adición, el continuo trabajo con los cazadores y demás miembros de las
comunidades humanas de la zona, permitió confirmar la veracidad de la información
recogida.
32
Con la finalidad de conocer la distribución del jaguar en Sinaloa por medio de
encuestas, Navarro-Serment et al. (2005), visitaron diferentes áreas del estado y
entrevistaron a los pobladores locales. Los resultados arrojaron 57 registros de los
cuales 41 son nuevos; los registros fueron más abundantes en la mitad sur del
estado. De igual forma, la densidad de las especies que conforman las presas del
jaguar es aparentemente alta de acuerdo con las personas entrevistadas, incluyendo
el ganado vacuno, que se encuentra distribuido por todo el estado y la depredación
del ganado parece ser común. Los rancheros regularmente matan a los jaguares
usando venenos (estricnina), perros, trampas de acero y disparándoles. La
abundancia de registros sugirió la necesidad urgente de realizar más estudios para
determinar su estado actual de conservación.
33
3. JUSTIFICACIÓN.
La Sierra de Navachiste fue decretada en el 2005 como ANP estatal, y es uno
de los pocos sitios del noroeste de Sinaloa que aún cuenta con condiciones naturales
y conserva gran parte de la flora y fauna nativa de la región (Aguilar, 2014) y forma
parte de los sitios RAMSAR de Navachiste desde el 2008 y de Topolobampo en el
2009. Para poder garantizar la conservación de esta ANP, es necesario contar con la
información de especies claves en los ecosistemas como la mastofauna terrestre, así
como su distribución y abundancia dentro del ANP, lo que permitirá tener información
clave para la generación a futuro de planes de manejo de sitio y su biodiversidad.
La técnica de fototrampeo se ha vuelto una herramienta muy útil para el
muestreo y monitoreo de poblaciones de especies de carácter críptico, debido a que
permiten ampliar nuestras observaciones de las especies en el tiempo y el espacio
sin interferir con su conducta (Karanth y Nichols, 2002; Lynam, 2002; Silver, 2004;
Kays y Slauson, 2008). Además ofrece ciertas ventajas en comparación con otros
métodos como el trampeo directo y la telemetría, ya que estos últimos son más
costosos, proporcionan un reducido número de registros, y pueden alterar el
comportamiento de los individuos (Krausman, 2002).
Utilizar esta técnica en el ANP Sierra de Navachiste, acompañada de la
obtención del conocimiento tradicional local, se convierte en una herramienta muy
importante que nos permitirá conocer las interacciones existentes entre este
ecosistema aislado y sus especies, el estado de conservación, así como las medidas
necesarias para asegurar la conservación y protección de esta área.
Por lo tanto, es de suma importancia, en primer lugar, conocer la biodiversidad
existente, y en segundo, la generación de información que pueda servir para el
desarrollo de un plan de manejo que asegure la protección y conservación del área y
de sus especies.
34
4. HIPÓTESIS.
Existen los indicadores para establecer que el Área Natural Protegida Sierra de
Navachiste, se conserva en buen estado y mantiene un equilibrio ecológico entre sus
especies, a pesar de los impactos antropogénicos.
35
5. OBJETIVOS.
5.1. General.
Realizar la primera evaluación ecológica e inventario mastofaunístico terrestre
del Área Natural Protegida Sierra de Navachiste, a través del conocimiento local, y
monitoreos mediante la técnica de fototrampeo.
5.2. Específicos.
Recopilar información sobre el conocimiento local de los pobladores de las
comunidades aledañas al área de estudio sobre las especies de mamíferos
presentes.
Realizar un inventario de las especies de mamíferos, donde se identifique su
clasificación taxonómica y ubicación geográfica, así como el estado de
conservación en el que se encuentran.
Calcular los índices de riqueza específica, distribución, abundancia relativa,
tiempo de latencia y patrón de actividad de especies de mamíferos.
36
6. MATERIALES Y MÉTODOS.
6.1. Área de estudio.
Sinaloa se ubica en la zona de transición de los Trópicos (Neotropical) y las
regiones templadas (Neártica). Por sus condiciones biogeográficas, su colindancia al
mar y la Sierra Madre Occidental, posee una gran variedad de ecosistemas a lo largo
y ancho del estado. Su distribución de norte a sur presenta tres regiones climáticas:
clima árido semidesértico desde la frontera de Sonora (Ahome, El Fuerte y Choix)
hasta Guasave y Sinaloa, con clima cálido subhúmedo de sabana tropical desde el
río Piaxtla hasta la frontera con Nayarit y un clima de transición de los dos anteriores
en la parte central (Cifuentes-Lemus y Gaxiola-López, 2002). Debido a la versatilidad
de los ecosistemas, Sinaloa se convierte en una zona de interés para el estudio de
las especies de mamíferos y sus estados actuales de conservación.
La Sierra de Navachiste se ubica al oeste del municipio de Guasave, limitada
por la zona federal marítima terrestre. Se localiza entre los municipios de Guasave y
Ahome, Sinaloa, y cuenta con un área total de 17,055 ha (170.55 km2) (Aguilar,
2014). Colinda al norte con la Bahía de Ohuira, al sur con la Bahía de Navachiste, al
oeste con el Golfo de California y al este se une a tierra firme. Las coordenadas
geográficas extremas son: 25° 27’ 10” y 25° 36’ 30” N y 108° 48’ 05” y 109° 05’ 00”
O. Esta es un ANP de Jurisdicción estatal, con carácter de Zona Sujeta a
Conservación Ecológica.
37
Figura 1. Área de estudio, sierra Navachiste.
En la zona se presentan diversos tipos de vegetación: selva baja espinosa,
matorral xerófilo, sarcocaule y crasicaule, vegetación halófita y manglares. El uso del
suelo está limitado a ganadería extensiva y actividades pesqueras (SGGES., 2004).
La Sierra de Navachiste abarca una de las llamadas islas ecológicas (Aguilar,
2014). Se originó debido a sus condiciones geográficas que la convierten en una
pequeña península y a los efectos de actividades antropogénicas como la agricultura,
lo que generó una modificación en el uso de suelo, y convirtió grandes áreas con
vegetación autóctona en campos de cultivo alrededor del área e interrumpió la
comunicación de la sierra Navachiste con otros ecosistemas similares.
38
En la zona se presentan tormentas tropicales y ciclones que inciden
periódicamente durante los meses de septiembre a diciembre. El tipo de clima es
muy seco, muy cálido y cálido con régimen de lluvias de verano, con una
temperatura media anual de 24.8° C y una precipitación media anual de 392.8 mm
(Plan Municipal de Desarrollo Guasave, 2011; Aguilar, 2014).
El área de estudio fue dividida en tres zonas, para la optimización del tiempo,
del espacio y del uso de las trampas-cámara, en el diseño de muestreo, se consideró
la colocación de 15 trampas-cámara durante cuatro meses en cada una de las tres
zonas de estudio.
39
Figura 2. Área de estudio dividida en tres zonas (Surfer 14).
Las técnicas utilizadas para llevar a cabo la identificación y verificación de la
presencia de especies de mamíferos en un sitio incluyeron el uso de entrevistas,
fototrampeo, huellas, excrementos y otros rastros (rascaderos o echaderos).
6.2. Encuestas con pobladores locales.
La encuesta directa se realizó para obtener información específica sobre la
localización de mamíferos terrestres, en especial sobre los felinos en el área. Las
encuestas fueron en su mayoría de carácter informal, es decir, se visitaron a los
pobladores en sus casas y las preguntas fueron con respuestas abiertas, esto con la
finalidad de generar confianza de la gente. Se utilizaron imágenes (fotografías) de los
seis felinos que potencialmente habitan el área (Gallina y López-González, 2011).
40
Para documentar el conocimiento tradicional sobre las especies de
mastofauna terrestre, especialmente de felinos, y los sitios más importantes para
estas, se concretaron entrevistas con pobladores locales de las comunidades Lázaro
Cárdenas, Carrizo Grande, Cerro Cabezón y Bachoco, que se encuentran aledañas
al área de estudio, principalmente con ganaderos, cazadores, agricultores y
pescadores.
El número de encuestas totales para ganaderos, cazadores, agricultores y
pescadores de cada comunidad, se calculó a partir de la fórmula de tamaño de
muestra para estimar la proporción, propuesta por Gómez (1977):
𝒏 = 𝑵 𝒛∝/𝟐
𝟐 𝒑𝒏 𝒒𝒏
𝑵 𝒅𝟐 + 𝒛∝/𝟐𝟐 𝒑𝒏 𝒒𝒏
Donde:
N = Tamaño total de la población.
𝐳∝/𝟐𝟐 = 1.96
p = Individuos que presentan la característica de interés (ganaderos, cazadores,
agricultores o acuacultores)
q = Individuos que no presentan la característica de interés (N - ganaderos,
cazadores, agricultores o acuacultores)
d = Precisión.
6.3. Fototrampeo de mastofauna terrestre.
41
Para el reconocimiento previo del área de estudio y avistamiento de los
lugares y rutas estratégicas para la colocación de las trampas-cámara, se utilizó un
vehículo no tripulado (drone) marca Yuneec, modelo Typhoone H, mientras que para
la georreferenciación y trazo de las rutas recorridas durante la colocación de las
estaciones, se utilizó la aplicación MotionX-GPS (Fullpower).
La estación de fototrampeo, se refiere al sitio físico donde se instalaron las
trampas-cámara. Se contó con un total de 21 trampas-cámara marca Stealth Cam®
(modelos P12, P12X, PX14, RX24 y PX14). Las estaciones se colocaron en lugares
estratégicos donde previamente se observaron rastros en senderos, brechas,
aguajes, lechos de ríos, arroyos, caminos de terracería, entre otros (Karanth y
Nichols, 2002; Medellín et al., 2006). Se siguió la metodología descrita por Chávez et
al. (2013), la cual sugiere que deben recorrerse los senderos en compañía de
pobladores locales para conocer el área de estudio, y a su vez, buscar rastros como
excretas, huellas y presas, como indicadores de posibles estaciones.
Antes de instalarse, la trampa-cámara fue previamente programada. Chávez
et al. (2013) recomiendan elegir la opción de un minuto de retraso entre cada
fotografía, y la opción de un solo disparo en la misma activación. Sin embargo, en
este estudio se optó por elegir la opción de 5 s de retraso entre fotografías con 5
disparos, con el fin de capturar la mayor información posible.
Se colocaron las trampas-cámara en dirección norte o sur, esto de acuerdo
con Chávez et al. (2013), para evitar obtener fotografías con exceso de luz o que el
sensor de las cámaras fuera activado por rayos del sol provenientes del amanecer o
atardecer.
Las trampas-cámara se instalaron algunos metros adelante o atrás del rastro
de referencia, dependiendo de la estación. Idealmente, la instalación debe hacerse
en el tronco de un árbol u otra estructura similar. En los casos donde no se dispuso
de un árbol con las características óptimas, se utilizó una estaca.
42
La trampa-cámara se colocó a una altura promedio para capturar tanto
mamíferos grandes como pequeños y a una distancia mínima de tres metros del sitio
por el que se presume pasará el mamífero a fotografiar, ya que la distancia mínima
de enfoque de las cámaras está en un intervalo de 80 a 200 cm y con esa distancia
se asegura encuadrar en la fotografía el cuerpo completo de una especie de tamaño
grande.
Una vez instalada cada estación, se retiraron los objetos que pudieran activar
los sensores de disparo al encontrarse sobre la línea de detección del sensor, como
pasto, ramas u otros obstáculos sensibles al viento. Cabe mencionar, que se
modificó el sitio lo menos posible con el objetivo de que los organismos no notaran
seña de perturbación en el área.
En cada estación, se colocaron algunas atomizaciones del perfume Obsession
for men de Calvin Klein como atrayente, además de un atrayente artesanal que
contenía orina de gato y sobrante de latas comerciales de atún.
Las primeras trampas-cámara colocadas en el área de estudio, fueron
revisadas periódicamente para determinar la frecuencia del cambio de memorias y
de baterías, lo cual está relacionado con la abundancia de animales fotografiados en
cada estación y la sensibilidad del modelo de trampa-cámara. En algunos casos, la
recopilación de las fotografías se obtuvo hasta terminar el periodo de muestreo,
debido a la dificultad de acceso a las áreas donde se colocaron las estaciones.
Una vez obtenidas las fotografías, se identificaron los individuos de cada
especie con guías especializadas y en ocasiones con el apoyo de la experiencia y
conocimiento de los lugareños participantes. Posteriormente, con los datos
obtenidos, se elaboró una base de datos en Microsoft Excel.
43
6.4. Distribución.
Para definir la distribución poblacional de las especies, se utilizaron las
coordenadas geográficas de cada una de las estaciones las cuales fueron
registradas en la aplicación MotionX-GPS (Fullpower). Asimismo, las encuestas con
los pobladores ayudaron en gran medida a determinar el posicionamiento de la
mastofauna en la zona (Martínez-Calderas et al., 2011). Con los resultados, se
generaron mapas de distribuciones poblacionales de las especies por medio del
software Surfer 14.
6.5. Patrones de actividad.
Para obtener los patrones de actividad y cuantificar el coeficiente de traslape
entre las especies se utilizó el paquete Overlap con el software R y RStudio. El
coeficiente de traslape (Dhat) es una medida no paramétrica que permite comparar el
patrón de actividad de dos especies o el patrón de una misma especie en diferentes
épocas, de diferentes sexos o edades. El valor de delta va de 0 a 1, dónde 1 =
actividad igual y 0 = actividad diferente.
6.6. Curva de acumulación de especies.
Para representar el número de especies acumulado en el inventario frente al
esfuerzo de muestreo empleado, se realizó una curva de acumulación utilizando el
programa online iNEXT (https://chao.shinyapps.io/iNEXTOnline/).
6.7. Índice de Abundancia Relativa (IAR).
44
El índice de abundancia relativa (IAR) de cada especie se obtuvo mediante la
fórmula (Maffei et al., 2002; Sanderson, 2004; Azuara, 2005b; Jenks et al., 2011;
Lira-Torres y Briones-Salas, 2012):
𝑰𝑨𝑹 = 𝑪
𝑬𝑴∗ 𝟏𝟎𝟎
Donde:
C = Capturas o eventos fotografiados.
EM = Esfuerzo de Muestreo (No. de cámaras * días de monitoreo).
100 = Días-trampa. Unidad de estandarización para comparar los datos con
otros estudios (Monroy-Vilchis et al., 2009).
Con el fin de estimar con mayor precisión la abundancia, al evitar contar varias
veces al mismo individuo, sólo se consideraron como registros fotográficos
independientes los siguientes casos: 1) fotografías consecutivas de diferentes
individuos, 2) fotografías consecutivas de individuos de la misma especie separadas
por más de 24 h, 3) fotografías no consecutivas de individuos de la misma especie.
En el caso de las especies gregarias, en las fotografías en las que se observó más
de un individuo, el número de registros independientes considerado fue igual al
número de individuos observados en la misma (Monroy-Vilchis et al., 2011b).
6.8. Tiempo de latencia.
El tiempo de latencia es el tiempo promedio que tardan las especies en visitar
nuevamente la estación. Se obtuvo un promedio general de las especies, así como
uno por cada estación.
Los datos se presentaron como medias aritméticas ± desviación estándar (DS)
(mín-máx). La prueba estadística de Kolmogorov-Smirnov (KS) se utilizó para
determinar la distribución de los datos. Para los datos paramétricos se usó un
45
análisis estadístico ANDEVA, y para los no paramétricos, se utilizó un análisis de
Kruskal-Wallis. Los análisis estadísticos se realizaron mediante el programa Minitab
17.
46
7. RESULTADOS.
7.1. Encuestas.
Se realizaron un total de 54 encuestas con pobladores locales de cuatro
comunidades aledañas a la sierra Navachiste. Se encuestaron en su mayoría a
cazadores, ganaderos y pescadores ya que son las actividades de mayor influencia,
además de ser los que reconocen mejor la zona (Figura 3). Los encuestados
confirman la presencia de las seis especies de felinos existentes en México, de las
especies que reportan los encuestados, mencionan una mayor abundancia de lince o
gato montés (Lynx rufus) con avistamientos muy frecuentes y una menor abundancia
de ocelote (Leopardus pardalis) con avistamientos de más de cinco años atrás a
partir de la fecha de la encuesta (Figura 4). Los últimos avistamientos para los felinos
más grandes, puma (Puma concolor) y jaguar (Panthera onca), son en menos de un
año y más de seis años atrás, respectivamente. En cuanto a la onza (Puma
yaguarundi) y el tigrillo (Leopardus wiedii), fueron vistos por última vez en menos de
un año previo a la aplicación de las encuestas (Figura 5).
Figura 3. Porcentaje de encuestas por actividad económica.
31.5%
27.8%
24.1%
3.7%
13.0%
Cacería
Ganadería
Pesca
Acuacultura
Agricultura
47
Figura 4. Avistamiento de felinos. Figura 5. Cantidad de felinos con respecto a diez años atrás.
Los lugareños, en su mayoría, aseveraron que los felinos aportan algo positivo
a la región ya que, como ellos dicen, “esos animales ya estaban aquí cuando
nosotros llegamos” y confirman que estos organismos forman parte del ecosistema.
Los lugareños que señalaron una aportación negativa proveniente de los felinos,
hicieron mención a la baja de ganado caprino que han tenido originado por linces en
esa zona (Figura 6).
Figura 6. Aporte de felinos en la región.
2.0%
43.4%
1.0%18.2%
18.2%
17.2%Jaguar
Lince
Ocelote
Onza
Puma
Tigrillo
29.4%
31.4%
39.2% Más
Igual
Menos
63.7%
21.6%
14.7%
Positivo
Negativo
No opinión
48
7.2. Estaciones.
Durante el estudio de fototrampeo realizado en la Sierra Navachiste, se
colocaron un total de 46 estaciones divididas en tres zonas: 38 en senderos, siete en
cuerpos de agua y un echadero (cuadro 2, figura 3).
El trabajo de campo, se desarrolló en periodo de un año, siete meses y 19
días, cubriendo las tres zonas en las que se dividió el área de estudio.
Cuadro 2. Distribución de las estaciones por tipos de sitio.
Zona 1 Zona 2 Zona 3 Total
Fecha Feb-Nov/17 Jul/17-Abr/18 Mar-Sep/18
Cuerpo de agua 5 0 2 7
Sendero 10 15 13 38
Echadero 1
1
Total 16 15 15 46
49
Figura 7. Área de estudio con las 46 estaciones distribuidas (ArcMap 10.5).
7.3. Curvas de acumulación.
Para comparar los sitios en los que se colocaron las trampas-cámara en el
área, se realizó una curva de acumulación, la cual indica que en las estaciones
ubicadas en senderos basta con un total de 1,996 registros independientes para
documentar a todas las especies reportadas en este estudio, mientras que, para las
estaciones ubicadas en cuerpos de agua, solo se necesitaron 288 registros (Figura
8).
50
Figura 8. Curva de acumulación de los tipos de sitio de las estaciones en el área de estudio.
Se realizó una curva de acumulación para comparar el esfuerzo de muestreo
realizado en cada zona con el esfuerzo de muestreo ideal para esta investigación. Se
encontró que con el funcionamiento de todas las estaciones y la obtención de los
registros fotográficos, se necesitaron solo 1,265 (50 %) días/trampa de los 2,530
trabajados, para la zona 1; para la zona 2, solo 239 (11.8 %) días/trampa de los
2,025 trabajados y para la zona 3, 208 (26.32 %) días/trampa de los 790 realizados
(cuadro 3, figura 9).
51
Figura 9. Curva de acumulación del esfuerzo de muestreo en cada zona.
52
En general, se obtuvieron 5,625 fotografías, con un esfuerzo de 6,548
días/trampa, de las cuales 3,630 (64.53 %) se tomaron como eventos independientes
(cuadro 3).
Cuadro 3. Comparación entre el esfuerzo ideal y el esfuerzo realizado en las tres zonas de muestreo.
Área de estudio total Zona 1 Zona 2 Zona 3
Fotografías 5,625 2,810 2,025 790
Registros Independientes
3,630 (64.53 %) 1,687 (60.3 %) 1,106 (54.61 %) 837 (105.95 %)
Esfuerzo real (días/trampa)
6,548 2,530 2,147 1,871
Esfuerzo ideal 1,712 1,265 (50 %)
o 2 meses, 18 días
239 (11.8 %) o
18 días
208 (26.32 %) o
15 días
7.4. Riqueza específica.
Con respecto a identificación de organismos, en el área de estudio fue posible
identificar siete órdenes, 13 familias, 20 géneros y 21 especies de mamíferos, de los
cuales, por tipo de especie, 16 fueron silvestres, tres ferales y dos de ganado. De las
especies silvestres, por gremio trófico, tres son herbívoras, cuatro son carnívoras y
nueve omnívoras. De acuerdo con la NOM-059-SEMARNAT (2010), del total de los
mamíferos silvestres, una especie se encuentra en la categoría de Amenazada (A) y
otra Sujeta a Protección Especial (Pr); y de acuerdo con la IUCN 2017, todos los
mamíferos silvestres observados se encuentran dentro de la categoría de
Preocupación menor (LC). Del total de especies encontradas, en la zona 1 se
identificaron 16 especies, 14 en la zona 2 y 19 en la zona 3. Las especies Spilogale
gracilis y Puma concolor sólo se presentaron en la zona 1, mientras que Capra
aegagrus, Dasypus novemcinctus, Didelphis virginiana, Rattus sp. y Felis silvestris
catus sólo se registraron en la zona 3, el resto de las especies fueron observadas en
las tres zonas. Cabe mencionar que las especies ferales y de ganado fueron
registradas en las tres zonas, a excepción de la cabra (cuadro 4, figura 4).
53
Cuadro 4. Mamíferos terrestres registrados mediante trampas cámara en el Área Natural Protegida Sierra Navachiste, Sinaloa.
Orden Familia Género Especie Nombre común Zona
registrada Tipo de especie
Gremio trófico
NOM-059 2010
UICN
Perissodactyla Equidae Equus africanus asinus Burro 1, 2, 3
Feral
ferus caballus Caballo 1, 2, 3
Artiodactyla
Bovidae Bos primigenius taurus Vaca 1, 2, 3
Ganado
Capra aegagrus Cabra 3
Cervidae Odocoileus virginianus Venado 1, 2, 3
Silvestre
Herbívoro - LC
Tayassuidae Tayassu tajacu Pécari 1, 2, 3 Omnívoro - LC
Lagomorpha Leporidae Sylvilagus cunicularius Conejo 1, 2, 3
Herbívoro -
Lepus alleni Liebre 1, 2, 3 Pr LC
Cingulata Dasypodidae Dasypus novemcinctus Armadillo 3
Omnívoro
- LC
Didelphimorphia Didelphidae Didelphis virginiana Tlacuache 3 - LC
Rodentia Muridae Rattus sp. Rata 3 - -
Carnivora
Procyonidae Procyon lotor Mapache 1, 2, 3 - LC
Mustelidae Taxidea taxus Tejón 1, 2, 3 A LC
Mephitidae
Conepatus leuconotus Zorrillo de espalda blanca 1, 2, 3 - LC
Spilogale gracilis Zorrillo manchado 1 - LC
Mephitis macroura Zorrillo listado 1, 2, 3 - LC
Canidae Canis latrans Coyote 1, 2, 3
Carnívoro
- LC
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 1, 2, 3 - LC
Felidae
Lynx rufus Lince 1, 2, 3 - LC
Puma concolor Puma 1 - LC
Felis silvestris catus Gato doméstico 3 Feral
NOM-059-2010: A= Amenazada, Pr= Sujeta a protección especial. UICN: LC=Preocupación menor.
54
A) B) C)
D) E) F)
G) H) I)
J) K) L)
M) N) Ñ)
O) P) Q)
55
Figura 10. Mamíferos terrestres registrados en el Área Natural Protegida Sierra Navachiste, Sinaloa. A) Equus africanus asinus, B) Equus ferus caballus, C) Bos primigenius taurus, D) Tayassu tajacu, E) Odocoileus virginianus, F) Sylvilagus cunicularius, G) Lepus alleni, H) Canis latrans, I) Urocyon cinereoargenteus, J) Procyon lotor, K) Taxidea taxus, L) Mephitis macroura, M) Lynx rufus, N) Puma concolor, Ñ) Conepatus leuconotus, O) Spilogale gracilis, P) Capra aegagrus, Q) Dasypus novemcinctus, R) Felis silvestris catus, S) Rattus sp. y T) Didelphis virginiana
7.5. Distribución.
Se observó una mayor distribución poblacional en la zona 1 (Figura 11).
Figura 11. Distribución de los mamíferos terrestres en el área de estudio (Surfer 14.
Al hacer la comparación entre los tipos de especie, se encontró que las
especies ferales tuvieron una mayor distribución poblacional en la zona 1, las
R) S) T)
56
poblaciones de ganado tuvieron una mayor distribución en la zona 2, y las especies
de vida silvestre se distribuyen de manera similar en las tres zonas (Figura 12).
A)
B)
57
Figura 12. Distribución poblacional por tipo de especie: A) Ferales, B) Ganado, C) Vida silvestre (Surfer 14).
En cuanto a la distribución poblacional de las especies por su gremio trófico,
se observó para los herbívoros y carnívoros un mayor valor en la zona 1 mientras
que los omnívoros se distribuyeron de una manera similar en las tres zonas (Figura
13).
C)
A)
58
Figura 13. Distribución poblacional por gremio trófico: A) Herbívoros, B) Carnívoros, C) Omnívoros (Surfer 14).
Se obtuvo la distribución poblacional de cada especie encontrada en el área
de estudio. Las especies con mayor distribución poblacional en la zona 1 fueron
burro, mapache, los tres zorrillos, conejo, liebre, venado; las poblaciones de caballo,
pecarí y coyote se encontraron de igual forma tanto en la zona 1 y 2, y en cuanto a la
zona 3 las poblaciones con mayor distribución fueron gato doméstico, cabra,
armadillo, rata, tejón, tlacuache y zorra gris; la población de lince se encontró de
igual manera tanto en zona 1 y 3 (Figura 14).
C)
B)
59
A) B) C)
D) E) F)
G) H) I)
60
J) K) L)
M) N) O)
P) Q) R)
61
Figura 14. Distribución poblacional de las especies registradas en sierra Navachiste (Surfer 14). A) Equus africanus asinus, B) Equus ferus caballus, C) Felis silvestris catus, D) Bos primigenius taurus, E) Capra aegagrus, F) Dasypus
novemcinctus, G) Procyon lotor, H) Tayassu tajacu, I) Rattus sp. J) Taxidea taxus, K) Didelphis virginiana L) Conepatus leuconotus, M)
Mephitis macroura, N) Spilogale gracilis, O) Sylvilagus cunicularius, P) Lepus alleni, Q) Odocoileus virginianus, R) Canis latrans, S) Urocyon
cinereoargenteus, T) Lynx rufus, U) Puma concolor.
S) T) U)
62
7.6. Patrones de actividad.
Se observó un patrón general de actividad nocturno/crepuscular para todas las
especies, es decir, una mayor actividad entre las 19:00 y 09:00 h (Figura 15).
Figura 15. Patrón de actividad de los mamíferos terrestres en el área de estudio.
Por tipo de especie, el patrón de actividad de las especies ferales fue
nocturno/crepuscular con picos crepusculares, el ganado se comportó con actividad
diurna y las especies de vida silvestre con un patrón nocturno/crepuscular (Figura
16).
63
Figura 16. Patrón de actividad de las especies ferales, de ganado y de vida silvestre.
64
Se calculó la superposición de patrones de actividad de los tipos de especies y
se encontró un mayor valor de traslape entre las especies ferales y de vida silvestres
(Δ= 0.881) y un menor traslape entre las ferales y de ganado (Δ= 0.569) (Figura 17).
65
Figura 17. Traslape entre especies ferales, de ganado y de vida silvestre.
Las especies por gremio trófico tienen un patrón de actividad diurno-
crepuscular hablando de herbívoros, los carnívoros tienen actividad nocturna-
crepuscular y en cuanto a los omnívoros son activos tanto de día como de noche
(Figura 18).
66
Figura 18. Patrón de actividad de herbívoros, carnívoros y omnívoros.
Asimismo, se compararon los valores de traslape entre los gremios y se
encontró un mayor valor entre carnívoros y omnívoros (Δ= 0.880) y un menor entre
herbívoros y omnívoros (Δ= 0.734) (Figura 19).
67
Figura 19. Traslape entre especies herbívoras, carnívoras y omnívoras.
68
Al comparar los resultados de cada especie, se pueden encontrar diferentes
patrones de actividad: una especie con patrón diurno/nocturno/crepuscular, tres con
diurno/nocturno, tres nocturno/crepuscular, cuatro con diurno/crepuscular y cuatro
con patrón nocturno (cuadro 5, figura 20). No fue posible obtener un patrón de
actividad para las especies Felis silvestris catus, Capra aegagrus, Didelphis
virginiana, Rattus spp., Spilogale gracilis y Puma concolor, debido a los pocos
registros observados.
Cuadro 5. Patrones de actividad de los mamíferos terrestres en el área de estudio.
Especie Nombre común Registros Hora Patrón de actividad
Equus africanus asinus Burro 1190 18:00-6:00 Nocturno/crepuscular
Equus ferus caballus Caballo 399 4:00-20:00 Diurno/crepuscular
Felis silvestris catus Gato doméstico 4
Bos primigenius taurus Vaca 1449 6:00-12:00/ 13:00-21:00 Diurno/crepuscular
Capra aegagrus Cabra 16
Odocoileus virginianus Venado 160 6:00-18:00/ 20:00-4:00 Diurno/nocturno
Sylvilagus cunicularius Conejo 116 3:00-11:00/21:00-3:00 Diurno/nocturno
Lepus alleni Liebre 469 3:00-11:00/17:00-23:00 Diurno/crepuscular
Tayassu tajacu Pecarí 586 6:00-12:00/ 17:00-3:00 Diurno/nocturno/crepuscular
Dasypus novemcinctus Armadillo 56 20:00 - 3:00 Nocturno
Didelphis virginiana Tlacuache 9
Rattus sp. Rata 6
Procyon lotor Mapache 120 00:00-6:00/18:00-23:00 Nocturno/crepuscular
Taxidea taxus Tejón 13 6:00-12:00/ 20:00-3:00 Diurno/nocturno
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda blanca 132 20:00-5:00 Nocturno
Spilogale gracilis Zoriillo manchado 6
Mephitis macroura Zorrillo listado 24 20:00-5:00 Nocturno
Canis latrans Coyote 474 3:00-11:00/17:00-00:00 Diurno/crepuscular
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 199 20:00-5:00 Nocturno
Lynx rufus Lince 196 00:00-6:00/18:00-23:00 Nocturno/crepuscular
Puma concolor Puma 1
69
70
Figura 20. Patrón de actividad de los mamíferos terrestres. A) Equus africanus asinus, B) Equus ferus caballus, C) Bos primigenius taurus, Q) Dasypus novemcinctus, J) Procyon lotor, D) Tayassu tajacu,
K) Taxidea taxus, Ñ) Conepatus leuconotus, L) Mephitis macroura, F) Sylvilagus cunicularius, G) Lepus alleni, E) Odocoileus virginianus,
H) Canis latrans, I) Urocyon cinereoargenteus, M) Lynx rufus.
71
Asimismo, se eligieron a las especies Equus africanus asinus, Bos primigenius
taurus, Lepus alleni, Taxidea taxus, Lynx rufus y Odocoileus virginianus para analizar
la superposición sobre los patrones de actividad, que tienen estas con el resto. Se
eligió a Equus africanus asinus por ser la especie feral predominante en el área, a
Bos primigenius taurus por ser la especie de ganado predominante, a Lepus alleni y
Taxidea taxus por ser las especies que están bajo una categoría de riesgo en las
normas nacionales, a Lynx rufus por ser la especie indicadora predominante en este
estudio y a Odocoileus virginianus por ser la especie de mayor valor cinegético en el
área. En el cuadro 6 se pueden observar los coeficientes de traslape de dichas
especies. Se observó que el traslape más alto, dentro de la comparación de patrón
de actividad de estas especies elegidas, lo obtuvieron Equus africanus asinus y Lynx
rufus. La especie Bos primigenius taurus tiene un mayor traslape con el caballo, la
liebre se traslapa de mayor manera con el coyote, el patrón del tejón se superpone
en mayor cantidad con el de pecarí y el venado obtuvo un traslape de actividad
mayor con el caballo (cuadro 6, figura 21).
Cuadro 6. Superposición de seis especies con respecto al resto.
Especies Burro Vaca Liebre Tejón Venado Lince
Armadillo 0.686 0.269 0.440 0.551 0.449 0.642
Burro 1 0.489 0.682 0.678 0.620 0.901
Caballo 0.612 0.747 0.751 0.619 0.798 0.640
Cabra 0.259 0.453 0.286 0.102 0.435 0.237
Conejo 0.594 0.418 0.721 0.642 0.487 0.593
Coyote 0.835 0.620 0.830 0.728 0.703 0.838
Liebre 0.682 0.670 1 0.663 0.630 0.682
Lince 0.901 0.494 0.682 0.719 0.654 1
Mapache 0.836 0.409 0.612 0.732 0.591 0.865
Pecarí 0.769 0.650 0.766 0.793 0.715 0.738
Tejón 0.678 0.606 0.663 1 0.660 0.719
Vaca 0.489 1 0.670 0.606 0.691 0.494
Venado 0.620 0.691 0.630 0.660 1 0.654
Zorra gris 0.753 0.301 0.497 0.669 0.486 0.751
Zorrillo espalda blanca 0.673 0.210 0.405 0.616 0.406 0.684
Zorrillo listado 0.698 0.263 0.455 0.623 0.441 0.701
72
Figura 21. Traslapes más altos de seis especies.
73
7.6.2. Índice de Abundancia Relativa (IAR).
El área de estudio presentó un IAR general de 5.35±5.83 (0.29-30.43). Al
realizar la comparación de IAR entre las tres zonas, no se encontró diferencia
significativa (KS= 0.226, p= 0.010; KW: p = 0.148) (Figura 22).
Figura 22. Índice de abundancia relativa por zonas.
A nivel general, se compararon los tipos de sitios utilizados, y se registró una
mayor abundancia relativa de mamíferos en las estaciones ubicadas en cuerpos de
agua (KS= 0.178, p= 0.010; KW: p= 0.00) (cuadro 7, figura 23). Cabe mencionar que
no fue posible evaluar estadísticamente los valores de echaderos debido a los pocos
registros.
Cuadro 7. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitios de las estaciones colocadas.
Tipo de sitio IAR (X) Máx-Mín
Cuerpo de agua 165.00±105.9 (A) 85.7-362.5
Sendero 45.33±31.19 (B) 3.29-117.79
Prueba estadística KW. KS= 0.178, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
321
20
15
10
5
0
Zona
IAR
A
A
A
74
Figura 23. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitios de las estaciones colocadas. Prueba estadística KW. KS= 0.178, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p=
0.000.
No hubo diferencias significativas entre zonas en cuanto a cuerpos de agua
(KS= 0.275, p= 0.074; ANDEVA: p = 0.655) y a senderos (KS= 0.162, p= 0.021; KW:
p= 0.106). Por otro lado, comparando los sitios en cada zona, tanto en la 1 como en
la 3, existe una mayor abundancia relativa en los sitios con cuerpos de agua (cuadro
8, figuras 24, 25).
Cuadro 8. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio de las tres zonas.
Tipo de sitio Zona 1 Zona 2 Zona 3
IAR (X) Máx-Mín IAR (X) Máx-Mín IAR (X) Máx-Mín
Cuerpo de agua 175.7±122.0 (A) 85.7-362.5 132.7±36.2 (A) 107.1-158.3
Sendero 47.99±25.93 (B) 8.25-94.29 54.68±32.61 12.12-117.79 25.31±21.88 (B) 3.29-70.43
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.310, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.003.
Zona 3: Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.232, p= 0.054. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
SenderoCuerpo de agua
400
300
200
100
0
IAR
A
B
75
Figura 24. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.310, p= 0.010. Con diferencias estadísticas
p= 0.003.
Figura 25. Índice de abundancia relativa de los tipos de sitio en zona 3. Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.232, p= 0.054. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
SenderoCuerpo de agua
400
300
200
100
0
IAR
SenderoCuerpo de agua
160
140
120
100
80
60
40
20
0
IAR
A
B
A
B
76
Por estaciones, en la zona 1, las estaciones 14 y 12 presentaron un mayor
IAR (KS= 0.235, p= 0.010; KW: p= 0.007) (cuadro 9, figura 26). Asimismo, en la zona
2, no hubo diferencias estadísticas entre las estaciones de muestreo (KS= 0.247, p=
0.010; KW: p= 0.270) (figura 27); y para la zona 3 se encontró que las estaciones 1,
8, 11 y 13 presentan un mayor IAR que las estaciones 12 y 14 (KS= 0.208, p= 0.010;
KW: p= 0.034) (figura 28).
Cuadro 9. Índice de abundancia relativa de las estaciones por zona.
Zona Estaciones Sitio IAR (x) min-max
1
1 Sendero 5.51±7.23 (B) 0.71-21.43
2 Sendero 3.59±2.38 (B) 1.44-7.91
3 Sendero 6.31±4.52 (B) 1.44-15.11
4 Sendero 9.35±14.95 (B) 0.72-26.62
5 Cuerpo de agua 13.45±9.18 (B) 0.95-25.71
6 Sendero 7.6±10.80 (B) 0.52-34.38
7 Echadero 4.75±5.87 (B) 1.04-13.99
8 Cuerpo de agua 9.52±5.70 (B) 1.38-16.13
9 Sendero 5.7±4.92 (B) 1.75-16.96
10 Sendero 6.04±6.56 (B) 1.75-22.22
11 Cuerpo de agua 8.9±9.67 (B) 0.85-27.12
12 Cuerpo de agua 41.7±22.0 (A) 16.7-58.3
13 Sendero 4.57±4.35 (B) 0.31-13.8
14 Cuerpo de agua 42.5±24.4 (A) 25-75
15 Sendero 4.69±4.05 (B) 0.43-14.78
16 Sendero 8.94±9.95 (B) 0.43-28.70
2
1 Sendero 8.95±6.04 (A) 2.60-20.78
2 Sendero 4.2±4.80 (A) 0.43-15.58
3 Sendero 11.04±8.26 (A) 5.19-16.88
4 Sendero 4.04±2.88 (A) 0.87-6.49
5 Sendero 7.98±10.02 (A) 1.84-25.77
6 Sendero 9.82±16.16 (A) 0.61-58.28
7 Sendero 14.9±24.87 (A) 0.61-63.19
8 Sendero 5±5.89 (A) 0.61-16.56
10 Sendero 3.87±4.32 (A) 0.30-13.39
12 Sendero 4.04±4.47 (A) 0.68-15.07
13 Sendero 9.05±8.99 (A) 0.62-24.84
14 Sendero 8.47±9.02 (A) 0.85-28.81
15 Sendero 4.84±7.25 (A) 0.85-21.19
3 1 Sendero 6.20±3.99 (A) 2.92-13.14
3 Sendero 3.70±2.69 (ABC) 0.62-5.56
77
4 Sendero 3.21±2.06 (AB) 1.23-6.17
5 Cuerpo de agua 9.83±10.15 (AB) 0.87-30.43
6 Sendero 8.80±9.29 (AB) 0.87-27.83
7 Sendero
8 Cuerpo de agua 9.74±8.37 (A) 0.71-28.37
9 Sendero 6.97±6.82 (ABC) 0.71-14.89
10 Sendero 3.04±3.34 (ABC) 0.68-5.41
11 Sendero 13.87±10.49 (A) 6.45-21.29
12 Sendero 0.91±0.31 (C) 0.78-1.56
13 Sendero 5.24±3.71 (A) 0.95-11.43
14 Sendero 1.63±1.06 (B) 0.95-3.81
15 Sendero 4.64±5.66 (AB) 0.95-16.19
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.235, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.247, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.270. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.208, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.034.
Figura 26. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.235, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007.
98765432161514131211101
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Estación
IAR
A
A
B
B B
B B
B
B B
B
B B B
B
B
78
Figura 27. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.247, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.270.
Figura 28. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.208, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.034.
876543215141312101
70
60
50
40
30
20
10
0
Estación
IAR
9865431514131211101
30
25
20
15
10
5
0
Estación
IAR
A
A A
A
A
A
A A
A
A
A
A
A
A
ABC
A
C
A
B
AB
ABC AB
AB
AB
A
ABC
79
A nivel general, el tipo de especie que presentó una abundancia relativa mayor
fueron las silvestres (KS= 0.229, p= 0.010; KW: p= 0.000) (cuadro 10, figura 29). Al
contraponer los tipos de especie por zonas, no se encontraron diferencias
significativas de cada tipo entre zonas.
Cuadro 10. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en el área de estudio.
Tipos de especie IAR (X) Máx-mín
Ferales 8.06±4.28 (B) 0.78-19.04
Ganado 11.47±8.49 (B) 0.78-30.43
Silvestre 34.43±28.44 (A) 0.62-100.87
Prueba estadística KW. KS= 0.229, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
Figura 29. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en el área de estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.229, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
Comparando individualmente cada zona, se obtuvo que las especies de vida
silvestre muestran una mayor abundancia relativa en la zona 1 (KS= 0.255, p= 0.010;
KW: p= 0.001) (cuadro, 11, figura 30). En la zona dos, se encontró un mayor IAR de
especies de vida silvestre que de especies ferales, pero no hubo diferencias
estadísticas contra las especies de ganado (KS= 0.207, p= 0.010; KW: p= 0.012)
SilvestreGanadoFerales
100
80
60
40
20
0
IAR
A
B
B
80
(figura 31); y para la zona 3 no se encontraron diferencias significativas entre los
tipos de especie (KS= 0.243, p= 0.010; KW: p= 0.416) (cuadro 11) (figura 32).
Cuadro 11. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie por zona.
Tipos de especie Zona 1 Zona 2 Zona 3
IAR (X) Máx-mín IAR (X) Máx-mín IAR (X) Máx-mín
Ferales 12.21±7.36 (B) 2.61-26.62 8.00±4.10 (B) 1.23-15.53 9.04±7.87 (A) 0.78-26.96
Ganado 7.14±4.91 (B) 2.34-13.99 17.70±9.00 (AB) 4.76-35.58 9.44±9.74 (A) 0.78-30.43
Silvestre 48.96±33.58 (A) 1.44-125.0 28.93±21.14 (A) 5.19-67.48 30.13±35.10 (A) 0.62-100.87
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.255, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.207, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.012. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.243, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.416.
Figura 30. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.255, p= 0.010. Con diferencias estadísticas
p= 0.001.
SilvestreGanadoFerales
140
120
100
80
60
40
20
0
IAR
A
B B
81
Figura 31. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.207, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.012.
Figura 32. Índice de abundancia relativa de los tipos de especie en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.243, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.416.
SilvestreGanadoFerales
70
60
50
40
30
20
10
0
Tipo de especie
IAR
Vida SilvestreGanadoFerales
100
80
60
40
20
0
IAR
B
A
AB
A
A
A
82
De los mamíferos silvestres a nivel general, por gremio trófico, los herbívoros
fueron los que presentaron un menor IAR (KS= 0.198, p= 0.010; KW: p= 0.001)
(cuadro 12, figura 33). Ahora bien, comparando cada gremio por zona, no se
encuentran diferencias estadísticas.
Cuadro 12. Índice de abundancia relativa de las especies por gremio trófico.
Gremio trófico IAR (X) Máx-mín
Carnívoros 13.58±11.79 (A) 1.44-42.55
Herbívoros 4.60±4.12 (B) 0.59-15.20
Omnívoros 15.88±13.99 (A) 0.62-51.06
Prueba estadística KW. KS= 0.198, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
Figura 33. Índice de abundancia relativa de las especies por gremio trófico. Prueba estadística KW. KS= 0.198, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
De manera particular, en la zona 1, no hubo diferencias significativas en la
abundancia relativa correspondiente al gremio trófico (KS= 0.216, p= 0.010; KW: p=
0.357) (cuadro 13, figura 34). Mientras que tanto en la zona 2 como en la 3, hay una
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
50
40
30
20
10
0
IAR
A
B
A
83
mayor abundancia relativa de carnívoros que de herbívoros, mas no se encuentran
diferencias estadísticas entre carnívoros y omnívoros (KS= 0.237, p= 0.010; KW: p=
0.009; KS= 0.294, p= 0.010; KW: p= 0.036, respectivamente) (cuadro 13, figuras 35 y
36).
Cuadro 13. Índice de abundancia relativa del gremio trófico por zona.
Gremio trófico Zona 1 Zona 2 Zona 3
IAR (X) Máx-mín IAR (X) Máx-mín IAR (X) Máx-mín
Carnívoros 24.36±25.19 (A) 1.44-75 14.67±13.25 (A) 2.74-41.56 14.38±14.61 (A) 1.90-42.55
Herbívoros 9.58±6.79 (A) 1.04-22.22 2.78±2.74 (B) 0.59-7.53 2.74±2.12 (B) 0.61-5.83
Omnívoros 16.12±14.69 (A) 0.85-50 10.00±7.48 (AB) 0.62-22.94 10.73±9.59 (AB) 0.78-25.53
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.216, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.357. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.237, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.294, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.036.
Figura 34. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.216, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.357.
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
80
70
60
50
40
30
20
10
0
IAR
A
A
A
84
Figura 35. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.237, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009.
Figura 36. Índice de abundancia relativa del gremio trófico en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.294, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.036.
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
40
30
20
10
0
Gremio trófico
IAR
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
40
30
20
10
0
IAR
A
B
AB
A
B
AB
85
Por especie, se encontró una mayor abundancia relativa de Bos primigenius
taurus que de Odocoileus virginianus (KS= 0.192, p= 0.010; KW: p= 0.000) (cuadro
14, figura 37).
Cuadro 14. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en el área de estudio.
Especie Nombre común IAR (X) Máx-mín
Dasypus novemcinctus Armadillo 14.89±7.02
(ABCDEFGHIJKLMNOPQRSTUV) 9.93-19.86
Equus africanus asinus Burro 6.10±3.32
(QRSTUVW) 0.78-13.04
Equus ferus caballus Caballo 2.82±1.04
(HIJKLMNOPQRSTUVW) 0.95-4.29
Sylvilagus cunicularius Conejo 1.69±1.71
(DEFGHIJKLMNOPQRSTUVW) 0.61-4.25
Canis latrans Coyote 7.02±7.22
(TUV) 0.43-25.00
Lepus alleni Liebre 3.91±3.30
(KLMNOPQRSTUVW) 0.29-11.51
Lynx rufus Lince 4.74±4.83
(NOPQRSTUVW) 0.29-16.67
Procyon lotor Mapache 2.31±1.59
(EFGHIJKLMNOPQRSTUVW) 0.52-5.19
Tayassu tajacu Pecarí 8.30±6.98
(ABCDEHKNQT) 0.62-28.70
Taxidea taxus Tejón 1.58±1.18
(BCDEFGHIJKLMNOPQRSTUVW) 0.71-3.54
Didelphis virginiana Tlacuache 3.19±3.51
(ABCDEFGHIJKLMNOPQRSTUVW) 0.71-5.67
Bos primigenius taurus Vaca 11.47±8.49
(A) 0.78-30.43
Odocoileus virginianus Venado 1.59±1.14
(W) 0.29-4.34
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 2.68±1.82
(GJMPSUW) 0.61-7.36
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda
blanca 2.35±1.92
(FGIJLMOPRSUVW) 0.43-6.49
Mephitis macroura Zorrillo listado 1.65±1.49
(CDEFGHIJKLMNOPQRSTUVW) 0.43-4.23
Prueba estadística KW. KS= 0.192, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
De igual forma, se realizó una comparación entre los IAR de las especies
elegidas: burro, vaca, liebre, tejón, lince y venado entre zonas, obteniendo como
resultado que estas especies no presentan diferencias estadísticas en las tres zonas,
a excepción del venado, quien presenta un mayor IAR en la zona 1.
86
Figura 37. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en el área de estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.192, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
Referente a las zonas de manera particular, en la zona 1, no existen
diferencias significativas para las medias de las especies Equus africanus asinus,
Lepus alleni, Tayassu tajacu, Bos primigenius taurus, Conepatus leuconotus y
Mephitis macroura. Sin embargo, Lepus alleni presenta una mayor abundancia
relativa ante Equus ferus caballus, Canis latrans, Lynx rufus, Procyon lotor,
Odocoileus virginianus y Urocyon cinereoargenteus (KS= 0.208, p= 0.010; KW: p=
0.001) (cuadro 15, figura 38). Cabe mencionar que las especies Sylvilagus
cunicularius, Taxidea taxus, Spilogale gracilis y Puma concolor no pudieron
evaluarse debido a la poca cantidad de registros observados. En la zona 2, el
mamífero que mostró una mayor abundancia relativa fue Bos primigenius taurus
(KS= 0.207, p= 0.010; KW: p= 0.000) (figura 39). No se encontraron diferencias
estadísticas en la zona 3 (KS= 0.268, p= 0.010; KW: p= 0.099) (figura 40).
Zorril l
o listado
Zorrillo e
spalda
blanc
a
Zorra
gris
Venad
oVac
a
Tlac
uache
Tejón
Peca
rí
Map
ache
Linc
e
Lieb
re
Coyote
Conejo
Caballo
Burro
Armad
illo
30
25
20
15
10
5
0
Especie
IAR
A
AB
B
B
B
B
B
B B
B
B B B
87
Figura 38. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.208, p= 0.010. Con diferencias estadísticas
p= 0.001.
Figura 39. Índice de abundancia relativa de las especies encontradas en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.207, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
Zorrill
o lis
tado
Zorrill
o esp
a lda bla
nca
Zorra gris
Venado
Vaca
Peca
rí
Map
ache
Lince
Liebr
e
Coyote
Caballo
Burro
60
50
40
30
20
10
0
Especie
IAR
Zorril l
o esp
a lda bla
nca
Zorra gris
Vena
doVaca
Pecarí
Map
ache
Linc
e
Liebr
e
Coyote
Caballo
Burro
40
30
20
10
0
Especie
IAR
A
B
B B B B
B
AB
AB
AB
AB
AB
A
BC
B
C BC BC
BC BC
BC
BC
BC
88
Figura 40. Índice de abundancia relativa de las estaciones en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.268, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.099.
Zorril lo
listado
Zorrillo e
spal
da
Zorra
gris
Venad
oVac
a
Tlac
uache
Tejón
Peca
rí
Map
ache
Linc
e
Liebre
Coyote
Conejo
Caballo
Burro
Armad
illo
30
25
20
15
10
5
0
Especie
IAR
A
A
A
A A
A
A A A
A A
A
A
A
A
A
89
7.6.3. Latencia de Detección Inicial (LDI).
Con el fin de conocer el lapso que tarda una especie en visitar la estación por
primera vez, se analizó la Latencia de Detección Inicial (LDI) y se registró una LDI
general de 38.41±52.58 (1-335). La zona 1 obtuvo una menor LDI (30.79±44.61, 1-
235) mientras que la zona 2 tuvo una mayor LDI con 48.49±68.12 (1-335) días para
registrar un organismo.
En cuanto al sitio donde estuvieron ubicadas las cámaras, los cuerpos de
agua resultaron ser los más rápidamente visitados por primera vez por las especies
(cuadro 16). Sin embargo, los cuerpos de agua y senderos de la zona 1 tuvieron una
detección inicial más rápida.
Cuadro 15. LDI de los tipos de sitio en el área de estudio.
Tipo de sitio LDI (X) Máx-mín
Cuerpo de agua 10.61±7.5 2.80-21.36
Sendero 47.32±37.45 4.0-168.0
De manera particular, se observa el mismo fenómeno con las zonas 1 y 3, una
menor detección inicial en cuerpos de agua. La zona 2 solo contó con sitios con
senderos (cuadro 17).
Cuadro 16. LDI de los tipos de sitios por zona.
Tipo de sitio Zona 1 Zona 2 Zona 3
LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín
Cuerpo de agua 8.14±6.71 2.8-18.88 18.0±4.76 14.64-21.36
Sendero 37.64±23.43 4-73.44 50.4±49.9 5.9-168.0 53.63±34.18 18.14-127.0
90
En la zona 1, de las estaciones colocadas, la 14 fue la más rápidamente
visitada por los mamíferos. En la zona 2, la estación 15 fue la que tuvo una menor
LDI y en la zona 3, la estación 8 obtuvo una más rápida detección inicial (cuadro 18).
Cuadro 17. LDI de las estaciones por zona.
Zona Estaciones Sitio LDI (X) min-max
1
1 Sendero 19.75±21.56 0.71-21.43
2 Sendero 26.71±24.38 1.44-7.91
3 Sendero 24.67±17.51 1.44-15.11
4 Sendero 4±3.61 0.72-26.62
5 Cuerpo de agua 14±20.25 0.95-25.71
6 Sendero 69.5±72.0 0.52-34.38
7 Echadero 15.5±20.5 1.04-13.99
8 Cuerpo de agua 4.33±5.29 1.38-16.13
9 Sendero 26.8±39.2 1.75-16.96
10 Sendero 40.2±39.6 1.75-22.22
11 Cuerpo de agua 18.88±16.48 0.85-27.12
12 Cuerpo de agua 6±3.61 16.7-58.3
13 Sendero 73.4±71.8 0.31-13.8
14 Cuerpo de agua 2.83±1.47 25-75
15 Sendero 50.4±59.5 0.43-14.78
16 Sendero 32.1±50.0 0.43-28.70
2
1 Sendero 12.33±15.34 2.0-40.0
2 Sendero 120.1±79.4 3.0-205.0
3 Sendero 6.0±7.07 1.0-11.0
4 Sendero 168.0±14.93 157.0-185.0
5 Sendero 13.8±16.89 1.0-41.0
6 Sendero 36.5±32.98 1.0-99.0
7 Sendero 76.1±64.7 1.0-154.0
8 Sendero 37.0±56.7 1.0-160.0
10 Sendero 90.4±133.6 2.0-335.0
12 Sendero 36.7±33.7 2.0-98.0
13 Sendero 41.1±42.6 2.0-106.0
14 Sendero 11.5±14.32 1.0-43.0
15 Sendero 5.86±5.81 1.0-17.0
3
1 Sendero 32.5±39.6 1.0-111.0
3 Sendero 127.0±1.73 125.0-128.0
4 Sendero 65.6±63.3 1.0-132.0
5 Cuerpo de agua 21.36±21.71 1.0-61.0
6 Sendero 32.4±34.5 1.0-94.0
8 Cuerpo de agua 14.64±19.02 2.0-71.0
9 Sendero 18.14±20.72 1.0-60.0
10 Sendero 81.0±87.7 19.0-143.0
11 Sendero 104.0±11.31 96.0-112.0
12 Sendero 50.0±41.5 8.0-103.0
13 Sendero 33.0±36.8 1.0-94.0
14 Sendero 41.9±39.7 1.0-90.0
15 Sendero 36.13±23.75 4.0-71.0
91
El tipo de especie que tardó menos en ser detectada por una trampa cámara
fueron las especies ferales (cuadro 19). Sin embargo, tanto las especies ferales
como las silvestres tuvieron una detección inicial más rápida en la zona 1, mientras
que las especies de ganado la tuvieron en la zona 2.
Cuadro 18. LDI de los tipos de especie en el área de estudio.
Tipos de especie LDI (X) Máx-mín
Ferales 27.87±29.67 1.0-128.0
Ganado 47.5±60.3 1.0-171.0
Silvestre 39.72±38.9 3.67-171.0
A nivel particular, las ferales fueron las primeras en visitar las estaciones para
la zona 1, para la zona 2 fue el ganado y para la zona 3 las especies de vida silvestre
(cuadro 20).
Cuadro 19. LDI de los tipos de especies por zona.
Tipos de especie Zona 1 Zona 2 Zona 3
LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín
Ferales 18.97±20.99 1--74 30.63±18.83 10.0-60.0 38.0±42.4 1.0-128.0
Ganado 27.6±58.4 1-171 27.5±58.3 1.0-162.0 85.5±48.8 1.0-143.0
Silvestre 29.13±26.9 3.67-102.67 56.0±54.4 4.0-171.0 36.44±29.32 15.90-128.0
De los mamíferos silvestres, por gremio trófico, los primeros en ser detectados
fueron los carnívoros (cuadro 21). Sin embargo, los herbívoros se registraron más
rápido y por primera vez en la zona 1, los carnívoros en la zona 3, y los omnívoros en
la zona 2.
Cuadro 20. LDI de las especies por gremio trófico en el área de estudio.
Gremio trófico LDI (X) Máx-mín
Carnívoros 35.3±45.8 1.0-171.0
Herbívoros 49.35±44.61 1.0-178.0
Omnívoros 37.32±34.23 2.0-128.0
92
Ahora bien, los omnívoros fueron los que visitaron las estaciones por primera
vez en la zona 1 como en la zona 2, y en la zona 3 los carnívoros fueron los primeros
en registrarse (cuadro 22).
Cuadro 21. LDI de las especies por gremio trófico por zona.
Gremio trófico Zona 1 Zona 2 Zona 3
LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín
Carnívoros 32.06±34.39 3-129.67 58.6±63.1 1.0-171.0 19.13±20.59 1.0-61.0
Herbívoros 31.59±26.77 1--85 83.9±56.2 27.0-178.0 44.9±41.0 6.0-128.0
Omnívoros 30.8±44.7 3-159 28.84±27.66 2.0-80.0 44.2±39.8 9.0-128.0
De las especies registradas, Dasypus novemcinctus fue la primera especie en
visitar las estaciones. La especie que tardó más tiempo en ser detectada por las
trampas cámara fue Mephitis macroura (cuadro 23). Al realizar la comparación de
LDI entre las seis especies elegidas, se obtuvo que el burro, vaca y tejón tienen un
menor valor en la zona 2, la liebre y venado fueron registrados más rápido por
primera vez en la zona 1, mientras que el lince en la zona 3.
Cuadro 22. LDI de las especies registradas en el área de estudio.
Especie Nombre común LDI (X) Máx-mín
Dasypus novemcinctus Armadillo 19.5±14.8 9.0-30.0
Equus africanus asinus Burro 25.0±32.8 1.0-128.0
Equus ferus caballus Caballo 31.67±33.15 1.0-106.0
Sylvilagus cunicularius Conejo 39.6±45.8 3.0-94.0
Canis latrans Coyote 29.58±45.78 1.0-194.0
Lepus alleni Liebre 41.7±53.3 1.0-205.0
Lynx rufus Lince 56.3±78.8 1.0-306.0
Procyon lotor Mapache 38.6±54.0 1.0-164.0
Tayassu tajacu Pecarí 30.84±36.87 2.0-159.0
Taxidea taxus Tejón 31.4±24.4 8.0-61.0
Didelphis virginiana Tlacuache 37.0±32.5 14.0-60.0
Bos primigenius taurus Vaca 48.7±60.9 1.0-171.0
Odocoileus virginianus Venado 59.3±68.8 2.0-335.0
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 31.93±48.77 1.0-160.0
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda 25.7±47.4 1.0-192.0
Mephitis macroura Zorrillo listado 78.4±70.7 6.0-160.0
93
La especie que visitó más rápido por primera vez las trampas cámara en la
zona 1 fue Equus ferus caballus; en la zona 2, la especie que se registró más rápido
fue Conepatus leuconotus, y en la zona 3, Urocyon cinereoargenteus fue la especie
que se registró más rápido (cuadro 24).
Cuadro 23. LDI de las especies registradas por zona.
Especie Zona 1 Zona 2 Zona 3
Nombre común LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín LDI (X) Máx-mín
Dasypus novemcinctus Armadillo 19.5±14.8 9.0-30.0
Equus africanus asinus Burro 22.87±31.68 1-122 13.75±11.34 2.0-38.0 36.1±42.6 1.0-128.0
Equus ferus caballus Caballo 15.22±11.91 1--29 52.3±40.9 2.0-106.0 33.5±46.0 1.0-66.0
Sylvilagus cunicularius Conejo 36.7±49.8 4.0-94.0
Canis latrans Coyote 21.6±25.47 1--76 43.6±66.3 1.0-194.0 21.8±32.9 1.0-101.0
Lepus alleni Liebre 21±26.60 1--65 63.2±84.0 4.0-205.0 51.0±38.5 9.0-94.0
Lynx rufus Lince 44.4±70.1 1-235 91.5±100.8 2.0-306.0 23.33±9.71 1.0-61.0
Procyon lotor Mapache 59±66.6 1-164 37.6±65.7 1.0-154.0 19.2±21.67 1.0-50.0
Tayassu tajacu Pecarí 30.8±44.7 3-159 26.55±25.73 2.0-80.0 36.8±39.7 4.0-128.0
Taxidea taxus Tejón 27.3±29.3 8.0-61.0
Didelphis virginiana Tlacuache 37.0±32.5 14.0-60.0
Bos primigenius taurus Vaca 27.6±58.4 1-171 27.5±58.3 1.0-162.0 93.0±44.1 1.0-143.0
Odocoileus virginianus Venado 42.2±33.7 5--88 97.4±107.0 11.0-335.0 44.6±46.5 2.0-128.0
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 23±38.28 1-124 66.1±69.0 2.0-160.0 12.0±17.14 1.0-47.0
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda 48.7±74.3 1-192 9.43±9.07 1.0-23.0 17.67±13.28 10.0-33.0
Mephitis macroura Zorrillo listado 77.5±89.8 14-141 38.5±46.0 6.0-71.0
94
7.6.4. Latencia.
Por otro lado, se obtuvo una latencia general de 28.39±42.34 (1-335) para el
área de estudio. No se encontraron diferencias estadísticas entre zonas (KS= 0.175,
p= 0.010; KW: p= 0.052).
En cuanto a los tipos de sitio, se registró un menor valor de latencia para las
estaciones con cuerpos de agua, es decir, tardan menos tiempo en volver a ellas
(KS= 0.108, p= 0.150; ANDEVA: F(1,27)= 13.09, p= 0.001) (cuadro 25, figura 41). No
se encuentran diferencias entre los cuerpos de agua y senderos de las tres zonas.
Cuadro 24. Latencia de los tipos de sitio en el área de estudio.
Tipo de sitio Latencia (X) Máx-mín
Cuerpo de agua 9.48±5.90 (B) 2.14-16.79
Sendero 29.31±15.13 (A) 4.33-64.29
Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.108, p= 0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
Figura 41. Latencia de los tipos de sitio en el área de estudio. Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.108, p= 0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
SenderoCuerpo de agua
70
60
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
A
B
95
Los valores de latencia para los tipos de sitios a nivel zona, registraron un
menor valor en la zona 1 para cuerpos de agua (KS= 0.109, p= 0.150; ANDEVA:
F(1,16)= 17.15, p= 0.001) (figura 42), sim embargo, para la zona 3 no se registraron
diferencias significativas entre los tipos de sitio (KS= 0.231, p= 0.046; KW: p= 0.144)
(cuadro 26, figura 43).
Cuadro 25. Latencia de los tipos de sitio por zona.
Tipo de sitio Zona 1 Zona 2 Zona 3
Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín
Cuerpo de agua 7.52±5.43 (B) 2.14-14.94 15.36±2.02 (A) 13.93-16.79
Sendero 29.09±12.02 (A) 4.33-49.59 33.37±22.85 9.24-85.33 29.79±16.73 (A) 8.0-64.29
Zona 1. Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.109, p=0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.231, p= 0.046. Sin diferencias estadísticas p= 0.144.
Figura 42. Latencia de los tipos de sitio en zona 1. Prueba estadística ANDEVA. KS= 0.109, p=0.150. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
SenderoCuerpo de agua
50
40
30
20
10
0
Día
s
A
B
96
Figura 43. Latencia de los tipos de sitio en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.231, p= 0.046. Sin diferencias estadísticas p= 0.144.
Ahora bien, por estaciones, se obtuvo que en la zona 1, las estaciones 5 y 14,
que no muestran diferencias entre sí, presentan una menor latencia con respecto a la
10 (KS= 0.176, p= 0.010; KW: p <0.000) (figura 44). La zona 2 no presenta
diferencias estadísticas en la latencia de sus estaciones (KS= 0.277, p= 0.010; KW:
p= 0.214) (figura 45). Para la zona 3, las estaciones 5 y 8, que no muestran
diferencias entre sí, presentan un menor valor de latencia con respecto a la estación
3 (KS= 0.211, p= 0.010; KW: p= 0.009) (cuadro 27, figura 46).
Cuadro 26. Latencia de las estaciones por zona.
Zona Estaciones Sitio Latencia (x) min-max
1
1 Sendero 21.05±20.92 (AB) 1.73-68.0
2 Sendero 23.35±9.58 (AB) 12.6-36.0
3 Sendero 20.78±11.55 (AB) 9.00-40.5
4 Sendero 4.33±3.22 (AB) 1.99-8.00
5 Cuerpo de agua 11.41±15.68 (B) 1.46-54.00
6 Sendero 19.26±18.45 (AB) 2.89-59.67
7 Echadero 14.26±20.77 (AB) 2.00—56.00
SenderoCuerpo de agua
70
60
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
A
A
97
8 Cuerpo de agua 10.43±11.42 (AB) 1.00-39.33
9 Sendero 23.47±12.72 (AB) 7.86-48.67
10 Sendero 31.36±29.23 (A) 3.17-83.00
11 Cuerpo de agua 15.16±17.97 (AB) 3.42-54.00
12 Cuerpo de agua 3.56±1.72 (AB) 2.20-5.50
13 Sendero 26.41±20.05 (AB) 6.74-61.00
14 Cuerpo de agua 2.13±1.11 (B) 1.00—4.00
15 Sendero 19.03±8.21 (AB) 8.22-29.83
16 Sendero 18.1±17.47 (AB) 6.39-50.50
2
1 Sendero 14.44±9.76 (A) 7.17-38.00
2 Sendero 63.0±74.9 (A) 8.00-205.00
3 Sendero 21.0±20.6 (A) 6.40-35.50
4 Sendero 25.67±10.37 (A) 18.33-33.0
5 Sendero 9.24±6.53 (A) 1.04-19.0
6 Sendero 20.58±15.52 (A) 2.11-49.67
7 Sendero 56.6±59.6 (A) 2.10-154.0
8 Sendero 22.0±15.09 (A) 2.63-48.0
10 Sendero 85.3±134.1 (A) 3.80-335.0
12 Sendero 36.32±31.07 (A) 4.25-98.0
13 Sendero 28.5±29.2 (A) 2.30-71.0
14 Sendero 15.33±14.68 (A) 1.00-43.00
15 Sendero 10.77±9.08 (A) 4.00-30.67
3
1 Sendero 19.92±6.78 (AB) 10.38-28.50
3 Sendero 64.3±58.0 (A) 14.5-128.0
4 Sendero 49.0±46.7 (AB) 22.9-132.0
5 Cuerpo de agua 8.19±6.00 (B) 2.13-19.6
6 Sendero 21.99±18.42 (AB) 3.17-48.5
8 Cuerpo de agua 8.57±4.24 (B) 2.77-15.8
9 Sendero 19.28±19.77 (AB) 3.55-60.0
10 Sendero 33.8±21.0 (AB) 19.0-48.7
11 Sendero 10.53±2.08 (AB) 9.06-12.0
12 Sendero 41.8±33.5 (AB) 8.0-103.0
13 Sendero 14.40±9.41 (AB) 4.67-29.0
14 Sendero 42.3±39.2 (AB) 1.0-90.0
15 Sendero 24.12±22.02 (AB) 4.0-71.0
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.176, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.277, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.214. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.211, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009.
98
Figura 44. Latencia de las estaciones en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.176, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p <0.000.
Figura 45. Latencia de las estaciones en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.277, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.214.
98765432161514131211101
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Estación
Día
s
876543215141312101
350
300
250
200
150
100
50
0
Estación
Late
ncia
A
B
B
AB
AB
AB
AB
AB
AB
AB AB
AB
AB
AB AB
AB
A
A
A A
A A
A
A A
A
A
A
A
99
Figura 46. Latencia de las estaciones en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.211, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.009.
Conforme al tipo de especie a nivel general, se registró una menor latencia de
los organismos ferales y de ganado, y estos no muestran diferencias significativas
entre sí (KS= 0.195, p= 0.010; KW: p <0.000) (cuadro 28, figura 47). Entre zonas, las
especies ferales tienen una menor latencia, es decir, tardan menos tiempo en
regresar a las estaciones, en las zonas 1 y 3, mientras que el ganado tiene menor
latencia en las zonas 1 y 2; las especies de vida silvestre no muestran diferencia
significativa entre el tiempo que tardan en volver a las estaciones en las tres zonas.
Cuadro 27. Latencia del tipo de especie en el área de estudio.
Tipos de especie Latencia (X) Máx-mín
Ferales 11.83±7.08 (B) 1.46-25.17
Ganado 11.89±13.78 (B) 1.00-50.33
Silvestre 24.71±13.83 (A) 2.94-68.92
Prueba estadística KW. KS= 0.195, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
9865431514131211101
140
120
100
80
60
40
20
0
Estación
Late
ncia
AB
A
B B
AB
AB
AB
AB
AB
AB
AB
AB
AB
100
Figura 47. Latencia del tipo de especie en el área de estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.195, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
A nivel particular, se encontró que tanto las especies ferales como las de
ganado son las que visitan las estaciones en periodos más cortos para la zona 1
(KS= 0.154, p= 0.031; KW: p= 0.007) (figura 48) y zona 2 (KS= 0.270, p= 0.010; KW:
p <0.000) (figura 49); en la zona 3, las ferales tienen una menor latencia que el
ganado, sin embargo, no muestran diferencias estadísticas con las especies de vida
silvestre (KS= 0.292, p= 0.010; KW: p <0.004) (cuadro 29, figura 50).
Cuadro 28. Latencia de los tipos de especies por zona.
Tipos de especie Zona 1 Zona 2 Zona 3
Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín
Ferales 9.98±7.66 (B) 1.46-25.17 16.52±5.05 (B) 9.83-25.13 8.98±2.55 (B) 5.88-14.54
Ganado 7.98±7.49 (B) 1.0-22.0 4.53±3.18 (B) 1.04-10.00 46.8±43.5 (A) 3.5-132.0
Silvestre 24.82±17.30 (A) 2.94-68.86 41.47±32.54 (A) 11.11-123.43 22.61±6.97 (AB) 8.0-35.0
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.154, p= 0.031. Con diferencias estadísticas p= 0.007. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.270, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.292, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.004.
SilvestreGanadoFerales
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
A
B
B
101
Figura 48. Latencia de los tipos de especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.154, p= 0.031. Con diferencias estadísticas p= 0.007.
Figura 49. Latencia de los tipos de especies en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.270, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.000.
SilvestreGanadoFerales
70
60
50
40
30
20
10
0
Día
s
SilvestreGanadoFerales
140
120
100
80
60
40
20
0
Tipo de especie
Late
ncia
A
B B
A
B
B
102
Figura 50. Latencia de los tipos de especies en zona 3. Prueba estadística KW. KS= 0.292, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.004.
Según el gremio trófico a nivel general, no existen diferencias estadísticas
entre ellos (KS= 0.136, p= 0.010; KW: p= 0.292) (cuadro 30, figura 51). No obstante,
los herbívoros presentan una menor latencia en las zonas 1 y 3, en cambio los
carnívoros y omnívoros no presentan diferencias significativas entre las zonas.
Cuadro 29. Latencia de especies por gremio trófico en el área de estudio.
Gremio trófico Latencia (X) Máx-mín
Carnívoros 17.19±11.69 (A) 2.50-48.72
Herbívoros 28.18±20.50 (A) 1.73-88.0
Omnívoros 20.69±12.44 (A) 2.06-47.83
Prueba estadística KW. KS= 0.136, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.292.
Vida SilvestreGanadoFerales
140
120
100
80
60
40
20
0
Late
ncia
AB
A
B
103
Figura 51. Latencia de especies por gremio trófico en el área de estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.136, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.292.
En cuanto al gremio trófico de cada zona, no se encontraron diferencias
significativas entre los gremios de la zonas 1 (KS= 0.207, p= 0.010; KW: p= 0.094)
(figura 52) y 3 (KS= 0.237, p= 0.010; KW: p= 0.161) (figura 53); en cambio, en la
zona 2, los organismos con menor latencia fueron los carnívoros y omnívoros, que no
mostraron diferencias estadísticas entre sí (KS= 0.158, p= 0.044; KW: p= 0.027)
(cuadro 31, figura 54).
Cuadro 30. Latencia de las especies por gremio trófico por zona.
Gremio trófico Zona 1 Zona 2 Zona 3
Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín
Carnívoros 18.18±13.11 (A) 2.94-48.72 39.9±36.5 (B) 3.9-112.8 18.18±11.38 (A) 2.50-35.33
Herbívoros 14.83±10.39 (A) 1.73-35.83 82.5±56.7 (A) 27.0-178.0 33.9±24.39 (A) 5.44-88.0
Omnívoros 33.48±26.35 (A) 3.0-77.56 24.87±18.6 (B) 2.06-64.0 19.65±8.73 (A) 8.0-34.0
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.164, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.155. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.158, p= 0.044. Con diferencias estadísticas p= 0.027. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.237, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.161.
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
A A
B
A
104
Figura 52. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.164, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.155.
Figura 53. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.158, p= 0.044. Con diferencias estadísticas p= 0.027.
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
200
150
100
50
0
Gremio trófico
Late
ncia
A
B
B
A
A
A
105
Figura 54. Latencia de las especies por gremio trófico en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.237, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.161.
Las especies Bos primigenius taurus y Equus africanus asinus mostraron una
menor latencia que Mephitis macroura y dos especies herbívoras Odocoileus
virginianus y Sylvilagus cunicularius (KS= 0.197, p= 0.010; KW: p= 0.007) (cuadro 31,
figura 55).
Cuadro 31. Latencia de las especies registradas en el área de estudio.
Especie Nombre común Latencia (X) Máx-mín
Dasypus novemcinctus Armadillo 15.9±18.5
(ABCDEFGHIJK) 2.8-29.0
Equus africanus asinus Burro 7.87±4.11 (FGHIJK)
1.00-17.7
Equus ferus caballus Caballo 16.36±11.2
(BCDEFGHIJK) 2.00-34.5
Sylvilagus cunicularius Conejo 39.8±45.6 (ABCD)
4.00-94.0
Canis latrans Coyote 12.78±9.65 (CDHIJK)
1.67-35.5
Lepus alleni Liebre 16.64±13.85
(BCDEFGHIJK) 1.73-48.5
Lynx rufus Lince 21.43±15.89
(BCDEFGHIJK) 4.00-51.67
OmnívorosHerbívorosCarnívoros
50
40
30
20
10
0
Late
ncia
A
A
A
106
Procyon lotor Mapache 25.77±24.9 (BCDFHJ)
1.00-83.00
Tayassu tajacu Pecarí 18.7±15.79
(DJK) 2-59.67
Taxidea taxus Tejón 34.9±24.1
(ABCDEFGHIJK) 13.0-61.0
Didelphis virginiana Tlacuache 35.1±35.3
(ABCDEFGHIJK) 10.1-60.0
Bos primigenius taurus Vaca 5.73±4.42
(EGIK) 1.00-16.33
Odocoileus virginianus Venado 29.72±22.48
(AB) 5.00-88.00
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 18.24±13.37
(BCDEFGHIJK) 1.00-50.5
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda 21.27±17.23
(BCDEFGHIJK) 4.19-68.0
Mephitis macroura Zorrillo listado 56.2±56.3
(A) 3.4-141.0
Prueba estadística KW. KS= 0.193, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007.
Figura 55. Latencia de las especies en el área de estudio. Prueba estadística KW. KS= 0.193, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.007.
Zorri ll
o list
ado
Zorril
lo e
spa ld
a bla
nca
Zorra
gris
Venado
Vaca
Tlac
uache
Tejó
n
Peca
rí
Mapac
he
Lince
Lieb
re
Coyote
Conejo
Caballo
Burro
Armad
illo
140
120
100
80
60
40
20
0
Especie
Late
ncia
A
D BCD
ABCD
BCD
BCD
BCD
AB
BCD
ABCD
CD
BCD
BCD
BCD
107
108
Para las zonas 1 y 3, no se registraron diferencias estadísticas entre los
valores de latencia de las especies (KS= 0.249, p= 0.010; KW: p= 0.056) (figuras 56,
58); en la zona 2, la especie Bos primigenius taurus presenta una menor latencia que
las especies Lepus alleni y Odocoileus virginianus, que no presentan diferencias
estadísticas entre ellas (KS= 0.211, p= 0.010; KW: p= 0.297) (cuadro 33, figura 57).
Cuadro 32. Latencia de las especies por zona.
Especie Nombre común Zona 1 Zona 2 Zona 3
Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín Latencia (X) Máx-mín
Dasypus novemcinctus Armadillo 15.9±18.5 (A) 2.8-29.0
Equus africanus asinus Burro 8.36±6.07 (A) 1-21.33 14.77±13.04 (AB) 2.25-38.0 8.52±3.08 (A) 3.5-14.55
Equus ferus caballus Caballo 15.47±11.41 (A) 2--29 19.15±11.33 (AB) 5.89-34.5 35.4±43.3 (A) 4.8-66.0
Sylvilagus cunicularius Conejo 36.6±49.9 (A) 4.0-94.0
Canis latrans Coyote 19.21±19.69 (A) 1.67-68.5 18.89±18.14 (AB) 3.92-62.0 12.82±6.79 (A) 4.0-20.5
Lepus alleni Liebre 8.25±5.97 (A) 1.73-18 59.7±81.7 (A) 13.6-205.0 38.2±28.3 (A) 4.7-71.0
Lynx rufus Lince 22.87±16.74 (A) 4-51.67 39.6±41.5 (AB) 4.0-118.0 20.64±15.09 (A) 5.42-35.0
Procyon lotor Mapache 57.8±67.2 (A) 4.8-164 22.9±26.2 (AB) 1.00-65.3 24.29±17.42 (A) 7.45-50.0
Tayassu tajacu Pecarí 10.57±5.02 (A) 2.02-18.75 22.09±18.52 (AB) 2.06-64.0 11.23±6.84 (A) 2.13-22.86
Taxidea taxus Tejón 29.9±26.9 (A) 13.0-61.0
Didelphis virginiana Tlacuache 35.1±35.3 (A) 10.1-60.0
Bos primigenius taurus Vaca 7.98±7.49 (A) 1--22 4.53±3.18 (B) 1.04-10.0 51.1±43.3 (A) 3.8-132.0
Odocoileus virginianus Venado 26.01±18.53 (A) 6.78-61 61.1±50.9 (A) 8.0-154.0 43.7±43.5 (A) 5.0-128.0
Urocyon cinereoargenteus Zorra gris 18.13±14.65 (A) 2.5-50.5 23.04±13.39 (AB) 7.22-45.33 13.66±10.15 (A) 1.0-26.0
Conepatus leuconotus Zorrillo espalda 53.6±72.2 (A) 4.2-192 19.54±9.57 (AB) 10.0-34.67 17.53±13.6 (A) 7.44-33.0
Mephitis macroura Zorrillo listado 72.2±97.3 (A) 3.4-141 36.8±43.5 (A) 6.0-67.5
Zona 1: Prueba estadística KW. KS= 0.249, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.056. Zona 2: Prueba estadística KW. KS= 0.228, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001. Zona 3: Prueba estadística KW. KS= 0.211, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.297.
109
Figura 56. Latencia de las especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.249, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.056.
Figura 57. Latencia de las especies en zona 2. Prueba estadística KW. KS= 0.228, p= 0.010. Con diferencias estadísticas p= 0.001.
Zorri ll
o listado
Zorrillo e
spalda b
lanc
a
Zorra gris
Venad
oVac
a
Peca
rí
Mapa
che
Lince
Liebre
Coyote
Caballo
Burro
200
150
100
50
0
Día
s
Zorrillo e
spalda
blanc
a
Zorra gris
Venado
Vaca
Peca
rí
Map
ache
Linc
e
Liebre
Coyote
Caballo
Burro
200
150
100
50
0
Especie
Late
ncia
A
A
A
A
A
A
A A
A A
A
A
AB
AB
B
A
A
AB
AB
AB AB
AB AB
110
Figura 58. Latencia de las especies en zona 1. Prueba estadística KW. KS= 0.211, p= 0.010. Sin diferencias estadísticas p= 0.297.
Zorri
llo list
ado
Zorrillo e
spalda
Zorra
gris
Venado
Vaca
Tlac
uache
Tejó
n
Peca
rí
Mapac
he
Lince
Liebre
Coyote
Conejo
Caballo
Burro
Armad
illo
140
120
100
80
60
40
20
0
Especie
Late
ncia
A
A
A
A
A
A
A
A
A A
A A
A
A A
A
111
8. DISCUSIÓN.
8.1. Encuestas.
El conocimiento local de las cominudades aledañas al área de estudio,
muestra que las especies de felinos pueden y se han desarrollado en el área, que
cumple con las características en la composición de flora y fauna adecuada para las
especies. Asimismo, estos registros coinciden con los encontrados en las fotografías,
demostrando que el lince es el felino más abundante de los seis, no obstante, no se
pudo confirmar la presencia del resto, a excepción del puma. Esto puede deberse a
diversos factores desde un mal posicionamiento de las trampas-cámara con un
ángulo incorrecto, el tamaño territorial que necesita un felino de gran tamaño, hasta
un desplazamiento de especies originado por las especies ferales y de ganado.
Es importante mencionar que, aunque no fueron preguntas directas, los
pobladores también mencionaron la presencia de presas potenciales para los felinos,
principalmente ungulados. Estas respuestas coinciden con los resultados obtenidos
por Navarro-Serment et al. (2005) donde registran una densidad de presas
aparentemente altas, incluyendo el ganado vacuno, en encuestas dirigidas a la
presencia de jaguar en todo el estado de Sinaloa.
8.2. Estaciones.
La distribución de las estaciones varió debido a la disponibilidad de la zona y a
la estacionalidad, además se prefirió dividir el área de estudio en zonas más
pequeñas para tener un muestreo más cubierto con más estaciones, como sugieren
Chávez et al. (2013). Se colocaron en total 46 estaciones distribuidas en 17,055 ha,
que comprende el área de estudio, con un esfuerzo de 6,548 días/trampa. Estos
resultados difieren con los de Meyer et al. (2015) quienes obtuvieron un menor
esfuerzo en un área más grande con una cantidad similar de estaciones, esto puede
112
deberse al tipo de región natural que predomina en esa área, ya que como afirma
Tobler et al. (2008a), no se necesitan más de 400 días/trampa para capturar a las
especies más comunes en un bosque tropical.
Por otro lado, se obtuvo un esfuerzo de muestreo mucho mayor comparado
con el de Rubio y Bárcenas (2010), que aunque son ecosistemas similares con
variaciones de humedad y precipitación, puede ser atribuido a una mayor cantidad de
estaciones en un área de estudio más grande.
8.3. Curvas de acumulación.
La curva de acumulación de especies general indica que fueron necesarios
solamente 1,712 días/trampa para capturar a todas las especies registradas. Este
valor difiere con el obtenido por García (2014), quien obtuvo un menor valor de
esfuerzo, que puede deberse a su menor cantidad de estaciones colocadas.
Estos resultados sirven para confirmar que el esfuerzo de muestreo empleado
fue más que suficiente para los resultados obtenidos.
8.4. Riqueza específica.
Los resultados de riqueza específica arrojan 21 especies de mamíferos
terrestres. Esta cantidad es mayor a la obtenida por Rubio y Bárcenas (2010) y
Pellegrini (2017, en prensa). El estudio realizado en el Fuerte, por Pellegrini (2017,
en prensa), registró 16 especies, de las cuales 11 coinciden con nuestros registros y
cinco no fueron confirmadas con fototrampeo (Leopardus pardalis, Leopardus wiedii,
Puma yagouaroundi, Panthera onca y Nasua narica). Con respecto al trabajo de
Rubio y Bárcenas (2010), ocho especies coinciden con nuestros registros de sus 10
observadas y dos no fueron confirmadas (Panthera onca y Nasua narica). Estas
113
diferencias pueden deberse al área de distribución y actividad de los felinos no
encontrados en el presente trabajo y/o posiblemente a la técnica en la colocación de
las trampas-cámara, ya que se ha documentado en diversos estudios que los felinos,
si bien es cierto se encuentran desde el nivel del mar hasta los 3600 msnm, suelen
preferir sitios llanos entre montañas con altitudes entre los 1000 y 2500 msnm para
obtener una mejor vista sobre el terreno y acechar mejor a sus presas (Ceballos y
Oliva, 2005; Chávez com. pers., 2017; Núñez com. pers., 2018).
Desafortunadamente, las estaciones colocadas no alcanzaron una altitud más allá de
60 msnm, aun así se encontraron registros de lince y puma debido a que son felinos
adaptables a cualquier tipo de hábitat y altitud, incluso a asentamientos humanos
(Aranda, 2012).
Según el área de actividad y el área de estudio presente, podría existir una
densidad poblacional de 63.1 linces, 1.8 pumas, 3.1 jaguares, 10.6 ocelotes, 15.6
tigrillos y 5.09 onzas (Ceballos y Oliva, 2005). Sin embargo, el puma ajusta sus áreas
de actividad para evitar contacto con el jaguar ya que este suele ser dominante
(Schaller y Crawshaw, 1980; Ceballos y Oliva, 2005), por lo tanto, es posible que no
exista una población de jaguar en esta área. Por otro lado, la caza furtiva que se le
da a esta zona hace vulnerables a estas especies, sobre todo por su piel.
La diferente riqueza específica en las zonas puede deberse a varios factores.
Por un lado, dos de las tres zonas albergan poblados en su perímetro, Lázaro
Cárdenas y Carrizo Grande, están dentro de la zona 3 y el Club Náutico “San
Ignacio” en la zona 1, estos poblados se encuentran en las costas y planicies del
área de estudio por lo que pudiera haber una asociación a las especies encontradas
en estas zonas que no se encuentran en las demás: los registros de cabra
corresponden a las poblaciones de ganado caprino correspondiente a las
comunidades de Lázaro Cárdenas y Carrizo Grande; las poblaciones de armadillo
suelen desplazarse por suelos arenosos y arcillosos y mantenerse en ambientes
perturbados (Ceballos y Oliva, 2005). En cuanto al tlacuache y rata, estos se
distribuyen por tierras bajas, lomeríos de bosques, cerca de ríos, arroyos, esteros,
114
zonas de matorral, tierras de cultivo y zonas suburbanas y suelen ser especies
oportunistas, es decir, que pueden ingerir una gran variedad de alimentos en función
de la disponibilidad de los recursos (Ceballos y Oliva, 2005). Se desconoce si los
registros de gato doméstico corresponden a individuos ferales o son pertenecientes a
hogares de Lázaro Cárdenas.
En cuanto a la población de zorrillo manchado, que sólo se detectó en la zona
1, podría entenderse como una población casi completamente aislada, ya que se les
preguntó a los pobladores sobre su existencia y estos no lo conocían. No obstante,
se conoce que la densidad poblacional de este, es de 5 individuos/km2 (Ceballos y
Oliva, 2005), nuestra población es de 6 individuos, por lo que se sugiere que sólo se
distribuye en un área 1.2 km2. Sin embargo, esto puede variar por la disponibilidad
de recursos.
Sólo se obtuvo registro de un individuo de puma, y esto puede coincidir con el
área de distribución de este. En estudios anteriores se ha demostrado que se puede
desplazar de entre 66 a 685 km2 para las hembras y de entre 152 a 826 km2 macho
(Ceballos y Oliva, 2005). Para poder confirmar la presencia de otros individuos de
esta especie es necesario seguir utilizando la técnica de fototrampeo durante más
tiempo, ya que esta especie habita casi todos los ecosistemas y suele desplazarse
de entre 5 a 40 km, esto implica salir del área de estudio.
Las especies ferales se encontraron en las tres zonas, se trata de
organismos que pertenecían a los pobladores de Lázaro Cárdenas y Carrizo Grande
que antes vivían en “El Carricito”, establecido en el corazón de la sierra, y que por
alguna razón se establecieron en dos diferentes poblados, dejando atrás al ganado
equino, tanto burros como caballos. Estas especies dejaron de ser domésticos y
volvieron a la vida silvestre. Referente al ganado bovino, que se registró en todas las
zonas de igual forma, esto se debe a la gran cantidad de corrales situados en
ranchos dentro de la sierra pertenecientes a ganaderos de las comunidades
aledañas o incluso a ganaderos que no viven ahí.
115
8.5. Distribución.
Se observó una mayor distribución poblacional en la zona 1. Esto puede
deberse a la mayor cantidad de estaciones con cuerpos de agua colocadas en esa
zona con respecto a las demás.
La distribución poblacional de las especies ferales en su mayoría en la zona 1,
puede deberse a la mayor disposición de agua encontrada en esa zona, y que por
ser organismos de gran tamaño necesitan una ingesta de 20 a 60 litros diarios de
agua, y de no encontrar agua, estos organismos la obtienen de su alimento, por lo
que deben forrajear aún más.
8.6. Patrón de actividad.
Se observó un patrón general de actividad nocturno/crepuscular para todas las
especies, es decir, una mayor actividad entre las 19:00 y 09:00 h. Esto es debido a
que la mayoría de los mamíferos son predominantemente nocturnos y coincide con
los resultados obtenidos de Srbek-Araujo y García (2005) y Lira-Torres y Briones-
Salas (2012).
Se logró observar que los tres tipos de especies evitaron toda actividad a
medio día, probablemente por las altas temperaturas que alcanza el sitio
generalmente durante la época de sequía. Se observa, un alto nivel de traslape
especies ferales y silvestres, que también se le pudiera adjudicar a los niveles altos
de temperatura durante el día; sin embargo, el patrón de actividad del ganado es
completamente diferente, lo que sugiere un desplazamiento de horario de actividad
para el ganado.
116
El patrón de actividad está relacionado con el tamaño corporal del organismo,
por ende, los animales más grandes, en este caso, los carnívoros y algunos
omnívoros, por sus requerimientos energéticos mayores, deben forrajear durante
más tiempo, por lo que son activos tanto de día como de noche; mientras que los
hábitos nocturnos de los animales pequeños se relacionan con la evasión del riesgo
de depredación, lo anterior ha sido descrito anteriormente por Van Schaik y Griffiths
(1996) y Monroy-Vilchis et al. (2011b). Sin embargo, en este estudio, se presenta un
alto traslape de carnívoros y omnívoros, lo que sugiere una competencia por
alimento de organismos más pequeños.
Según Monroy-Vilchis et al. (2011b), los hábitos nocturnos de los animales
pequeños se relacionan con la evasión del riesgo de depredación como lo muestran
las especies Sylvilagus cunicularius, Dasypus novemcinctus, Procyon lotor, Taxidea
taxus, Conepatus leuconotus, Mephitis macroura y Urocyon cinereoargenteus. Sin
embargo, la especie Lepus alleni mostró una mayor actividad durante el día, lo que
difiere con lo mencionado anteriormente por los autores citados, pero se conoce que
el patrón de actividad de esta especie es activa tanto de día como de noche.
El patrón de actividad de Lynx rufus está relacionado con su tamaño corporal y
su gremio alimenticio, y por sus requerimientos energéticos mayores, debe forrajear
durante más tiempo, por lo que es activo todo el día, prefiriendo, sin embargo, la
noche debido a la actividad de sus presas. El alto traslape que se observó entre Lynx
rufus y Equus africanus asinus puede deberse a que, si bien el burro pertenece a un
gremio diferente, ellos también deben forrajear durante más tiempo debido a su gran
tamaño, lo que los hace coincidir y tener un traslape mayor, en primer lugar con la
especie tope (lince) y posteriormente con otros carnívoros y omnívoros de mediano y
gran tamaño como coyote, zorra gris, pecarí y mapache.
La especie Bos primigenius taurus, que fue el ganado predominante, tuvo un
mayor traslape con el caballo, que es una especie feral hoy en día en el área, de
gran tamaño y comparte hábitos con casi todas las especies por su necesidad de
117
forrajeo. Se podría aseverar que la vaca por su gran tamaño tiene actividad durante
tanto en el día como en la noche, sin embargo, se le observa principalmente activa
de día y con un traslape muy pequeño con la especie de burro, lo que podría
suponerse como comportamiento territorial entre burros y vacas, aunque se les
registró juntos únicamente en ojos de agua. Asimismo, la vaca comparte altos
valores de traslape con las especies herbívoras venado y liebre, sin embargo, estas
especies no se distribuyen poblacionalmente de la misma forma, ya que como
observábamos el ganado bovino tiene una mayor distribución en la zona 2 y los
herbívoros silvestres en la zona 1, lo que podría sugerir un desplazamiento de
especies por competencia de recursos.
Ahora bien, se observó un mayor valor de traslape de la liebre con el coyote lo
que podría indicar la interacción que existe entre depredador-presa, como indica
Linkie y Ridout (2011). La especie de tejón tuvo un mayor traslape con el pecarí por
lo que podrían estar compitiendo por recursos alimenticios (Van Schaik y Griffiths,
1996; Monroy-Vilchis et al., 2011b).
8.7. Índice de abundancia relativa.
En la sierra Navachiste se obtuvo un índice de abundancia relativa general de
5.35 que, a nivel mundial, se encuentra muy por debajo del valor de IAR de Edwards
et al. (2016) de 21.22, esto puede atribuirse a que el estudio fue realizado en los
bordes de un parque nacional protegido, con clima árido y las estaciones en su
mayoría fueron colocadas en cuerpos de agua tanto naturales como artificiales y
permanentes, lo que dio lugar a una abundante cantidad de organismos carnívoros
(1,106) en tan solo 1,676 días/trampa. Por otro lado, comparándolo con García
(2014) se obtuvo un IAR mayor a este, esto se le puede atribuir a que en su estudio
no encontraron animales exóticos y usaron pocas estaciones con cuerpos de agua,
además que no utilizaron atrayentes.
118
A nivel nacional, nuestro valor de IAR general estuvo por encima de los
estudios comparados, y esto podría entenderse ya que ninguno de los últimos colocó
estaciones en cuerpos de agua, y a excepción de Gutiérrez (2008), ninguno registró
especies ferales en su área de estudio (Cortés, 2009; Monroy-Vilchis et al., 2011b;
Lira-Torres y Briones-Salas, 2012; Cruz-Jácome et al., 2015).
De igual manera, se obtuvo un mayor valor de IAR comparado con los
estudios más cercanos a nivel estatal, Rubio y Bárcenas (2010) y Pellegrini (2017), y
esto también puede ser atribuido a la gran cantidad de especies ferales obtenidas en
nuestro estudio, además de que ellos obtuvieron individuos crípticos, lo que reduce la
abundancia relativa general.
En nuestro estudio, al compararse los IAR generales de las zonas, no se
encontró diferencia significativa entre estos, y puede ser debido a que, a pesar de
que cada zona tiene sus características distintivas, al ser una sierra aislada de
ecosistemas similares a esta, cada especie tiene un área de desplazamiento,
dependiendo de qué tan limitada se encuentre por recursos, por lo tanto podrían
estar moviéndose dentro de toda la sierra Navachiste (Ceballos y Oliva, 2005).
Las estaciones con cuerpos de agua son más eficientes en la captura de
registros fotográficos ya que en ellos se encuentran mayores recursos alimenticios
proporcionados por el elemento vital, partiendo de una mayor concentración de
árboles y arbustos, donde se concentran en primera instancia los organismos
herbívoros, que a su vez, constituyen las principales presas de organismos
carnívoros y omnívoros (García, 2014; Edwards et al., 2015, 2016).
Referente a los tipos de especies encontrados, se observó de igual manera un
valor de IAR mayor a los estudios comparados. El área de estudio de Lizcano et al.
(2016) forma parte del Sistema Nacional de Áreas Protegidas del Ecuador, sin
embargo sus bosques naturales se encuentran fragmentados e inmersos en una
matriz agroecológica, por lo que se encuentran especies ferales y de ganado,
119
aunque en cantidades menores que nuestro estudio, que podría deberse a la falta de
estaciones con cuerpos de agua. Respecto a las especies de vida silvestre, nuestro
valor de IAR es mucho mayor que los estudios evaluados, y se le puede atribuir al
tamaño del área de estudio, así como al “confinamiento” que tienen las especies al
encontrarse alejadas de hábitats similares, por lo que pudieran estar generando un
mecanismo de defensa contra la erradicación del área por factores externos como
cacería y/o construcción de granjas acuícolas.
Por tipo de especie en el área de estudio, las de vida silvestre presentan un
mayor IAR, quiere decir que a pesar de la existencia y competencia de las especies
ferales y de ganado, aún son mayor en número las especies nativas.
Comparando individualmente cada zona, se observó que en la zona 1 hay
mayor abundancia de especies de vida silvestre, en la zona 2 existe una mayor
abundancia de vida silvestre que de ferales, pero no hay diferencias con el ganado y
para la zona 3 no hay diferencias entre los tipos. Lo cual indica que las especies
silvestres se mueven en toda la sierra Navachiste, sin embargo, son más abundantes
en la zona 1 al igual que las especies ferales, lo que indica una posible relación con
la cantidad de estaciones en cuerpos de agua y que coincide con su distribución
poblacional. Por otro lado, las especies de ganado son más abundantes en la zona 2,
que en las otras zonas, esto podría tener dos explicaciones, por una parte, pueden
estar siendo influenciadas por la manera de pastoreo indicado por los ganaderos del
área, que por medio de cercos cierran el paso al ganado; o bien, se podría estar
generando un desplazamiento entre tipo de especies y por competencia de recursos.
De manera general, los organismos herbívoros presentaron una menor
abundancia relativa, lo cual genera un panorama de alerta ya que generalmente
existe un mayor número de organismos herbívoros, esto debido a la posición en la
red trófica brindando alimento a los grandes carnívoros.
120
En la zona 1 no se observan diferencias estadísticas entre gremios, sin
embargo, en las zonas 2 y 3 existe una mayor abundancia relativa de carnívoros que
de herbívoros. Esto podría estar generando un desequilibrio en la red trófica de los
organismos en el área de estudio, lo cual pudiera estar originado por las especies de
ferales y de ganado, que como observamos anteriormente, tienen el mismo patrón de
actividad debido a que son herbívoras, pero están creando un posible
desplazamiento de especies entre las zonas, convirtiendo en vulnerable la población
y abundancia de estas (Álvarez-Romero y Medellín, 2005; Lizcano et al., 2016).
En la zona 1 se observa un panorama “normal” donde una de las especies
herbívoras es mayor en número a especies carnívoras, sin embargo, también se
puede ver la presencia de especies ferales y de ganado sin presentar diferencias
estadísticas, que podría significar la modificación del hábitat natural de las especies e
incluso incrementar la probabilidad de transmisión de enfermedades zoonóticas, lo
cual pondría en riesgo a la fauna silvestre y los asentamientos humanos de la zona
(Daszak et al., 2000; Álvarez-Romero y Medellín, 2005; Lizcano et al., 2016).
Dándole seguimiento a este problema, en la zona 2, el mamífero más abundante es
Bos primigenius taurus, y en la zona 3 no existen diferencias significativas entre las
especies, tanto ferales, ganado y silvestres, esto habla de un mal manejo de
especies introducidas que ya están igualando los números de las especies silvestres.
8.8. Latencia de detección inicial.
La zona 1 obtuvo una menor LDI y esto podría deberse a que fue la zona con
mayor cantidad de estaciones en cuerpos de agua, que a su vez fue el sitio con
menor LDI que los senderos, ya que el agua es un recurso crítico es temporada de
sequía y genera que los organismos se desplacen hacia donde el recurso se
encuentra como afirman García (2014) y Edwards et al. (2015).
121
El tipo de especie que tardó menos en ser detectada por una trampa cámara
fueron las especies ferales, esto puede ser a causa de su patrón de actividad que las
hace estar activas durante todo el día, regresando a las estaciones en menor tiempo.
Estos resultados difieren con los de García (2014) ya que el autor observó a los
mamíferos pequeños (<10 kg) con una LDI menor.
La zona que detectó primero a una especie feral fue la zona 1, lo mismo para
las especies silvestres; en cambio, la zona 2 fue la zona que detectó primero a una
especie de ganado, lo que indica una mayor actividad de estos organismos en esta
zona.
De los mamíferos silvestres, por gremio trófico, los primeros en ser detectados
fueron los carnívoros, que de igual manera, puede ser atribuido a su patrón de
actividad por su necesidad de forrajeo constante.
De las especies registradas, a nivel general, Dasypus novemcinctus fue la
primer especie en visitar las estaciones, que coincide con su alta abundancia relativa
y su patrón de actividad, como lo observa Lizcano et al. (2016). La especie que visitó
por primera vez las trampas cámara en la zona 1, fue Equus ferus caballus; en la
zona 2, Conepatus leuconotus fue la primera en registrarse, esto coincide con García
(2014), que aunque no en la misma especie, sí en el género; y en la zona 3, la
primera en registrarse fue Urocyon cinereoargenteus. Estos resultados coinciden con
los patrones de actividad de estas especies ya que se encuentran en búsqueda de
alimento constantemente, debido a su gremio alimenticio y su tamaño corporal.
8.9. Latencia general.
Conforme al tipo de especie a nivel general, las especies ferales y de ganado
regresan a las estaciones en periodos más cortos de tiempo, debido a su abundancia
122
relativa y sus patrones de actividad que las hacen desplazarse por toda el área
durante casi todo el día en busca de alimento.
Según el gremio trófico a nivel general entre especies silvestres, no existen
diferencias estadísticas entre ellos, lo que sugiere que los organismos se mueven y
están activos de igual forma.
Las especies Bos primigenius taurus y Equus africanus asinus mostraron una
menor latencia que Mephitis macroura y dos especies herbívoras Odocoileus
virginianus y Sylvilagus cunicularius, lo que como se mencionó, sugiere un
desplazamiento en cuanto a patrones de actividad y distribución poblacional.
123
9. CONCLUSIONES.
Se realizó el primer inventario mastofaunístico de la ANP sierra Navachiste,
donde se registraron dos especies protegidas por la NOM-059-SEMARNAT-201,
Lepus alleni y Taxidea taxus.
Se encontraron dos especies como indicadores biológicos: Lynx rufus y Puma
concolor.
Con respecto a los felinos, el conocimiento local y el fototrampeo confirman
que el lince es la especie más abundante.
El conocimiento local menciona la presencia de otros felinos en la zona como
la Panthera onca, Leopardus pardalis, Leopardus wiedii y Puma yagouaroundi; sin
embargo, al momento no se ha podido confirmar con la técnica de fototrampeo.
Los índices ecológicos arrojan resultados que indican posiblemente un
impacto de las especies ferales y ganaderas, así como la cacería furtiva, sobre las
especies silvestres.
Habla sobre las especies no reportadas, creo que el zorrillo era uno.
Dada la importancia ecológica y el nivel de amenaza que podría tener el ANP
sierra Navachiste, es necesario darle un seguimiento al monitoreo de mastofauna
para poder elaborar a corto plazo un plan de manejo y conservación adecuado.
124
10. INFORMACIÓN ADICIONAL.
Durante este mismo periodo de estudio, se encontraron siete órdenes, diez
familias, 14 géneros y 16 especies de aves (fig. 32). De las cuales, tres se
encuentran Sujetas a protección especial (Pr), una como Amenazada (A) y una En
peligro de extinción (P), de acuerdo con la NOM-059-SEMARNAT-2010; y según lo
que dicta la IUCN 2017, todas las especies de aves se ubican dentro de la categoría
de Preocupación menor (LC) (Cuadro 33).
Cuadro 33. Especies de aves registradas por las trampas-cámara en el Área Natural Protegida Sierra Navachiste, Sinaloa.
Orden Familia Género Especie Nombre común NOM-059-
SEMARNAT-2010
UICN
Accipitriformes Accipitridae
Buteo jamaicensis Alcón cola roja Pr LC
Accipiter cooperii Alcón Cooper Pr LC
Buteo nitidus Gavilán gris - LC
Cathartidae Cathartes aura Zopilote - LC
Passeriformes
Cardinalidae Cardinalis cardinalis Cardenal Pr LC
Mimidae Mimus polyglottos Cenzontle - LC
Fringillidae Carpodacus mexicanus Pinzón mexicano P LC
Galliformes Odontophoridae Callipepla gambelii Codorniz - LC
douglasii Codorniz cresta
dorada - LC
Cuculiformes Cuculidae Geococcyx californianus Correcaminos - LC
Falconiformes Falconidae Caracara cheriwey Caracara - LC
Columbiformes Columbidae
Zenaida asiatica Paloma ala blanca - LC
macroura Paloma huilota - LC
Patagioenas flavirostris Paloma morada - LC
Columbina passerina Tortolita A LC
Caprimulgiformes Caprimulgidae Chordeiles acutipennis Tapacaminos - LC
NOM-059-2010: A= Amenazada, Pr= Sujeta a protección especial, P= En peligro de extinción. UICN: LC=Preocupación menor.
125
126
Figura 59. Especies de aves registradas por las trampas cámara. A) Buteo jamaicensis, B) Accipiter cooperii, C) Buteo nitidus, D) Cathartes aura, E) Cardinalis cardinalis, F) Mimus polyglottos, G) Carpodacus mexicanus, H) Callipepla gambelii, I) Callipepla douglasii, J) Geococcyx californianus, K) Caracara cheriwey, L) Zenaida asiática, M) Zenaida macroura, N) Patagioenas flavirostris, Ñ) Columbina passerina, O) Chordeiles acutipennis.
127
11. BIBLIOGRAFÍA.
Aguilar, R. 2014. Estimación de la Diversidad de Murciélagos del Área Natural
Protegida Sierra de Navachiste y su Relación con la Presencia del Virus de la Rabia.
Tesis de Maestría. Medio Ambiente. Centro Interdisciplinario de Investigación para el
Desarrollo Integral Regional, Instituto Politécnico Nacional. Sinaloa, México. 128 pp.
Aichi, 2011. Conference of the Parties Decision X/2: Strategic plan for biodiversity
2011-2020., in: Diversity, C.o.B. (Ed.).
Álvarez-Romero, J. y Medellín, R. 2005. Equus asinus. En: (Eds), Vertebrados
superiores exóticos en México: diversidad, distribución y efectos potenciales. Instituto
de Ecología, Universidad Nacional Autónoma de México. Bases de datos SNIB-
CONABIO. Proyecto U020. México. D.F., pp
Álvarez, M., Córdoba, S., Escobar, F., Fagua, G., Gast, F., Mendoza, H., Ospina, M.,
Umaña, A. y Villareal, H. 2006. Manual de métodos para el desarrollo de inventarios
de biodiversidad. Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von
Humboldt, Ramos López Editorial, pp.
Andelman, S. y Fagan, W. 2000. Umbrellas and flagships: Efficient conservation
surrogates or expensive mistakes? Proceedings of the National Academy of
Sciences. 97: 5954-5959.
Angermann, R., Flux, J., Chapman, J. y Smith, A. 1990. Lagomorph classification.
En: Chapman, J., Flux, J. (Eds), Rabbits, Hares and Pikas. Status Survey and
Conservation. Action Plan. International Union for Conservation of Nature and Natural
Resources, Gland, Suiza, pp 7-13.
Aranda, J. 2012. Manual para el rastreo de mamíferos silvestres de México. Primera
edición. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad
(CONABIO). México, 260 pp.
128
Aschoff, J. 1964. Survival value of diurnal rhythms. Symp. Zool. Soc. London. 13: 79-
98.
Ávalos, O. 2007. Bombyliidae (Insecta: Diptera) de Quilamula en el Área de Reserva
Sierra de Huautla, Morelos, México. Acta Zoológica Mexicana (n. s.). 23(1): 139-169.
Azuara, D. 2005a. Estimación de abundancia de mamíferos terrestres en un área de
la selva Lacandona, Chiapas. Tesis de Licenciatura. Facultad de Ciencias.
Universidad Nacional Autónoma de México. México. pp.
Azuara, S. 2005b. Estimación de abundancia de mamíferos terrestres en un área de
la Selva Lacandona, Chiapas. Tesis de Licenciatura, Facultad de Ciencias, UNAM.
pp.
Bailey, L., Hines, J., Nichols, J. y MacKenzie, D. 2007. Sampling design trade-offs in
occupancy studies with imperfect detection: examples and software. Ecological
Applications. 17(1): 281-290.
Bakker, R. 1971. Dinosaur physiology and the origin of mammals. Evolution. 25: 636-
658.
Baum, K., Haynes, K., Dillemuth, F. y Cronin, J. 2004. The matrix enhances the
effectiveness of corridors and stepping stones. Ecology. 85(10): 2671-2676.
Berger, J. 1997. Population constraints associated with the use of black rhino as an
umbrella species for desert herbivores. Conservation Biology. 11: 69-78.
Breckheimer, I., Haddad, N., Morris, W., Trainor, A., Fields, W., Jobe, R., Hudgens,
B., Moody, A. y Walters, J. 2014. Defining and Evaluating the Umbrella Species
Concept for Conserving and Restoring Landscape Connectivity. Conservation
Biology. 28(6): 1584-1593.
129
Butchart, S., Akcakaya, R., Kennedy, E. y Milton-Taylor, C. 2006. Biodiversity
Indicators Based on Trends in Conservation Status: Strengths of the IUCN Red List
Index. Conservation Biology. 20: 579-581.
Calabuig, G., Serrano, A. y Tíscar, M. 2005. Nuevas citas de Arrui Ammotragus
lervia (Pallas, 1777) en el Parque Natural de las sierras de Cazorla, Segura y Las
Villas: obtención mediante encuestas. Galemys. 17: 3-14.
Carignan, V. y Villard, M. 2002. Selecting indicator species to monitor ecological
integrity: A review. Environmental Monitoring and Assessment. 78: 45-61.
Caro, T. 2003. Umbrella species: critique and lessons from East Africa. Animal
Conservation. 6: 171-181.
Caro, T., Engilis, A., Fitzherbert, E. y Gadner, T. 2004. Preliminary assessment on
the flagship species concept at a small scale. Animal Conservation. 7: 63-70.
Caro, T. y O'Doherty, G. 1999. On the use of surrogate species in conservation
biology. Conservation Biology. 13: 805-814.
Carrillo, E., Wong, G. y Cuarón, A. 2000. Monitoring mammal populations in Costa
Rica protected areas under different hunting restrictions. Conservation Biology. 14
(6): 1561-1580.
Castro-Arellano, I., Madrid-Luna, C., Lacher, T. y León-Paniagua, L. 2008. Hair-Trap
efficacy for detecting mammalian carnivores in the tropics. The Journal of Wildlife
Management. 72: 1405-1412.
Ceballos, G. y Brown, J. 1995. Global patterns of mammalian diversity, endemism,
and endangerment. Conservation Biology. 9: 559-568.
130
Ceballos, G. y Miranda, A. 2000. Guía de campo de los Mamíferos de la Costa de
Jalisco, México. Fundación Ecológica Cuixmala, A.C. México, pp.
Ceballos, G. y Navarro, D. 1991. Diversity and conservation of Mexican mammals.
En: Mares, M., Schmidly, D. (Eds), Topics in Latin American Mammalogy: History,
Biodiversity, and Education. Univerisity of Oklahoma Press, Norman, Oklahoma, pp
167-198.
Ceballos, G. y Oliva, G., coords. 2005. Los mamíferos silvestres de México. Primera
edición. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad
(CONABIO). Fondo de Cultura Económica. México, 981 pp.
Cifuentes-Lemus, J. y Gaxiola-López, J. 2002. Atlas de la Biodiversidad de Sinaloa.
Edición Ilustrada. El Colegio de Sinaloa. 442 pp.
Clauset, A. y Erwin, D. 2008. The evolution and distribution of species body size.
Science. 321: 399-401.
Colwell, R., Xuan, C. y Chang, J. 2004. Interpolando, extrapolando y comparando las
curvas de acumulación de especies basadas en su incidencia. Ecology. 85(10):
2717-2727.
CONANP 2009. Estrategia nacional para un desarrollo sustentable del turismo y la
recreación en las Áreas Protegidas De México.
Cortés, M. 2009. Diversidad de mamíferos medianos y grandes en dos sitios con
diferente grado de conservación en La Venta, Juchitán, Oaxaca. Tesis de Maestría
en Ciencias en Conservación y Aprovechamiento de Recursos Naturales. Centro
Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional Unidad
Oaxaca. 46 pp.
131
Cruz-Jácome, O., López-Tello, E., Delfín-Alfonso, C.A. y Mandujano, S. 2015.
Riqueza y abundancia relativa de mamíferos medianos y grandes en una localidad
en la Reserva de la Biosfera Tehuacán-Cuicatlán, Oaxaca, México. THERYA. 6 (2):
435-448.
Cuarón, A.D. 2002. A global perspective on habitat disturbance and tropical rainforest
mammals. Conservation Biology. 14: 1574-1574.
Cuttler, T. y Swann, D. 1999. Using remote photography in wildlife ecology: a review.
Wildlife Society Bulletin. 27: 571-581.
Challenger, A. 1998. Utilización y conservación de los ecosistemas terrestres de
México. En: (Eds), Pasado, presente y futuro. México: CONABIO-UNAM-Sierra
Madre, pp
Chapman, J. y Ceballos, G. 1990. The Cottontails. En: Chapman, J., Flux, J. (Eds),
Rabbits, Hares ans Pikas. Status Survey and Conservation. Action Plan. International
Union for Conservation of Nature and Natural Resources, Gland, Suiza, pp 95-110.
Chávez, C., De la Torre, A., Bárcenas, H., Medellín, R., Zarza, H. y Ceballos, G.
2013. Manual de fototrampeo para estudio de fauna silvestre. El jaguar en México
como estudio de caso. Alianza WWF-Telcel, Universidad Nacional Autónoma de
México. México, pp.
Chávez com. pers., C., 2017.
Dale, V. y Beyeler, S. 2001. Challenges in the development and use of ecological
indicators. Ecological Indicators. 1: 3-10.
Dalerum, F., Somers, M., Kunkel, K. y Cameron, E. 2008. The potential for large
carnivores to act as biodiversity surrogates in southern Africa. Biodiversity and
Conservation. 17: 2939-2949.
132
Daszak, P., Cunningham, A.A. y Hyatt, A.D. 2000. Emerging infectious diseases of
wildlife-threats to biodiversity and human health. Science. 287: 443-449.
Di Bitetti, M., Paviolo, A., De Angelo, C. y Di Blanco, Y. 2008. Local and continental
correlates of the abundance of a neotropical cat, the ocelot (Leopardus pardalis).
Journal of Tropical Ecology. 24: 189-200.
Dillon, A. y Kelly, M. 2007. Ocelot Leopardus pardalis in Belize: the impact of trap
spacing and distance moved on density estimates. Oryx. 41: 469-477.
Dinata, Y., Nugroho, A., Haidir, I. y Linkie, M. 2008. Camera trapping rare and
threatened avifauna in west-central Sumatra. Bird Conservation. 18: 30-37.
Downes, S. 2001. Trading heat and food for safety: costs of predator avoidance in a
lizard. Ecology. 82: 2870-2881.
Du Preez, B., Loveridge, A.J. y Macdonald, D.W. 2014. To bait or not to bait: A
comparison of camera-trapping methods for estimating leopard Panthera pardus
density. Biological Conservation. 176: 153-161.
Dyer, M., Seastedt, T. y Turner, C. 1993. Herbivory and its consequences. Ecological
Applications. 3: 654-665.
Edwards, S., Gange, A.C. y Wiesel, I. 2015. Spatiotemporal resource partitioning of
water sources by African carnivores on Namibian commercial farmlands. Journal of
Zoology. 297: 22-31.
Edwards, S., Gange, A.C. y Wiesel, I. 2016. An oasis in the desert: The potential of
water sources as camera trap sites in arid environments for surveying a carnivore
guild. Journal of Arid Environments. 124: 304-309.
133
Ehrlich, P. y Ceballos, G. 1997. Población y medio ambiente: ¿qué nos espera?
Ciencia. 48(4): 19-30.
Favreau, J., Drew, A., Hess, G., Rubino, M., Koch, F. y Eschelbach, K. 2006.
Recommendations for assessing the effectiveness of surrogate species approaches.
Biodiversity and Conservation. 15: 3949-3969.
Fleishman, E., Murphy, D. y Blair, R. 2001. Selecting effective umbrella species.
Conservation Biology Pract. 2: 17-23.
Flux, J. y Angermann, R. 1990. The hares and jackrabbits. En: Chapman, J., Flux, J.
(Eds), Rabbits, Hares and Pikas. International Union for the Conservation of Nature
and Natural Resources, Gland, Suiza, pp 61-94.
Frey, S., Fisher, J., Burton, A. y Volpe, J. 2017. Investigating animal activity patterns
and temporal niche partitioning using camera-trap data: challenges and opportunities.
Remote Sensing in Ecology and Conservation. 3(3): 123-132.
Gallina, S. y López-González, C., 2011. Manual de técnicas para el estudio de la
fauna, Universidad Autónoma de Querétaro-Instituto de Ecología, A. C. Querétaro,
México, p. 377.
García, A. 2014. Patrones de actividad de mamíferos mayores y una comparación de
metodologías con cámaras trampa en el Bosque Seco Ecuatorial de Lambayeque.
Tesis de Licenciatura. Universidad Nacional de Piura. Perú. 59 pp.
Geldmann, J., Barnes, M., Coad, L., Craigie, I., Hockings, M. y Burgess, N. 2013.
Effectiveness of terrestrial protected areas in reducing habitat loss and population
declines. Biological Conservation. 161: 230-238.
Goldman, J. 2013. You’ll Never Guess How Biologists Lure Jaguars To Camera
Traps (Actualizado: 2017). Disponible en:
134
https://blogs.scientificamerican.com/thoughtful-animal/youe28099ll-never-guess-how-
biologists-lure-jaguars-to-camera-traps/. Fecha de acceso: Febrero de 2017
Gómez, J. 1977. Introducción al muestreo. Tesis de Maestría en Ciencias. Colegio de
Postgraduados. Escuela Nacional de Agricultura. Chapingo, México. 267 pp.
González-Maya, J., Víquez-R., L., Belant, J. y Ceballos, G. 2015. Effectiveness of
Protected Areas for Representing Species and Populations of Terrestrial Mammals in
Costa Rica. PLoS ONE. 10(5): 1-16.
González-Oreja, J., Fuente-Díaz-Ordaz, A., Hernández-Santín, L., Buzo-Franco, D. y
Bonache-Regidor, C. 2010. Evaluación de estimadores no paramétricos de la riqueza
de especies. Un ejemplo con aves en áreas verdes de la ciudad de Puebla, México.
Animal Biodiversity and Conservation. 33(1) (31-45):
Granados-Sánchez, Ruíz-Puga, P. y Barrera-Escorcia, H. 2008. Ecología de la
herbivoría. Revista Chapingo Serie Ciencias Forestales y del Ambiente. 14(1): 51-63.
Gutiérrez, C. 2008. La comunidad de carnívoros en dos tipos de vegetación de la
zona semiárida de Cadereyta, Qro. Tesis de Maestría en Ciencias. Instituto de
Ecología, A.C. 119 pp.
Harrison, R. 1997. Chemical attractants for Central American felids. Wildlife Society
Bulletin. 25: 93-97.
Henschel, P. y Ray, J., 2003. Leopards in African rainforests: survey and monitoring
techniques. Wildlife Conservation Society, New York.
Herrera, A.L. 1890. Notas acerca de los vertebrados del Valle de México. La
Naturaleza 2a. Serie. 1: 299-342.
135
Hitt, N. y Frissell, C. 2004. A case study of surrogate species in aquatic conservation
planning. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems. 14: 625-633.
Isasi-Catalá, E. 2012. Estudio del estado de conservación del yaguar (Panthera
onca) en el Parque Nacional Guatopo. Tesis de Doctorado. Universidad Simón
Bolívar. Sartenejas, Venezuela. pp.
IUCN, I.U.f.C.o.N.a.N.R. 2008. IUCN Red List of Threatened Species (Actualizado:
Disponible en: Fecha de acceso:
Jackson, R., Roe, J., Wangchuck, R. y Hunter, D., 2005. Surveying snow leopard
populations with emphasis on camera trapping: a handbook., The Snow Leopard
Conservancy, Sonoma, California.
Jenks, K., Chanteap, P., Damrongchainarong, K., Cutter, P., Redford, T., Lynam, A.,
Howard, J. y Leimgruber, P. 2011. Using relative abundance indices from camera-
trapping to test wildlife conservation hypotheses - an example from Khao Yai National
Park, Thailand. Tropical Conservation Science. 4 (113-131):
Jiménez-Valverde, A. y Hortal, J. 2003. Las curvas de acumulación de especies y la
necesidad de evaluar la calidad de los inventarios biológicos. Revista Ibérica de
Aracnología. 8: 151-161.
Karanth, K., Chundawat, R., Nichols, J. y Kumar, N. 2004. Estimation of tiger
densities in the tropical dry forests of Panna, Central India, using photographic
capture-recapture sampling. Animal Conservation. 7: 285-290.
Karanth, K. y Nichols, J. 1998. Estimation of tiger densities in India using
photographic captures and recaptures. Ecology. 79: 2852-2862.
136
Karanth, K., Srivathsa, A., Vasudev, D., Puri, M., Parameshwaran, R. y Kumar, N.
2017. Spatio-temporal interactions facilitate large carnivore sympatry across a
resource gradient. Proceedings Royal Society B. 284: 20161860.
Karanth, K.U. 1995. Estimating Tiger Panthera-Tigris Populations from Camera-Trap
Data Using Capture-Recapture Models. Biological Conservation. 71 (3): 333-338.
Karanth, K.U. y Nichols, J. 2002. Monitoring tigers and their prey. A manual for
researchers, managers and conservationist in tropical Asia. . Wildlife Studies.
Kays, R., Parsons, A., Baker, M., Kalies, E., Forrester, T., Costello, R., Rota, C.,
Millspaugh, J. y McShea, W. 2016. Does hunting or hiking affect wildlife communities
in protected areas? Journal of Applied Ecology. 1-11.
Kays, R.W. y Slauson, K.M. 2008. Remote Cameras. Noninvasive survey methods
for carnivores.: 110-140.
Kelly, M., Noss, A., Di Bitetti, M., Maffei, L., Arispe, R., Paviolo, A., De Angelo, C. y
Di Blanco, Y. 2008. Estimating puma densities from camera trapping across three
study sites: Bolivia, Argentina and Belize. Journal of Mammalogy. 89: 408-418.
Krausman, P. 2002. Introduction to wildlife management. Nueva Jersey, EEUU, pp.
LaBarbera, M. 1989. Body size as a factor in ecology and evolution. Annual Review
of Ecology and Systematics. 20: 97-117.
Lambert, J. y Carr, M. 1998. The Paseo Pantera Project: A case study using GIS to
improve continental-scale conservation planning. En: Savitsky BG, L.T. (Eds), GIS
Methodologies for Developing Conservation Strategies: Tropical Forest Recovery and
Wildlife Management in Costa Rica. Columbia University Press. Nueva York, EEUU,
pp 138-148.
137
Landres, P., Verner, J. y Thomas, J. 1988. Ecological uses of vertebrate indicator
species: A critique. Conservation Biology. 2: 316-328.
Linkie, M. y Ridout, M. 2011. Assessing tiger–prey interactions in Sumatran
rainforests. Journal of Zoology. 284: 224-229.
Lira-Torres, I. y Briones-Salas, M. 2012. Abundancia relativa y patrones de actividad
de los mamíferos de los Chimalapas, Oaxaca, México. Acta Zoológica Mexicana (n.
s.). 28 (3): 566-585.
Liu, X.H., Wu, P.F., Songer, M., Cai, Q., He, X.B., Zhu, Y. y Shao, X.M. 2013.
Monitoring wildlife abundance and diversity with infra-red camera traps in
Guanyinshan Nature Reserve of Shaanxi Province, China. Ecological Indicators. 33:
121-128.
Lizcano, D., Cervera, L., Espinoza-Moreira, S., Poaquiza-Alva, D., Parés-Jiménez, V.
y Ramírez-Barajas, P. 2016. Riqueza de mamíferos medianos y grandes del Refugio
de vida silvestre marina y costera Pacoche, Ecuador. THERYA. 7 (1): xxx-xxx.
Lozano, L. 2010. Abundancia relativa y distribución de mamíferos medianos y
grandes en dos coberturas vegetales en el Santuario de Fauna y Flora Otún
Quimbaya mediante el uso de cámaras trampa. Tesis de Licenciatura en Biología.
Facultad de Ciencias. Pontificia Universidad Javeriana. 43 pp.
Luebert, F. y Becerra, P. 1998. Representatividad vegetacional del Sistema
Nacional de Áreas Silvestres Protegidas del Estado (Snaspe) en Chile. Ambiente y
Desarrollo. 16 (2): 62-69.
Luja, V., Navarro, C., Torres, L., Cortés, M. y Vallarta, L. 2017. Small Protected
Areas as Stepping-Stones for Jaguars in Western Mexico. Tropical Conservation
Science. 10: 1-8.
138
Lynam, A. 2002. Métodos de trabajo de campo para definir y proteger poblaciones de
gatos grandes: los tigres indochinos como un estudio de caso. En: Económica, F.d.C.
(Eds), El jaguar en el nuevo milenio: una evaluación de su estado, detección de
prioridades y recomendaciones para la conservación de los jaguares en América.
Wildlife Conservation Society, Universidad Nacional Autónoma de México, pp 55-71.
Llaneza, L. 2005. Distribución y aspectos poblacionales del lobo ibérico (Canis lupus
signatus) en las provincias de Pontevedra y A Coruña (Galicia). Galemys. 17: 61-80.
MacArthur, R.H. y Wilson, E.O. 1967. The Theory of Island Biogeography. Princeton
University Press. 224 pp.
Madoz, P. 1848. Diccionario geográfico-estadístico de España y sus posesiones de
ultramar. Madrid, pp.
Maffei, L., Cuéllar, E. y Noss, A. 2004. One thousand jaguars in Bolivia’s Chaco?
Camera trapping in the Kaa-Iya National Park. Journal of Zoology of London. 262:
295-304.
Maffei, L., Cuellar, E. y Noss, J. 2002. Uso de trampas cámara para la evaluación de
mamíferos en el ecotono Chaco-Chiquitanía. Revista boliviana de ecología y
conservación ambiental. 11: 55-65.
Maffei, L., Polisar, J., Noss, A., García, R. y Moreira, J. 2011. Perspectives from ten
years of jaguar (Panthera onca) camera trapping in Mesoamerica / Perspectivas de
diez años de estudios con trampas cámara de jaguares (Panthera onca) en
Mesoamérica. Mesoamericana. 15(1): 49-59.
Martínez-Calderas, J., Rosas-Rosas, O., Martínez-Montoya, J., Tarango-Arámbula,
L., Clemente-Sánchez, F., Crosby-Galván, M. y Sánchez-Hermosillo, M. 2011.
Distribución del ocelote (Leopardus pardalis) en San Luis Potosí, México. Revista
Mexicana de Biodiversidad. 82: 997-1004.
139
Martins, N. 2009. Padronização de um protocolo para a extração de DNA a partir de
pêlos e individualização de amostras de pêlos de onça-parda (Puma concolor)
obtidos por meio de armadilhas não invasivas. Tesis de Monografia. Universidade
Federal de São Carlos, São Carlos, SP, Brasil. pp.
McDaniel, G., McKelvey, K., Squires, J. y Ruggiero, L. 2000. Efficacy of lures and
hair snares to detect lynx. Wildlife Society Bulletin. 28(1): 119-123.
Medellín, R., Azuara, D., Maffei, L., Zarza, H., Bárcenas, H., Cruz, E., Legaria, R.,
Lira, I., Ramos-Fernández, G. y Ávila, S. 2006. Censos y monitoreos. En: Chávez,
C., Ceballos, G. (Eds), Memorias del primer simposio “El jaguar mexicano en el siglo
XXI: situación actual y manejo”. Conabio, Alianza WWF-Telcel y Universidad
Nacional Autónoma de México., México., pp 25-35.
Mejía-Correa, S. y Díaz-Martínez, J. 2009. Primeros registros e inventario de
mamíferos grandes y medianos en el Parque Nacional Munchique, Colombia.
Mesoamericana. 13(3): 7-22.
Mesa-Zavala, E., Álvarez-Cárdenas, S., Galina-Tessaro, P., Troyo-Diéguez, E. y
Guerrero-Cárdenas, I. 2012. Vertebrados terrestres registrados mediante foto-
trampeo en arroyos estacionales y cañadas con agua superficial en un hábitat
semiárido de Baja California Sur, México. Revista Mexicana de Biodiversidad. 83:
235-245.
Meyer, N.F.V., Esser, H.J., Moreno, R., van Langevelde, F., Liefting, Y., Oller, D.R.,
Vogels, C.B.F., Carver, A.D., Nielsen, C.K. y Jansen, P.A. 2015. An assessment of
the terrestrial mammal communities in forests of Central Panama, using camera-trap
surveys. Journal for Nature Conservation. 26: 28-35.
Miller, B. y Rabinowitz, A. 2002. ¿Por qué conservar al jaguar? En: Económica,
F.d.C. (Eds), El jaguar en el nuevo milenio. Wildlife Conservation Society,
Universidad Autónoma de México, pp 647.
140
Mittermeier, R., Robles, P. y Goettsch, C. 1997. Megadiversidad. Los países
biológicamente más ricos del mundo. CEMEX, México.
Monjeau, J.A. 1999. El papel de los mamíferos en la conservación de áreas
naturales. Mastozoología Neotropical. 6 (1): 3-6.
Monroy-Vilchis, O., Rodríguez-Soto, C., Zarco-González, M. y Urios, V. 2007.
Distribución y uso de hábitat y patrones de actividad de puma y de jaguar en el
Estado de México. En: (Eds), Conservación y manejo del jaguar en México: estudios
de caso y perspectivas. Conabio, Alianza WWF-Telcel y Universidad Nacional
Autónoma de México, México, pp 59-70.
Monroy-Vilchis, O., Rodríguez, C., Zarco-González, M. y Urios, V. 2009. Cougar and
jaguar habitat use and activity patterns in Central México. Anim. Biol. 59: 145-157.
Monroy-Vilchis, O., Zarco-González, M., Ramírez-Pulido, J. y Aguilera-Reyes, U.
2011a. Diversidad de mamíferos de la Reserva Natural Sierra Nanchititla, México.
Revista Mexicana de Biodiversidad. 82: 237-248.
Monroy-Vilchis, O., Zarco-González, M., Rodríguez-Soto, C., Soria-Díaz, L. y Urios,
V. 2011b. Fototrampeo de mamíferos en la Sierra Nanchititla, México: abundancia
relativa y patrón de actividad. Rev. Biol. Trop. 59 (1): 373-383.
Moreira, J., García, R., McNab, R., Ruano, G., Ponce-Santizo, G., Mérida, M., Tut, K.,
Díaz, P., Gonzalez, E., Córdova, M., et al., 2011. Abundancia de jaguares y presas
asociadas al foto-trampeo en el sector oeste del Parque Nacional Mirador - Río Azul,
Reserva de Biosfera Maya. Technical Report, Wildlife Conservation Society,
Guatemala Program.
Navarro-Serment, C., Lopez-Gonzalez, C. y Gallo-Reynoso, J. 2005. Occurrence of
jaguar (Panthera onca) in Sinaloa, Mexico. The Southwestern Naturalist. 50 (1): 102-
106.
141
Nichols, J. 1992. Capture-recapture models: using marked animals to study
population dynamics. Bioscience. 42: 94-102.
Niemi, G. y McDonald, M. 2004. Application of ecological indicators. Annual Review
of Ecology, Evolution, and Systematics. 35: 89-111.
NOM-059-SEMARNAT, N.O.M., 2010. Protección ambiental-Especies nativas de
México de flora y fauna silvestres-Categorías de riesgo y especificaciones para su
inclusión, exclusión o cambio-Lista de especies en riesgo., Secretaría de Medio
Ambiente y Recursos Naturales. Diario Oficial.
Noss, R. 1990. Indicators for monitoring biodiversity: A hierarchical approach.
Conservation Biology. 4: 355-364.
Noss, R.F., Quigley, H.B., Hornocker, M.G., Merrill, T. y Paquet, P.C. 1996.
Conservation biology and carnivore conservation in the Rocky Mountains.
Conservation Biology. 10 (4): 949-963.
Núñez com. pers., R. 2018.
Ojasti, J. 2000. Manejo de fauna silvestre neotropical. Maryland, Estados Unidos, 290
pp.
Osuna, D., Prada, C., Herrero, J. y Marco, J. 2008. Distribución de los ungulados
silvestres en Aragón (2001-2005) determinada a partir de encuestas. Lucas Mallada.
13: 193-214.
Owen-Smith, N. 1998. How high ambient temperature affects the daily activity
and foraging time of subtropical ungulate, the greater kudu (Tragelaphus
strepsiceros). Journal of Zoology. 246: 183-192.
142
Pacheco, L.F., Guerra, J.F. y Ríos-Uzeda, B. 2003. Eficiencia de atrayentes para
carnívoros en bosques yungueños y praderas altoandinas en Bolivia. Mastozoología
Neotropical. 10(1): 167-176.
Paine, R. 1995. A conversation on refining the concept of keystone species.
Conservation Biology. 9: 962-964.
Parodi, A. 2015. Patrones de actividad e influencia del ciclo lunar en la actividad de
una comunidad animal del Parque Nacional del Manu. Tesis de Licenciado en
Biología. Facultad de ciencias y filosofia Alberto Cazorla Talleri. Universidad Peruana
Cayetano Heredia. Lima, Perú. pp.
Parrish, J., Braun, D. y Unnasch, R. 2003. Are we conserving what we say we are?
Measuring ecological integrity within protected areas. BioScience. 53: 851-860.
Payton, I., Fenner, M. y Lee, W. 2002. Keystone Species: the Concept and its
Relevance for Conservation Management in New Zealand. Science for Conservation
203. Department of Conservation. Wellington, New Zealand, 29 pp.
Pearson, O. 1959. A traffic survey of Microtus-Reithrodontomys runways. Journal of
Mammalogy. 40: 169-180.
Pineda, T. 2011. Armadilhas de pêlos como método de amostragem não-invasiva
para felídeos neotropicais: uma abordagem metodológica. Tesis de Setor de
Ciências Biológicas. Mestre em Ecologia e Conservação. Universidade Federal do
Paraná. 55 pp.
Plan Municipal de Desarrollo Guasave, S., 2011. Disponible en:
http://www.guasave.gob.mx/sitio/pmd.
Porras, L.P., Vazquez, L.-B., Sarmiento-Aguilar, R., Douterlungne, D. y Valenzuela-
Galván, D. 2016. Influence of human activities on some medium and large-sized
143
mammals’ richness and abundance in the Lacandon Rainforest. Journal for Nature
Conservation. 34 (Supplement C): 75-81.
PROFEPA 2009. Áreas Naturales Protegidas.
Pudyatmoko, S. 2017. Free-ranging livestock influence species richness, occupancy,
and daily behaviour of wild mammalian species in Baluran National Park, Indonesia.
Mammalian Biology - Zeitschrift für Säugetierkunde. 86 (Supplement C): 33-41.
Ramesh, T., Kalle, R. y Downs, C.T. 2016a. Predictors of mammal species richness
in KwaZulu-Natal, South Africa. Ecological Indicators. 60: 385-393.
Ramesh, T., Kalle, R., Rosenlund, H. y Downs, C.T. 2016b. Native habitat and
protected area size matters: Preserving mammalian assemblages in the Maputaland
Conservation Unit of South Africa. Forest Ecology and Management. 360: 20-29.
Ramsar 2018. La Lista de Humedales de Importancia Internacional. 53.
Ray, J. 2005. Large carnivorous animals as tools for conserving biodiversity:
Assumptions and uncertainties. En: Ray J, R.K., Steneck R, Berger J (Eds), Large
Carnivores and the Conservation of Biodiversity. Island Press. Washington, DC,
EEUU, pp 34-56.
Roberger, J. y Angelstam, P. 2004. Usefulness of the umbrella species concept as a
conservation tool. Conservation Biology. 18: 76-85.
Rocha, D.G., Ramalho, E.E. y Magnusson, W.E. 2016. Baiting for carnivores might
negatively affect capture rates of prey species in camera-trap studies. Journal of
Zoology. 300: 205-212.
144
Rodrigues, A. y Brooks, T. 2007. Shortcuts for biodiversity conservation planning:
The effectiveness of surrogates. Annual Review of Ecology, Evolution, and
Systematics. 38: 713-737.
Royama, T. 1959. A device of an auto-cinematic food-recorded. Ton. 15 (20-24):
Rubio, Y. y Bárcenas, H., 2010. Censo Nacional del Jaguar (Panthera onca) y sus
presas en San Ignacio, Sinaloa, México., p. 19.
Rumiz, D. Roles Ecológicos de los Mamíferos Medianos y Grandes. En: (Eds),
MAMÍFEROS MEDIANOS Y GRANDES DE BOLIVIA. pp
Salom-Pérez, R., Carrillo, E. y Saenz, J. 2007. Critical condition of the jaguar
(Panthera onca) population in Corcovado National Park, Costa Rica. Oryx. 41: 51-56.
Sánchez-Cordero, V., Botello, F., Flores-Martínez, J., Gómez-Rodríguez, R.,
Guevara, L., Gutiérrez-Granados, G. y Rodríguez-Moreno, A. 2014. Biodiversidad de
Chordata (Mammalia) en México. Revista Mexicana de Biodiversidad. 85: 496-504.
Sanderson, J. 2004. Protocolo para Monitoreo con Cámaras para Trampeo
Fotográfico. Tropical Ecology Assessment and Monitoring (TEAM) Initiative. The
Center for Applied Biodiversity Science (CABS). Conservación Internacional, USA.,
pp.
Sandoval-Serés, E., Reyna-Hurtado, R., Briceño-Méndez, M. y Cerda-Vega, R.
2016. Pond use and relative abundance of Tapirus bairdii in the Calakmul region,
Campeche, Mexico. THERYA. 7(1): 39-50.
Sargeant, G. y Douglas, J. 1997. Carnivore scent-station surveys: statistical
considerations. Proceeedings of the North Dakota Academy Of Science. 51: 102-104.
145
Saura, S., Bodin, Ö. y Fortin, M. 2014. Stepping stones are crucial for species’ long-
distance dispersal and range expansion through habitat networks. Journal of Applied
Ecology. 51(1): 171-182.
Schaller, G.B. y Crawshaw, P.G. 1980. Movement patterns of jaguar. Biotropica. 12:
161-168.
Schlexer, F. 2008. Attracting Animals to Detection Devices. En: Long, R., Mackay, P.,
Zielinski, W., Ray, J. (Eds), Noninvasive survey methods for carnivores. Island Press,
Washington, D.C., USA, pp 263-292.
Schmitz, O. 2008. Herbivory from individuals to ecosystems. Annual Review of
Ecology, Evolution, and Systematics. 39: 133-152.
SGGES., 2004. Secretaría General de Gobierno del Estado de Sinaloa. Decreto que
declara Área Natural Protegida de Jurisdicción Local, con el carácter de Zona Sujeta
a Conservación Ecológica, la región conocida como Navachiste.
Silver, S. 2004. Estimando la abundancia de jaguares mediante trampas-cámara.
Wildlife Conservation Society. 27.
Silver, S., Ostro, L., Marsh, L., Maffei, L., Noss, A., Kelly, M., Wallace, R., Gómez, H.
y Ayala, G. 2004. The use of camera traps for estimating jaguar Panthera onca
abundance and density using capture/recapture analysis. Oryx. 38: 148-154.
Simberloff, D. 1998. Flagships, umbrella, and keystones: Is single-species
management passé in the landscape era? Biological Conservation. 83: 247-257.
Soisalo, M. y Cavalcanti, S. 2006. Estimating the density of a jaguar population in the
Brazilian Pantanal using camera-traps and capture-recapture sampling in
combination with GPS radio-telemetry. Biological Conservation. 129: 487-496.
146
Srbek-Araujo, A.C. y García, A. 2005. Is camera trapping an efficient method for
surveying mammals in Neotropical forests? A case study in south-eastern Brazil.
Journal of Tropical Ecology. 21: 121-125.
Steneck, R. 2005. An ecological context for the role of large carnivores in conserving
biodiversity. En: Ray, J., Redford, K, Steneck, R, Berger, J (Eds), Large Carnivores
and the Conservation of Biodiversity. Island Press. Washington, DC, EEUU., pp 9-33.
Terborgh, J. 1992. Maintenance of diversity in tropical forests. Biotropica. 24: 283-
292.
Tobler, M., Carrillo-Percastegui, S., Pitman, R., Mares, R. y Powell, G. 2008a. An
evaluation of camera traps for inventoring large-and medium-sized terrestrial
rainforest mammals. Animal Conservation. 11: 169-178.
Tobler, M., Carrillo-Percastegui, S., Pitman, R., Mares, R. y Powell, G. 2008b.
Further notes on the analysis of mammals inventory data collected with camera traps.
Animal Conservation. 11: 187-189.
Trolle, M. y Kéry, M. 2001. Estimation of ocelot density in the Pantanal using
capture-recapture analysis of camera-trapping data. Journal of Mammalogy. 84: 607-
614.
Van Schaik, C.P. y Griffiths, M. 1996. Activity periods of indonesian rain forest
mammals. Biotropica. 28: 105-112.
Venter, O., Fuller, R., Segan, D., Carwardine, J., Brooks, T., Butchart, S., Di Marco,
M., Iwamura, T., Joseph, L., O'Grady, D., et al. 2014. Targeting Global Protected
Area Expansion for Imperiled Biodiversity. PLoS Biology. 12(6): 1-7.
147
Wakefield, S., Attum, O., Robinson, E. y Sandoka, M. 2008. Seasonal use of a
waterhole by Nubian ibex Capra nubiana (Artiodactyla: Bovidae). Mammalia. 72: 123-
125.
Walker, S., Novaro, A. y Nichols, J. 2000. Concideraciones para la estimación de
abundancia de poblaciones de mamíferos. Mastozoología Neotropical. 7: 73-80.
Wallace, R., Gómez, H., Ayala, G. y Espinoza, F. 2003. Camera trapping for jaguar
(Panthera onca) in the Tuichi valley, Bolivia. Journal of Neotropical Mammalogy. 10:
133-113.
Weaver, J.L., Paquet, P.C. y Ruggiero, L.F. 1996. Resilience and conservation of
large carnivores in the Rocky Mountains. Conservation Biology. 10 (4): 964-976.
Weckel, M., Giuliano, W. y Silver, S. 2006. Jaguar (Panthera onca) feeding ecology:
distribution of predator and prey through time and space. Journal of Zoology. 270: 25-
30.
Wilson, D., R., C., Nichols, J., Rudran, R. y Foster, M. 1996. Measuring and
monitoring biological diversity, standard methods for mammals. Tesis de Smithsonian
Institution Press. Washington y Londres. pp.
Wilson, D. y Reeder, D. 2005a. Mammal Species of the World. A Taxonomic and
Geographic Reference. The Johns Hopkins University Press, Baltimore. pp.
Wilson, D. y Reeder, D.e. 1993. Mammals Species of the World: a Taxonomic and
Geographic Reference. Segunda edición. Smithsonian Institution Press, Washington,
D.C., pp.
Wilson, D. y Reeder, M. 2005b. Mammal species of the world: a taxonomic and
geographic reference. Tercera edición. Johns Hopkins University Press, Baltimore.
2000 pp.
148
Willson, M. y Halupka, K. 1995. Anadromous fish as keystone species in vertebrate
communities. Conservation Biology. 9: 489-497.
Zhang, J., Hull, V., Ouyang, Z., Li, R., Connor, T., Yang, H., Zhang, Z., Silet, B.,
Zhang, H. y Liu, J. 2017. Divergent responses of sympatric species to livestock
encroachment at fine spatiotemporal scales. Biological Conservation. 209: 119-129.
149
12. ANEXOS.
Características de las estaciones en el área de estudio.
Zona Estación Ubicación geográfica Altitud Sitio
1
1 25° 30' 5"N, 108° 55' 18"O 11 Sendero
2 25° 30' 3"N, 108° 54' 27"O 9 Sendero
3 25° 30' 9"N, 108° 54' 29"O 0 Sendero
4 25° 30' 47"N, 108° 55' 20"O 0 Sendero
5 25° 30' 46"N, 108° 55' 3"O 0 Cuerpo de agua
6 25° 30' 32"N, 108° 55' 26"O 0 Sendero
7 25° 30' 51"N, 108° 56' 50"O 47 Echadero
8 25° 28' 18"N, 108° 55' 48"O 0 Cuerpo de agua
9 25° 29' 17"N, 108° 56' 9"O 13 Sendero
10 25° 30' 12"N, 108° 56' 49"O 0 Sendero
11 25° 31' 24"N, 108° 55' 35"O 17 Cuerpo de agua
12 25° 30' 35"N, 108° 55' 23"O 0 Cuerpo de agua
13 25° 30' 31"N, 108° 57' 58"O 0 Sendero
14 25° 31' 32"N, 108° 59' 38"O 0 Cuerpo de agua
15 25° 28' 23"N, 108° 55' 10"O 0 Sendero
16 25° 28' 44"N, 108° 55' 20"O 2 Sendero
2
1 25° 30' 48"N, 109° 4' 52"O 13 Sendero
2 25° 29' 45"N, 109° 4' 21"O 17 Sendero
3 25° 30' 27"N, 109° 3' 25"O 17 Sendero
4 25° 30' 40"N, 109° 3' 44"O 17 Sendero
5 25° 29' 59"N, 109° 2' 45"O 20 Sendero
6 25° 30' 21"N, 109° 2' 6"O 10 Sendero
7 25° 30' 40"N, 109° 1' 15"O 8 Sendero
8 25° 30' 31"N, 109° 1' 16"O 6 Sendero
10 25° 31' 5"N, 109° 0' 16"O 51 Sendero
12 25° 30' 36"N, 108° 59' 38"O 0 Sendero
13 25° 31' 43"N, 109° 0' 58"O 27 Sendero
14 25° 29' 11"N, 109° 3' 11"O 0 Sendero
15 25° 31' 11"N, 109° 5' 15"O 19 Sendero
3
1 25° 31' 44"N, 108° 55' 55" O 39 Sendero
3 25° 33' 0"N, 108° 56' 20"O 48 Sendero
4 25° 32' 56"N, 108° 56' 42"O 59 Sendero
5 25° 34' 48"N, 108° 55' 59"O 19 Cuerpo de agua
6 25° 34' 12"N, 108° 56' 24"O 31 Sendero
8 25° 33' 50"N, 108° 53' 35"O 11 Cuerpo de agua
9 25° 36' 25"N, 108° 53' 24"O 11 Sendero
10 25° 36' 32"N, 108° 55' 23"O 19 Sendero
12 25° 32' 17"N, 108° 53' 49"O 18 Sendero
13 25° 31' 52"N, 108° 58' 41"O 16 Sendero
14 25° 33' 0"N, 108° 58' 23"O 16 Sendero
15 25° 34' 16"N, 108° 58' 8"O 18 Sendero
top related