conceptos, criterios, y enfoques necesarios para desarrollar el ...

ENSAYO Rev. Bol. Ecol. 16: 73- 98, 2004
CONCEPTOS, CRITERIOS, Y ENFOQUES NECESARIOS
PARA DESARROLLAR EL MANEJO SOSTENIBLE DE FAUNA
SILVESTRE EN BOLIVIA
CONCEPTS, CRITERIA, AND MINDSETS NEEDED TO
DEVELOP SUSTAINABLE WILDLIFE MANAGEMENT IN
BOLIVIA
Damián I. Rumiz 1, 2 y Wendy R. Townsend 1
RESUMEN
La importancia de la fauna silvestre en los ecosistemas bolivianos debería ser una razón suficiente para que ésta sea incluida
en las estrategias de desarrollo. Si a eso sumamos el rol que la fauna tiene para la gente rural de las tierras bajas de Bolivia,
el manejo de fauna silvestre debería ser un componente clave de las actividades nacionales e internacionales de lucha contra
la pobreza. A fin de mejorar el entendimiento de este potencial, presentamos la historia, conceptos y criterios asociados con
el manejo de fauna. El manejo varía según las limitaciones y oportunidades ecológicas, biológicas y económicas de cada
escenario. Este documento discute modelos científicos para estimar el rendimiento máximo de la cosecha de fauna dentro
de los límites de sostenibilidad. Sin embargo, es necesario aclarar que sin la participación y el conocimiento de las comunidades
local los modelos permanecerán sólo a nivel académico. Presentamos experiencias principalmente de Latinoamérica, citamos
y revisamos una fuente considerable de material para quienquiera informarse más sobre manejo de fauna. Adicionalmente,
se presentan estándares internacionales para determinar la vulnerabilidad, las amenazas y la extinción de especies, con sus
páginas web de consulta correspondientes, para que los investigadores futuros puedan mantenerse actualizados. Finalmente,
damos recomendaciones para hacer del manejo de la fauna silvestre una propuesta viable para Bolivia.
ABSTRACT
The importance of wildlife to Bolivian ecosystems should be sufficient to plan for their inclusion in development strategies.
But if we add to that, the role that game has in the diets of rural people in lowland Bolivia, wildlife management should be
considered a key component of national and international anti poverty activities. To increase the understanding of this potential,
we present the history, definitions and concepts associated with wildlife management. Wildlife management differs according
to the ecological, biological, and economic restraints and opportunities at each scenario. The document discusses the scientific
models for estimating the Maximum Sustainable Yield (MSY) within the limitations of sustainability. However it is necessary
to clarify that without local knowledge and participation the models remain academic. As far as possible, experiences shared
are from Latin America and considerable source material is reviewed and cited. The international standards for determining
vulnerability, threats and extinction are presented with their corresponding web pages so future scholars can remain up to date
on the regulations. In total there is considerable source material for any that wish to inform themselves about wildlife management.
Finally, the paper makes recommendations for changes and activities to make wildlife management a viable proposition for
Bolivia.
1 Museo de Historia Natural Noel Kempff Mercado, Santa Cruz, Bolivia. E-mail wtownsend@fieldmuseum.org
2 Wildlife Conservation Society, Santa Cruz, Bolivia. E-mail drumiz@wcs.org
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
INTRODUCCIÓN
La diversidad biológica ha sido reconocida por su importancia
ecológica y económica como el tema central de la estrategia
nacional de desarrollo sostenible de Bolivia (MDSP, 2001).
En ella, la fauna silvestre se destaca por su valor actual para
la subsistencia de los pueblos indígenas del oriente boliviano
(p.e. TOWNSEND y RUMIZ este número) y por su valor
potencial en el biocomercio sostenible (MDSP, 2002). Sin
embargo, la planificación del uso sostenible de la fauna silvestre
y la generación de capacidades nacionales y locales para
dicho manejo están aún en una etapa incipiente (MÉRIDA,
2003).
El presente ensayo intenta responder a la escasez y
desconocimiento de la información disponible en Bolivia para
guiar el diseño e implementación de programas de manejo
sostenible de fauna. Con la experiencia ya acumulada en los
programas de vicuña y de lagarto, el desarrollo de la nueva
legislación sobre vida silvestre, y las recientes propuestas de
manejo de caza de subsistencia, aprovechamiento de loros,
cueros de taitetú y peni, peces de acuario, etc., pensamos
que éste era el momento adecuado para comenzar la discusión
y difusión de criterios técnicos sobre el tema. Esperamos que
profesionales locales, usuarios interesados y representantes
de oficinas de gobierno u ONGs que están involucrados en
programas de uso sostenible de recursos se beneficien de la
información e ideas esbozadas en este documento y
contribuyan a mejorarlas. Para ello, hacemos al principio una
reseña histórica sobre las actitudes humanas y usos de la
fauna silvestre con énfasis en Latinoamérica y definimos una
serie de conceptos útiles para el tratamiento del tema,
señalando las principales referencias bibliográficas y fuentes
de información disponibles. Luego discutimos algunos aspectos
de las especies y los hábitats que afectan el potencial de
manejo y examinamos opciones relevantes al escenario en
Bolivia. Finalmente, identificamos oportunidades y desafíos
nacionales para el desarrollo del manejo sostenible de fauna.
Historia del uso y actitudes hacia la vida silvestre
El uso de la fauna por los humanos se remonta al mismo
origen de la especie humana, cuando los cazadores /
recolectores obtenían alimento, abrigo y herramientas de los
animales silvestres y los consideraban parte integral de su
visión cosmogénica. Con la domesticación de animales y
plantas, la sedentarización y el crecimiento de la población
los humanos perdieron esta relación estrecha con la fauna
silvestre, pero no la necesidad de sus productos. La fauna
silvestre fue explotada a mayor escala para comercializar su
piel, carne o aceite, fue perseguida por los daños que causaba
al ganado y cultivos, y la cacería se transformó de una actividad
de subsistencia a una de deporte. Más negativa aún, la
creciente modificación de los hábitats naturales fue causando
la erradicación de muchas especies no adaptables a estos
nuevos ecosistemas.
Ante la degradación del ambiente natural y la disminución de
la fauna, la actitud de la sociedad industrializada también fue
cambiando y dió origen a ideas sobre ética, ecología y
economía que actualmente son relevantes en el manejo
forestal y de fauna. En Norteamérica, a fines de 1800, surgieron
corrientes de pensamiento ‘ecocéntricas’ que, como la de
John Muir, promovían la ‘preservación’ o protección estricta
de la naturaleza y que dieron origen a la creación de los
primeros parques nacionales en los Estados Unidos (SHAW
1985). A principios de 1900, Gifford Pinchot y Aldo Leopold
planteaban la ‘conservación’ como el uso múltiple de recursos
forestales a largo plazo, para el cual se aplican los conceptos
ecológicos y se busca el mantenimiento de valores ambientales
más amplios. Ellos sentaron las bases éticas y técnicas del
manejo forestal y del manejo de fauna con fines cinegéticos,
que impulsaron la creación de reservas para uso forestal,
caza deportiva y conservación de fauna en Norteamérica. De
todos modos, el enfoque de explotación ‘minera’ de la fauna,
que maximiza las ganancias inmediatas y que acaba en poco
tiempo con el recurso silvestre prevaleció hasta más allá de
la mitad del siglo veinte (PERLEY, 2000).
Aunque en el norte se empezaba a hablar de protección o
conservación, en Latinoamérica ocurría la explotación minera
de los recursos de flora y fauna impulsada por los mercados
de Norteamérica y Europa. Después de la casi exterminación
del cocodrilo de la costa (Crocodylus acutus) y el del Orinoco
(C. intermedius) en Colombia y Venezuela entre 1940 y 1950,
le siguió la del caimán negro (Melanosuchus niger) en la
Amazonía y la del yacaré de hocico ancho (Caiman latirostris)
en la cuenca del Plata (THORBJARNARSON, 1991). El jaguar
(Panthera onca), la londra (Pteronura brasiliensis) y la chinchilla
(Chinchilla brevicaudata) casi desaparecieron por la demanda
de pieles, y cuando éstos escasearon, el mercado de los
abrigos se orientó hacia otras especies (Lontra longicaudis,
Leopardus pardalis, L. wiedii). En Bolivia, la cosecha comercial
fue muy intensa en los años 60 y 70’s para los gatos y londras,
y también afectó otras especies cazadas y dejadas en montones
como cebo para los felinos. También los pecaríes (Tayassu
pecari y T. tajacu) fueron perseguidos por su cuero, y además
la cacería comercial se diversificó con la captura viva de
monos para investigación biomédica y de psitácidos para
mascotas (RIBERA, 1996). Durante los 80’s, las exportaciones
bolivianas con certificado CITES incluyeron miles de parabas
y monos, decenas de miles de pieles de percaríes y de gatos,
y cientos de miles de cueros de lagartos (Caiman yacare) y
penis (Tupinambis spp.), además de la exportación ilegal no
cuantificable (PACHECO, 1992). Hacia fines de los 80’s,
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
el mercado internacional de pieles decayó notablemente por
el movimiento de defensa de los derechos de los animales,
y desde entonces la cosecha comercial de fauna en Bolivia
disminuyó también por que en 1990 la veda general de caza
y comercialización de fauna determinó la ilegalidad de estas
exportaciones. A pesar de que dicha veda y la ‘pausa ecológica’
forestal de 1990, obligaban a los madereros proveer carne de
animales domésticos a los trabajadores de campo, la cosecha
comercial de carne y de mascotas continuó durante los 90’s
(RIBERA, 1996).
De todos modos, en los 90’s hubo avances muy significativos
en aspectos conceptuales, legales e institucionales de Bolivia,
enmarcados en la nueva política de desarrollo sostenible y
en la ratificación del Convenio sobre Diversidad Biológica.
Con apoyo de la cooperación internacional se fortaleció el
Sistema de Areas Protegidas, se implementó la nueva
legislación forestal, y se desarrolló una estrategia nacional de
conservación y uso sostenible de la biodiversidad (IBISCH,
2003a). Aunque nadie volvió a ver en libertad a una chinchilla,
las poblaciones de londras, gatos, caimanes de las tierras
bajas se han recuperado en algunos lugares. En el caso del
lagarto (Caiman yacare), su aumento poblacional abrió la
posibilidad de comenzar con un programa de cosecha
sostenible como ejemplo de aplicación de la estrategia de uso
sostenible de la biodiversidad y de lucha contra la pobreza
(APARICIO y RÍOS, 2003).
Historia de la disciplina de manejo de fauna silvestre
El concepto de manejo de animales de caza (‘game
management’) de Aldo Leopold (LEOPOLD, 1933), entendido
por “el arte de lograr que la tierra produzca cosechas anuales
sostenidas de animales de caza para uso recreativo”, evolucionó
con los avances en la ecología y con un enfoque
multidisciplinario en las modernas disciplinas de manejo de
fauna silvestre (‘wildlife management’) y de la biología de la
conservación (‘conservation biology’). La contribución de
universidades, sociedades científicas y zoológicos en Estados
Unidos, Europa y Australia fue clave para dar sustento científico
a la conservación y el manejo, con la integración de conceptos
de demografía (p.e. ‘rendimiento sostenible’), genética de
poblaciones (p.e. metapoblaciones, endogamia, población
mínima viable), ecología de comunidades (p.e. recursos clave,
restauración de hábitat) y ecología de paisaje (p.e.
insularización, corredores, manejo ecosistémico) (p.e.
CAUGHLEY, 1977; SOULÉ y WILCOX, 1980; SOULÉ 1986;
WILSON, 1988; MCCULLOUGH ,1996). También, han sido
muy útiles los avances tecnológicos del uso de sensores
remotos para clasificar y mapear los hábitats, de radio telemetría
y GPS para estudiar los movimientos de la fauna, y de SIG
para analizar espacialmente toda esta información. Otras
herramientas sofisticadas son las trampas -cámara que
permiten registrar la diversidad y abundancia de fauna a nivel
local, y las técnicas de genética molecular aplicadas a la
conservación (p.e. CULLEN et al., 2003).
Desde hace décadas, una serie de revistas científicas
americanas y europeas exponen estos adelantos del manejo
de vida silvestre (p.e. Journal of Wildlife Management, Wildlife
Biology), la biología de la conservación (Biological Conservation,
Oryx), la ecología (Ecology, Journal of Applied Ecology), salud
animal (Journal of Wildlife Diseases) y temas relacionados
(ver Cuadro 1 para una lista más completa). Particularmente
influyentes para el manejo de fauna en el hemisferio norte
han sido las tres publicaciones periódicas y los cinco manuales
de la Wildlife Society (BOOKHOUT, 1994, es la quinta edición).
La cuarta edición de este manual (SCHEMNITZ, 1980),
traducida al castellano (RODRIGUEZ-TARRÉS, 1987), fue
una de las primeras obras generales sobre métodos de estudio
de la fauna silvestre accesible a los hispano parlantes. Otra
obra general en español fue el manual para censos de los
vertebrados terrestres (TELLERÍA, 1986).
Paralelamente, en Latinoamérica tuvieron lugar las experiencias
iniciales de manejo y conservación de capibaras (OJASTI,
1973), monos (HELTNE, 1980) y otras especies.
Compilaciones y análisis de casos acumulados durante los
80’s (ROBINSON y REDFORD, 1991a; OJASTI, 1993) y 90’s
(CAMPOS et al., 1996; ROBINSON y BENNETT, 2000; RUBIO
et al., 2001; CAMPOS-ROZZO y ULLOA, 2003; SILVIUS et
al., 2004) son una fuente clave de información y conceptos
para el desarrollo de la disciplina. Un aporte importante ha
sido la formación de profesionales en postgrados de
universidades americanas (como Florida y California) y en los
programas de manejo de fauna de Costa Rica, Venezuela,
Chile, Argentina y Brasil (ver una discusión de postgrados en
LOPEZ y OREJUELA, 2003). Con la organización de los
Congresos de Manejo de Fauna en la Amazonía y
Latinoamérica (Belén 1992, Iquitos 1995 y 2004, Santa Cruz
de la Sierra 1997, Asunción 1999, Cartagena de Indias 2001)
y la publicación de las memorias respectivas (FANG et al.,
1997; FANG et al., 1999; CABRERA et al., 2000; POLANCO-
OCHOA, 2003) la investigación, la capacitación y la
comunicación entre profesionales latinoamericanos ha
avanzado considerablemente. Los resúmenes de estos
congresos están accesible en internet (www. vicongreso.com.pe),
al igual que otras publicaciones periódicas y
portales institucionales relevantes al tema (Cuadro 1 ).
En Bolivia, la investigación y formación académica en biología,
ecología y zoología se desarrolló durante los 80’s y 90’s en
las principales universidades del país (La Paz, Cochabamba
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
Cuadro 1: Algunas revistas científicas y otras fuentes de información relevante al manejo y conservación
de fauna que pueden revisarse en Internet.
Revistas en inglés de cobertura global
Revistas o sitios web con énfasis en Latinoamérica
Journal of Wildlife Management,
Wildlife Bulletin, Wildlife Monographs,
Wildlife Research, Wildlife Biology,
European J. of Wildlife Research,
Journal of Wildlife Rehabilitation, Journal of Wildlife Diseases,
J. of Zoo and Wildlife Medicine,
Journal of Zoology, Oryx, Auk, Condor, Journal of Herpetology,
Studies on Neotropical Fauna and Environment,
Animal Biodiversity and Conservation, Animal Conservation,
Biotropica, Bioscience, Biological Conservation, Biodiversity
and Conservation,
Conservation Biology,
Conservation Genetics,
Ecology, Journal of Ecology,
Journal of Applied Ecology
Restoration Ecology,
Mammalian Species.
Vida Silvestre Neotropical,
Acta Amazónica, Biota Neotrópica, Mastozoología Neotropical,
Ornitología Neotropical,
Revista de Biología Tropical,
Revista de Ecología Latinoamericana
Interciencia,
www.amazonia.org.br
www.ecoterrabrasil.com.br/
www.siamaz.ufpa.br/
www.renctas.org.br/
www.vicongreso.com.pe/
www.cedsip.org/
www.museonoelkempff.org/
www.cidob-bo.org/biblioteca/
Otros sitios web relevantes
www.wcs.org, www.iucnredlist.org
www.kent.ac.uk,
y Santa Cruz) con el apoyo de la cooperación internacional.
Las revistas científicas con temas relevantes al manejo de
fauna son “Ecología en Bolivia” publicada por el Instituto de
Ecología de La Paz y la “Revista Boliviana de Ecología y
Conservación Ambiental” publicada por la Fundación Patiño
ahora en Santa Cruz. Obras nacionales de referencia son el
“Libro Rojo de los Vertebrados de Bolivia” (ERGUETA y
MORALES, 1996), la “Lista anotada de las aves de Bolivia”
(HENNESSEY et al., 2003), y recientemente, “Biodiversidad
la riqueza de Bolivia” (IBISCH y MERIDA, 2003). Existen al
menos dos obras publicadas en el país y orientadas a la
capacitación para el estudio de fauna (RABINOWITZ, 2003;
FEINSINGEr, 2004), y otras también accesibles sobre manejo
y conservación de fauna (OJASTI, 1993, 2000; CULLEN et
al., 2003), conservación biológica (PRIMACK et al., 2001),
diseño y monitoreo de proyectos (MARGOLUIS y SALAFSKY,
1998).
CONCEPTOS BÁSICOS EN EL MANEJO DE FAUNA
SILVESTRE
El principio más importante a considerar es que los animales
y los hábitats no son todos iguales desde la perspectiva del
manejo. Cada especie tiene su propia capacidad para explotar
el ambiente, crecer, reproducirse y responder ante la
depredación o cosecha. Algunas especies son generalistas
y pueden explotar una gran gama de recursos alimenticios,
mientras que otras son especialistas y están restringidas a un
hábitat o recurso particular. Igualmente, los habitats difieren
en su capacidad de alimentar a las especies, y pueden sostener
altas o bajas poblaciones de una especie, y distintas
combinaciones de ellas. Finalmente, el estatus de conservación
de las especies, determinado en gran parte por los factores
anteriores, influyen en sus posibilidades de manejo. A
continuación se presentan conceptos y ejemplos de la variación
en estos aspectos y su relevancia para el manejo.
Biología y taxonomía básica
Con una visión amplia, consideramos que la fauna y su manejo
concierne a animales vertebrados (mamíferos, aves, reptiles,
anfibios y peces), invertebrados (moluscos, insectos,
crustáceos, entre otros) y su hábitat. Los grupos animales
presentan claras diferencias morfológicas, ecológicas y
metabólicas entre sí, las que pueden ser muy importantes
para el manejo porque determinan la abundancia y producción
de sus poblaciones. Por ejemplo, los mamíferos y aves tienen
que consumir energía para mantener una temperatura corporal
alta y estable (homeotermia) que les permite volar y/o estar
activos casi en cualquier situación climática. Los invertebrados,
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
Cuadro 2- Algunas definiciones biológicas y taxonómicas relevantes para el manejo
Especie: es un conjunto de individuos morfológicamente similares, que se aparean entre sí y dan descendencia fértil. Son
identificadas científicamente con un nombre binomial en latín (el género y el epíteto específico, por ejemplo: Rhea americana,
el piyo). Las especies similares y cercanamente emparentadas comparten un mismo género (p.e., Alouatta sara y Alouatta
caraya son el manechi colorado y el negro). Las familias agrupan géneros emparentados (p.e., fam. Dasypodidae, incluye
todos los armadillos como tatúes, pejis, corechi). Otras categorías taxonómicas superiores (orden Primates, clase Mamíferos)
muestran relaciones de filogenia (= parentesco) entre grupos más heterogéneos de organismos.
Población: grupo de individuos de la misma especie que ocupan un área definida en un tiempo específico, por lo que
interactúan y se reproducen habitualmente entre sí (y no tanto con individuos de otra población, aunque sí pueden hacerlo).
Es la entidad biológica objeto del aprovechamiento o manejo (p.e.: la población de lagartos del TIPNIS, o la de roble de una
concesión forestal). Una población puede estar más o menos aislada de otras similares por barreras naturales antiguas o
antrópicas recientes, y mostrar diferencias notables en el tamaño, color, comportamiento, etc. de sus individuos. Las poblaciones
aisladas y pequeñas tienen alto riesgo de extinguirse y presentan desafíos mayores para el manejo.
Subespecie: son poblaciones separadas, y a menudo diferentes, de otras de la misma especie. En su denominación científica
llevan un tercer término (p. e. Panthera onca palustris, el jaguar del sur).
Especies silvestres: las que están sujetas a los procesos de evolución natural y viven libres en su hábitat (aunque en parte
pueden estar en cautiverio). Especies domésticas: las que han sufrido un proceso de manejo y selección artificial por el
hombre. Poblaciones ferales: fueron originalmente domésticas y retornaron al medio silvestre.
Especies endémicas: están restringidas en su distribución geográfica a un sitio, cuenca, país o región; lo contrario son las
especies de distribución amplia. Especies nativas: cuando se hallan en su área de distribución original, o exóticas en
relación a áreas donde no ocurren naturalmente.
Biodiversidad o diversidad biológica, es la variabilidad de organismos vivos en todos los niveles, dentro de cada especie,
entre las especies y los ecosistemas.
peces, anfibios y reptiles, en cambio, dependen del calor
ambiental para ‘funcionar’, pero usan poca energía (alimento)
y en condiciones adecuadas producen mucha más masa
corporal o crías por unidad de biomasa que los homeotermos.
Dentro de un mismo grupo animal, por ejemplo en los primates,
sus representantes comparten más similitudes entre sí que
con otros mamíferos (p. e. los murciélagos), pero igual muestran
diferencias notables que permiten reconocer subgrupos, y
dentro de ellos, entidades más homogéneas que llamamos
especies (ver Cuadro 2).
Los animales también pueden clasificarse por su tipo de
alimentación (herbívoros, carnívoros, omívoros, carroñeros)
o su nivel trófico en el ecosistema (consumidores primarios,
secundarios, descomponedores), lo que también afecta su
eficiencia energética. De la cantidad de energía solar
aprovechable para los productores que llega a un hábitat, una
parte se convierte en tejido vegetal, gran parte de ella se
disipa cuando la planta se convierte en masa corporal de
herbívoro, y otra parte similar se pierde cuando un carnívoro
se alimenta del herbívoro. Como consecuencia de las leyes
de termodinámica, la densidad, biomasa y producción de los
depredadores (Cuadro 3) va a ser mucho menor que la de
los herbívoros porque el alimento disponible disminuye al
subir cada nivel trófico (SHAW, 1985). Debido a ésto, es
mucho más productivo manejar herbívoros que carnívoros
por unidad de hábitat natural.
Aspectos más finos de la ecofisiología, dieta, reproducción,
comportamiento, dinámica de poblaciones, parásitos,
patógenos, etc. de una especie animal también afectan su
producción y potencial para el manejo. Una revisión general
de dichos aspectos puede verse en CAUGHLEY y SINCLAIR
(1994), y una examinación del caso de los mamíferos
neotropicales en ROBINSON y REDFORD (1986, 1989).
Algunos patrones que surgen de estos análisis son que a
mayor tamaño corporal, menor es la densidad que una especie
de mamífero puede
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
Cuadro 3. Algunas definiciones ecológicas relevantes al manejo
Abundancia y densidad poblacional
La abundancia es el número de individuos de una población en un área de estudio, un parche de hábitat, etc.; pero como
no siempre se puede determinar de manera absoluta, a menudo se expresa con índices de abundancia relativa (frecuencia
de avistajes por día, individuos escuchados por hora, nidos o huellas por km recorrido, etc.). La densidad es el número
estimado de individuos (o parejas de aves, o matas de pasto, etc.) por unidad de área (hectárea, km 2 ), o de volumen (algas
por mm 3 ), y también puede expresarse de manera relativa, como % de una especie con respecto a otra. Se entiende por
densidad ecológica el número de individuos / área de hábitat útil, y por densidad bruta la abundancia sobre un área que incluye
áreas no útiles para la especie. La densidad expresada como el peso de los individuos por unidad de área es la biomasa
de la población.
Comunidades y sistemas.
El conjunto de poblaciones de distintas especies que ocurren e interactúan en un mismo espacio y tiempo se llama comunidad.
Estas especies mantienen relaciones de depredación, parasitismo, mutualismo, competencia, etc. que determinan la red
trófica de la comunidad. La estructura de esta red, la riqueza de especies, la productividad y la biomasa son características
descriptivas de la comunidad. Cuando se considera a la comunidad biológica junto con su ambiente físico se lo llama
ecosistema. Los flujos de energía, ciclos de nutrientes y de materia orgánica son caracteres emergentes del ecosistema.
La producción primaria es la síntesis de materia orgánica que hacen las plantas en base a la energía solar (se mide en g de
biomasa /m 2 de suelo / año), y la producción secundaria es la de los animales que se alimentan de las plantas. La biomasa
vegetal (materia acumulada gracias a la productividad primaria, pero disminuida por la respiración de los productores y el
aprovechamiento de los consumidores) es muy alta en comunidades de bosque, intermedia en matorrales y sabanas, y baja
en los desiertos y comunidades de alta montaña. La biomasa animal sigue un patrón similar, pero normalmente tiene valores
mucho más bajos que los de las plantas. El nivel de densidad o biomasa máxima que puede sostener de manera estable
una población en un hábitat se lo denomina capacidad de carga o K.
Cuadro 4. Algunos conceptos sobre estructura y dinámica poblacional
Estructura y dinámica poblacional
La proporción de individuos de cada sexo (% de machos y hembras) y clase de edad (p.e. % de adultos viejos, adultos jóvenes,
juveniles, crías) representan la pirámide de edades o estructura de la población. Esta estructura (p.e. con muchos o pocos
juveniles, con más o menos hembras que machos entre los adultos, etc.) es el resultado de los procesos dinámicos de
reproducción y muerte operantes en la población. Estos a su vez dependen de factores climáticos, la disponibilidad de
alimentos, la depredación, la ocurrencia de enfermedades, etc.
Cuando los recursos son abundantes, la población puede crecer a su mayor tasa intrínseca posible (r max), determinada por
la máxima fecundidad de sus hembras (número de nacimientos, o huevos puestos, por hembra, en un año) y por la mortalidad
(proporción de individuos que muere en cada clase) que sea lo menos adversa a dicho incremento. En esta situación, y para
maximizar la contribución de sus genes en la próxima generación, las hembras producen la mayor cantidad de descendientes
posibles (estrategia r) ya que los riesgos de mortalidad son bajos. Cuando la población se aproxima a su capacidad de carga
o K y los recursos escasean, para las hembras es más ventajoso producir menos crías pero que estén bien preparadas para
sobrevivir a alta densidad (estrategia K). La representación de tal crecimiento en el tiempo muestra que va acelerándose
desde el principio, es máximo en el medio, y luego desacelera para no crecer más en el nivel de K (es el modelo logístico).
Cosecha sostenible
Del mencionado modelo logístico deriva el concepto de rendimiento máximo sostenible, que se lograría manteniendo a la
población a un nivel donde el crecimiento es máximo, cerca de la mitad del K. Sin embargo, una cosecha excesiva por error
(es difícil estimar el K) sería un riesgo grande, por lo que se aconseja hacerlo a un nivel mayor (60 y 80 % del K), y dar
seguimiento a la tendencia de la población bajo manejo.
Potencial reproductivo
Las distintas especies animales pueden ordenarse en un gradiente que tendría en un extremo a los estrategas r (especies
de tamaño pequeño, vida corta, muchas crías que maduran rápido, con una alta tasa intrínseca de crecimiento y una rápida
renovación poblacional) que pueden ser “plagas” y especies con alto potencial para cosecha. En el otro extremo están los
estrategas K (de mayor tamaño, longevos, pocas crías que necesitan varios años para madurar, tienen una baja tasa de
crecimiento y lenta renovación), los que a menudo son especies amenazadas. Para cosechar sosteniblemente especies que
están cerca de este extremo hay que cuidar su escaso potencial reproductivo. A las hembras les lleva un tiempo llegar a ser
reproductivas, y su fecundidad luego va aumentando con la edad. La tasa de crecimiento de la población depende entonces
no sólo del tamaño de la camada, sino también del número y la edad de las hembras reproductivas.
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
alcanzar, y que la tasa intrínseca de crecimiento poblacional
está relacionada más a la dieta y filogenia que al tamaño de
las especies (ver definiciones en Cuadro 4). Adicionalmente,
se ve que las especies grandes tienden a tener mayor variación
en la densidad entre sitios que las pequeñas, y eso las hace
más vulnerable a la extinción.
Habitat y productividad
La producción primaria de la que se van a alimentar directa
o indirectamente los consumidores varía bastante según los
ecosistemas (ver definiciones en Cuadro 3), y depende
principalmente de la temperatura, la disponibilidad de agua y
de nutrientes. La mayor productividad y acumulación de
biomasa vegetal ocurre en los bosques tropicales húmedos,
y va decreciendo con la latitud hacia los bosques tropicales
estacionales, los bosques templados y los bosques fríos. Los
bosques inundables tienen casi la misma productividad que
los bosques tropicales húmedos pero con un tercio de su
biomasa, mientras que las savanas son tan productivas como
algunos bosques pero con un décimo de su biomasa (BEGON
et al., 1986). Con este panorama, parece mejor elegir los
bosques tropicales húmedos para producir y cosechar la fauna
silvestre, pero en realidad, la mayor parte de esta producción
primaria consiste en madera, la cual no representa alimento
más que para los insectos. Además, en muchos bosques
tropicales el suelo es pobre en nutrientes y las plantas los
economizan reciclándolos y protegiendo con químicos sus
hojas para reducir el consumo por los folívoros.
Entonces, los numerosos vertebrados herbívoros y omnívoros
que querríamos cosechar en los bosques tropicales húmedos
(venados, antas, pecaríes, pavas de monte,) son algo escasos
porque dependen principalmente de la producción de frutos
que no es tan abundante como la de madera y follaje, y que
en algunas épocas disminuye notablemente. En las savanas
tropicales en cambio, y a pesar de la menor biomasa en pié,
la productividad primaria es relativamente alta, está
representada por el follaje comestible de los pastos y así
puede soportar una alta carga de consumidores. Las savanas
africanas soportan muy alta biomasa de antílopes y otros
consumidores, mientras que los llanos venezolanos muestran
los valores más altos del neotrópico por su carga de capibaras
y ungulados (EISENBERG, 1980). Los bosques amazónicos
inundados también muestran altos valores de biomasa de
mamíferos (PERES, 1999), probablemente por que las
inundaciones renuevan los nutrientes y permiten una alta
producción de frutos y follaje. Los ecosistemas sometidos a
perturbaciones naturales recurrentes en las que se renuevan
los nutrientes (savanas inundables y/o que a veces se queman,
también los bosques inundables,) tienen un alto potencial para
el manejo de algunos recursos faunísticos (peces, lagartos,
capibaras) que allí pueden alcanzar una alta producción.
A menudo, la densidad o biomasa de animales que puede
soportar sosteniblemente un sistema (‘capacidad de carga’)
está limitada por la escasez de recursos durante un corto
período del año, aunque la producción anual pueda ser muy
alta. En esos casos, algunos recursos (p.e. los frutos de
bibosi o de algunas palmas) son críticos o ‘clave’ para mantener
la abundancia o asegurar la supervivencia de algunas especies
(WALLACE et al., 2000). El manejo puede aumentar la
capacidad de carga de un hábitat mejorando la disponibilidad
de dichos recursos (p.e. TOWNSEND y RUMIZ, este número).
Diversidad de especies y función ecosistémica
La mayor biomasa y producción primaria de un sistema,
favorece también la variedad (riqueza de especies) y la
complejidad de las relaciones (redes tróficas) entre los
consumidores. Una explicación de la alta riqueza de especies
en un sitio de bosque tropical (diversidad alfa) es que las
oportunidades para que los distintos organismos ocupen su
‘nicho ecológico’, o sea que desempeñen una ‘profesión
específica’ en la comunidad, son mucho mayores que en
sistemas más pobres y simples. De todas maneras, la historia
biogeográfica, la heterogeneidad de suelos, y otros factores
van a influir en la riqueza de especies de un ecosistema o
región (diversidad gamma), ya que además de la diversidad
alfa de un sitio, aparecen otras especies en los distintos
hábitats adyacentes (diversidad beta).
Con respecto a la distribución geográfica de las especies,
podemos describir un gradiente entre las que están restringidas
a un sitio, cuenca, región o país, llamadas ‘endémicas’ (p.e.
la paraba frentiroja, Ara rubrogenis), hasta las que pueden
estar en todo el continente (el puma, Puma concolor). A su
vez, éstas pueden estar limitadas a un tipo de hábitat o pueden
usar varios tipos. La disponibilidad de uno o varios tipos de
hábitat para las especies de fauna va a depender también de
procesos ecosistémicos (como la inundación periódica para
el bosque de várzea, o los fuegos periódicos para algunas
pampas del cerrado), los que son necesarios también para
algunas actividades productivas del hombre, y/o que se pueden
ver interrumpidos por dichas actividades. Aquí debemos
mencionar la importancia de los bosques andinos en la
protección de las cuencas de las que depende la población
humana y la fauna aguas abajo, y la de humedales como el
pantanal que también regulan el flujo hídrico y la productividad
de la región (IBISCH, 2003b).
La función normal en muchos ecosistemas depende también
de la presencia de animales que cumplen su rol específico
79

REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
en la polinización, dispersión de semillas, herbivoría,
depredación, reciclado de nutrientes, etc. (p.e. RUMIZ, 2001),
sin los cuales la diversidad y estructura del sistema podría
ser otra (PAINTER y RUMIz, 1999). Algunas especies son
más importantes que otras en el mantenimiento de procesos
ecológicos que afectan a toda la comunidad, y se las denomina
‘especies clave’, como sería el caso de los elefantes que
mantienen la sabana, o los ya mencionados ‘recursos clave’
como son los bibosis para frugívoros. Desde el punto de vista
del manejo, se puede reconocer también a las ‘especies
bandera’ (p.e. el condor andino), que sirven para despertar el
interés público en la conservación, y las ‘especies paraguas’,
que si se logra conservarlas en su hábitat (p.e. jaguar) se
asegura la supervivencia de muchas otras especies menos
exigentes. También se han identificado ‘especies indicadoras’,
las que por su especificidad de hábitat o sensitividad a
disturbios, pueden ser estudiadas como ejemplo y así reflejar
la ‘salud’ o estado de un ecosistema mucho más diverso e
imposible de estudiar en su totalidad.. Finalmente, el concepto
de ‘especie paisaje’ (WCS, 2001) combina varias características
de las anteriores: especies que usan áreas grandes y diversas,
que tienen un impacto significativo en la estructura y función
de los ecosistemas, y que por sus requerimientos de hábitat
en tiempo y espacio son particularmente vulnerables a las
actividades humanas. Este concepto es útil para definir
unidades de manejo que son ecológicamente significativas,
identificar dónde y por qué ocurren conflictos entre la gente
y la conservación de los recursos, enfocar los esfuerzos en
la resolución de dichos conflictos, evaluar la efectividad de
los esfuerzos y adaptar los esfuerzos a las condiciones
cambiantes en el tiempo.
La alta biodiversidad de bosques tropicales húmedos de tierras
bajas y de montaña de Bolivia tiene valor por su potencial
como fuente de productos variados, raros y aún desconocidos,
por su atractivo científico, educativo, turístico, y por los servicios
ambientales que presta. Estos valores también puede generar
beneficios económicos que contribuyan a asegurar su
mantenimiento a largo plazo (IBISCH, 2003b).
Estatus de conservación de las especies y el manejo
Como resultado directo del uso, pero más por las
consecuencias indirectas de las actividades humanas que
destruyen los hábitats naturales, varias especies se han
extinguido y muchas están amenazadas. Tanto la UICN (Unión
Internacional para la Conservación de la Naturaleza, IUCN
en inglés) como CITES (Convención para el Comercion
Internacional de Especies Amenazadas de Fauna y Flora)
han desarrollado esquemas para categorizar a las especies
y así guiar acciones de conservación a nivel mundial (Cuadros
5 y 6). La inclusión o no de una especie en determinada
categoría de conservación de UICN (en peligro, vulnerable,
etc.) depende de evaluaciones internacionales de grupos
especialistas, y su restricción para el comercio internacional
(Apéndice I y II) se decide en las reuniones de la Conferencia
de las Partes de CITES. La inclusión de especies en los
apéndices de CITES tiene consecuencias directas para los
países miembros, como Bolivia, en sus decisiones de manejo
o comercialización. Por ejemplo, el estatus global puede que
no refleje la situación de una especie a nivel del país, y ésto
hasta podría dificultar el avance de investigaciones y proyectos
piloto de manejo si la categorización restringe el trabajo con
las mismas.
Los criterios útiles para categorizar el estatus de las especies
(amplitud de la distribución geográfica, abundancia, tendencia
del tamaño poblacional, amenazas a su habitat, etc.) han sido
detalladamente explicados (RIBERA, 1996) como apoyo a la
preparación del Libro Rojo de los Vertebrados de Bolivia
(ERGUETA y MORALES, 1996). En este libro se difundió
por primera vez y de manera exhaustiva el conocimiento sobre
la distribución y categorías UICN / CITES de los peces, anfibios,
reptiles, aves y mamíferos del país, y aún constituye una
fuente de consulta clave en cuestiones ‘sobre impactos
ambientales, manejo forestal y usos de fauna. Sin embargo,
la UICN luego introdujo cambios en la definición de categorías
y en los procedimientos cuantitativos para la evaluación de
estatus (IUCN, 2001), y también hubo recategorizaciones en
CITES que conciernen a Bolivia. Para ver la lista actualizada
de las especies, se debe consultar los sitios de internet de
UICN (www.uicnredlist.org) y de CITES (www.cites.org) donde
también hay disponible numerosos documentos relevantes.
La categorización de alta amenaza para una especie podría
ayudar enfocar mejor los esfuerzos de control y favorecer el
financiamiento para su conservación, pero la designación de
muchas especies también podría diluir dicho énfasis. Por otro
lado, las designaciones de alta amenaza pueden tener impacto
contraproducente para una especie si ello, por ejemplo,
suspende iniciativas de cosecha sostenible en tierras privadas
y lleva a un cambio de actividad que produce un peor impacto
sobre el hábitat y todas sus especies.
TIPOS DE MANEJO DE FAUNA SILVESTRE
El uso o aprovechamiento de fauna puede clasificarse según
sus objetivos en cacería de subsistencia, deportiva, comercial,
con fines científicos o para control de plagas (OJASTI, 1993),
pero el uso en sí, no necesariamente implica que los usuarios
tienen objetivos a largo plazo ni el conocimiento sobre la
dinámica del recurso. En cambio, una definición clásica de
80

RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
Cuadro 5: Categorías de estatus para especies según IUCN, se puede consultar las definiciones y las
listas en www.iucnredlist.org
IUCN 2004
EX (extinta), luego de exaustivos inventarios en su área de distribución original no quedan dudas de que murió hasta el último
individuo.
EW (extinta en vida silvestre), como la anterior, pero sobrevive en cautiverio o naturalizada en otra área fuera de su distribución
original.
CR (en peligro crítico), EN (en peligro) y VU (vulnerable), especies en cualquiera de las tres se consideran como amenazadas,
hay límites cuantitativos para cada categoría establecidos en base a alguno de los cinco criterios siguientes:
A. Población en disminución (pasada, presente y/o proyectada)
B. Tamaño del área de distribución (fragmentación, disminución o fluctuaciones)
C. Tamaño poblacional pequeño (fragmentación, disminución o fluctuaciones)
D. Poblaciones muy pequeñas o de distribución restringida
E. Análisis cuantitativo de riesgo de extinción (Análisis Viabilidad Poblacional)
Cada criterio tiene variantes (1, 2, 3,..) y sub variantes (a, b,..) según el tipo de información analizada, de manera que la
categoría de una especie puede resultar, por ejemplo, como VU-B1+2c (Vulnerable, por su área de distribución menor a 5,000
km 2 y su área de ocupación menor a 500 km 2 , con fluctuaciones extremas en su población o área; ver IUCN 2004 para más
detalles).
NT (casi amenazada), ha sido evaluada para los criterios anteriores y actualmente no califica como amenazada, pero es
posible que lo haga en el futuro.
LC (preocupación mínima), ha sido evaluada y no califica para ninguna de las anteriores, incluye especies abundantes y
ampliamente distribuidas.
DD (datos insuficientes), la evaluación muestra que no hay información adecuada para categorizarla, y por lo tanto no se
puede decir que esté amenazada (no es una categoría de amenaza).
NE (no evaluada), cuando aún no ha sido evaluada para los cinco criterios.
Cuadro 6: Listado de especies en los apéndices de CITES, se puede ver documentos y consultar las
listas en www.cites.org
CITES
Apéndice I: incluye las especies en peligro, su comercio es autorizado solo en circunstancias excepcionales. Para su comercio
internacional hacen falta permisos de exportación del país de origen, y de importación del de destino.
Apéndice II: incluye especies no necesariamente en peligro, pero cuyo comercio podría amenazarlas. Hace falta permiso
de exportación (o reexportación), y condiciones de transporte no perjudiciales.
Apéndice III: incluye especies listadas sólo a pedido de su país originario, necesitan permiso de exportación desde dicho
país, o certificado de origen si es de otros países.
81

REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
manejo de vida silvestre (ROBINSON y BOLEN, 1983)
considera: la aplicación del conocimiento ecológico a través
de acciones sobre las poblaciones de vertebrados (y las
plantas y otros animales asociados) con el propósito de
promover un balance entre las necesidades de esas
poblaciones y las necesidades de la gente. Las acciones de
manejo pueden incluir actividades restrictivas y proactivas: la
protección sin intervención, la manipulación directa de
poblaciones animales (cosecha, repoblamiento, control) y la
manipulación indirecta mejorando el hábitat. Estas acciones,
individuales o combinadas, pueden responder específicamente
a objetivos de recuperación de especies amenazadas, cosecha
sostenible de otras y control de algunas que son ‘plaga’; y en
muchos casos contribuyen a metas más integrales de uso
sostenible de recursos y conservación de biodiversidad
(PRIMACK et al., 2001). A continuación se describen clases
de manejo de fauna relevantes al escenario en Bolivia
agrupados en función de los objetivos inmediatos que
persiguen.
Protección y conservación ‘in situ’.
La creación de parques nacionales, santuarios u otro tipo de
reservas es la herramienta típica de manejo para proteger
‘toda’ o parte de la biodiversidad de una región, ya sean
especies amenazadas, especies cosechadas en los
alrededores, recursos clave para la fauna, fuentes de
germoplasma útil ya identificado o por identificar, y la
biodiversidad en sentido amplio. Para ello, y según el objetivo
de creación del área, se restringen muchos o algunos de los
usos y perturbaciones que pudieran ocurrir en toda o en parte
del área. Esto da origen a áreas intangibles o hasta de uso
moderado, pero que aseguran el mantenimiento de sitios clave
para la regeneración vegetal, o la nidificación, desove,
alimentación, descanso, paso, etc. de especies animales de
interés. Estas medidas de ‘protección’ en realidad se enmarcan
generalmente en metas más integrales de ‘conservación’ junto
con otras medidas de manejo (ver TOWNSEND y RUMIZ,
este número). La conservación ‘in situ‘ es mucho más fácil
y económica de aplicar que el manejo intensivo que se hace
necesario cuando alguna especie llega a un estado crítico de
amenaza.
Manejo intensivo de especies amenazadas
Las categorías de estatus UICN ‘extinta en vida silvestre’, ‘en
peligro crítico’, ‘en peligro’, que coinciden con la inclusión de
dichas especies en Apéndice I de CITES, reflejan la urgencia
de tomar acciones de conservación que a menudo van más
allá de la sola protección de hábitats y también incluyen
conservación ‘ex situ’ en cautiverio. La recuperación
en Norteamérica del sobre-explotado bisonte (Bison bison) o
la del halcón peregrino (Falco peregrinus) afectado por el DDT
(SHAW, 1985), y la de los monitos león dorado (Leontopithecus
rosalia) y negro (L. chrysopygus) diezmados por el tráfico de
mascotas y la destrucción del bosque atlántico de Brasil son
ejemplos de manejo intensivo (VALLADARES-PADUA et al.,
2001). Esfuerzos de conservación de pequeñas poblaciones
amenazadas implican la integración de aspectos de
investigación en el hábitat y en cautiverio, acciones de manejo
(captura, reubicación, cría, liberación, mejora de hábitat, etc.),
acciones de educación ambiental y de política a varios niveles
(VALLADARES-PADUA et al., 2003).
Los zoológicos han desempeñado un papel preponderante
en el avance de conocimientos sobre reproducción,
comportamiento, salud y genética de poblaciones cautivas,
que son importantes para la conservación y manejo ‘in situ’
y ‘ex situ’ de especies amenazadas (p.e. KLEIMAN et al.,
1996). Programas de UICN en el que intervienen zoológicos,
como los planes de supervivencia de especies (o SSP, Species
Survival Plans) tienen especialistas que instruyen sobre las
condiciones de cautiverio adecuadas para dichas especies y
promueven el manejo intensivo e intercambio de individuos
entre zoos como se intenta realizar actualmente con jaguares
supernumerarios del Zoo de Santa Cruz. En casos críticos
de antílopes y equinos amenazados se ha usado la
inseminación artificial y la transferencia de embriones a madres
sustitutas para mejorar la reproducción, en cóndores se ha
recurrido a la incubación artificial y la alimentación de pichones
a mano ‘con títeres’ (para evitar el comportamiento de fijación
con humanos), y en grullas también se han usado padres
adoptivos de otra especie similar para mejorar el cuidado de
las crías (ver ejemplos en PRIMACK et al., 2001). Un caso
relativamente más simple y a la vez exitoso ha sido la
reintroducción del cocodrilo del Orinoco en Venezuela a partir
de juveniles criados en cautiverio (SEIJAS, 2001).
Sin embargo, la idea de que la supervivencia de cualquier
especie puede asegurarse con una población en cautiverio
no es realista, ya que existen serias limitaciones para la cría
y la reintroducción. Una revisión de las razones que pueden
hacer fracasar estas iniciativas (JIMÉNEZ PÉREZ, 1996)
destaca los aspectos biológicos (p.e. poblaciones silvestres
pequeñas, riesgos al capturar los últimos individuos, falta de
hábitat para la liberación, problemas reproductivos, de
enfermedades, genéticos y de comportamiento en la población
cautiva), el entorno social (p.e. la actitud de la gente local
hacia los animales liberados), la disponibilidad de financiamiento
y la estabilidad administrativa del proyecto. También, se
señala la necesidad de usar apropiadamente los términos
técnicos adecuados en el tema (p.e. rescate, liberación,
82

RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
Cuadro 7: Definiciones relevantes al manejo intensivo para conservación y el rescate de fauna (DREWS,
2003)
Rescate: responde a las necesidades de animales silvestres que por causas humanas se les han afectado las opciones de
libertad y supervivencia en su hábitat de origen. Incluye acopio, rehabilitación, readaptación y liberación eventual. Es un
compromiso ético para garantizar la vida y/o condiciones adecuadas de vida a los animales afectados.
Liberación: término general, acto de liberación de uno o más animales (en un entorno silvestre). Puede ser gradual (“soft
release”) cuando se hace una aclimatación y/o se sigue suministrando comida en el sitio de liberación, o directa (“hard release”)
cuando no.
Reintroducción: se hace en un área donde antes existió la especie pero luego se extinguió.
Refuerzo: se liberan nuevos individuos (de cautiverio o recién capturados en otro sitio) para fortalecer una población silvestre
existente.
Reubicación: es el traslado desde un punto a otro dentro de su área de distribución
Introducción benigna: establecimiento de una especie con fines de conservación, fuera de su área de distribución, pero en
un hábitat y región ecológica apropiada.
reintroducción, etc. ver Cuadro 7) y seguir una serie
lineamientos útiles para la toma de decisiones de conservación
según cada situación particular (UICN,1998, 2000a, 2000b;
IUCN, 2002; DEEM et al., 2003; DREWS, 2003). Estos
lineamientos indican claramente que sólo el beneficio a la
conservación de una especie justifica la liberación de animales
al medio silvestre, y que ello no debería hacerse sin evaluar
los riesgos de introducir enfermedades nuevas, aberraciones
genéticas o causar otros impactos negativos a la población
silvestre o su hábitat. Además, una de las críticas principales
a los costosos programas de conservación ‘ex situ’ y
reintroducción es que con los mismos fondos se lograrían
mejores resultados en la conservación de hábitats ‘in situ’.
Dado que a veces la opción ‘in situ’ de todos modos no es
posible, se recomienda realizar un análisis de los aspectos
económicos para decidir la asignación más eficiente de los
recursos a las distintas acciones de conservación (HAIGHT
et al., 2000).
Rescate y trato ‘humanitario’ para algunos animales
A pesar de que estas prácticas se asemejan a las del punto
anterior, el objetivo principal de las acciones de rescate es
mejorar la condición individual de animales afectados
negativamente por alguna actividad humana (p.e. decomisos
del tráfico ilegal, donación de mascotas, deforestación,
inundación de hábitat por una represa, etc.). Es un compromiso
ético que pretende restaurar la salud, dar alimentación, brindar
refugio temporal, ‘re-adaptar’, y eventualmente, ‘devolver’el
animal a su medio natural, aunque esta acción pueda contribuir
poco o nada a la conservación, o incluso perjudique la viabilidad
de las poblaciones silvestres (DREWS, 2003). Debido a los
riesgos de la liberación, los lineamientos de UICN ya
mencionados proponen criterios de decisión y tres opciones
para el destino de animales confiscados:
mantenerlos en cautiverio (zoos, centros de rescate,
sociedades humanistas, criadores comerciales,
instituciones de investigación),
devolverlos a la naturaleza (el principio precautorio
debe balancear el valor de conservación contra los
riesgos de salud, genética,),
sacrificarlos para evitar sufrimientos y/o hacer un uso
eficiente de recursos (eutanasia, con riesgos ‘políticos’
y de perder material genéticamente valioso).
Análisis recientes (DREWS 1999, 2003; LOZANO-ORTEGA,
2003) destacan la contribución de las iniciativas de rescate
humanitario en la investigación biológica y la educación
ambiental (ver MARTÍNEZ et al., este número), aunque señalan
también que por ignorancia o descuido a veces éstas van en
contra de sus propios principios sobre el bienestar de los
animales y perpetúan el sufrimiento en cautiverio o llevan a
la debilitación y muerte de individuos liberados en condiciones
inadecuadas. La experiencia de rescate y rehabilitación de
fauna en Bolivia es escasa o no está documentada. La
legislación sobre vida silvestre, centros de rescate,
zoocriaderos, ecoturismo, etc. deberá considerar seriamente
los lineamientos técnicos para estas actividades y diferenciar
las apromover el tema de los ste tema.
83

REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
Control de poblaciones superabundantes y animales
conflictivos
La necesidad de control de poblaciones de vertebrados surge
generalmente del conflicto entre los animales y las actividades
económicas tales como la agricultura y la ganadería, aunque
también existen ejemplos clásicos del control de depredadores
para favorecer animales de caza deportiva en los Estados
Unidos, y de intentos de erradicación de especies exóticas
invasoras que causan impactos graves en los ecosistemas
donde han sido introducidas, como los conejos en Australia
(SHAW, 1985). Una medida común a nivel gubernamental
es designar como ‘plaga’ a la especie que causa el problema,
permitiendo su cacería irrestricta, pagando recompensas por
animal muerto, o incluso implementando directamente costosos
programas de control. Sin embargo, a veces estas acciones
no están basadas en adecuada información ecológica, no son
efectivas o económicamente eficientes, y en algunos casos
de éxito, han convertido una antigua plaga en una especie en
peligro de extinción.
En el contexto latinoamericano, los vertebrados ‘plaga’ que
producen el mayor daño económico parecen ser las aves
granívoras como palomas, loros, e ictéridos que atacan cultivos
industriales de cereales, oleaginosas y cítricos (p.e. RANVAUD
et al., 2001). Casos notables han sido los de la paloma torcaza
o‘totaki’(Zenaida auriculata) y de la cotorra común (Myopsitta
monachus) cuyas poblaciones aumentaron y se expandieron
en Brasil, Argentina, y ahora en Bolivia, como consecuencia
de la ampliación de la frontera agrícola y la alta disponibilidad
de alimento (BUCHER, 1992; BRUGGERS y ZACCAGNINI,
1994). Los métodos de control de aves tan abundantes son
caros (vigilancia, repelentes químicos, visuales o auditivos)
y/o riesgosos para otra fauna (cebos envenenados, destrucción
de nidos, fumigado de dormideros), por lo que los expertos
aconsejan evaluar cuantitativamente los daños al cultivo y los
costos y beneficios de cualquier control antes de su aplicación
amplia. Una medida que tiende a compensar los daños de
las palomas es la caza deportiva y para consumo de carne,
que en el caso de la totaki en Santa Cruz puede representar
importantes ingresos a través del ‘turismo de cacería’ como
se realiza en Argentina. En Venezuela, Brasil y Argentina
también se ha identificado a los patos de varias especies
(Dendrocygna spp., Anas spp.) como dañinos para los cultivos
de arroz, y en algunos casos se proponen medidas de vigilancia
y promoción de caza deportiva para limitar o compensar el
daño (DALLMEIER, 1991; CAVALCANTI, 2003).
En parcelas agrícolas de la Amazonía y los Andes, en mosaicos
de bosques más húmedos y mejor conservados, la fauna que
ataca los cultivos es mucho más variada e incluye algunas
especies que difícilmente se ajustan a la definición de ‘plaga’.
Mamíferos como monos (Saimiri spp. y Cebus spp.), pecaríes
(Tayassu spp.), venados (Mazama spp.), capibaras (Hydrochaeris
hydrochaeris), jochis (Dasyprocta spp. y Agouti paca)
y el oso andino (Tremarctos ornatus) son ‘usuarios’ de los
cultivos y pueden infligir daños considerables a pequeños
productores (JORGENSON, 1993; PEREZ y PACHECO, 2002;
MORALES, 2003). Los productores obtienen algún beneficio
parcial cazando animales para consumo, lo que incluye a
veces, especies amenazadas como el oso. Entre las aves,
los psitácidos como Ara severa, Amazona spp., Aratinga spp.,
ictéridos y tucanes pueden producir pérdidas en cultivos de
maíz, arroz, plátano, cítricos y café, mientras que las prácticas
de control (vigilancia y caza) son poco efectivas (GONZÁLEZ,
2003). Una opción de compensación de daños es la captura
de loros para el mercado de mascotas (ver proyecto Elé,
www.medioambiente.gov.ar/fauna/programas/manejo/proyecto_ele/),
la cual con un adecuado precio en el mercado y
buena justificación ante los consumidores puede convertirse
en una buena alternativa.
Otros conflictos más serios entre la fauna y la gente ocurren
cuando los depredadores atacan al ganado, a otros animales
domésticos, o representan un peligro para la misma gente.
Aunque la exterminación de carnívoros, la medida corriente
en el pasado, está dando paso a otras formas de control y
mitigación no letales (TREVES y KARANTH, 2003), la cacería
para controlar individuos de especies amenazadas como osos
andinos, jaguares, cóndores o águilas aún continúa en Bolivia
(p. e. MORALES et al. 2004). Varios esfuerzos a nivel de
Latinoamérica proponen cambios en el manejo de ganado
para minimizar las pérdidas por depredación de jaguar y puma
(HOOGESTEIJN, 2004), y también hay experimentos
incipientes de ‘indemnización’ a los ganaderos para evitar la
matanza de jaguares, de remoción y translocación de animales
problema, uso de cercas eléctricas y otras herramientas
novedosas que contribuirían a reducir el conflicto
(CAVALCANTI, 2003). El manejo de conflictos entre la fauna
y la gente tiene a veces poco que ver con la biología y mucho
con la política, pero puede ser clave para la conservación de
especies amenazadas y en la gestión de áreas protegidas.
Manejo para la cosecha sostenible y producción
comercial
El concepto de cosecha o rendimiento sostenible, aplicado
tanto al manejo forestal como al de poblaciones animales, ha
sido definido didácticamente como la extracción periódica de
una parte de la producción sistema (el “interés”), sin afectar
la capacidad productiva del recurso (“el capital”). Este concepto,
ilustrado más adelante con modelos, sugiere que casi cualquier
84

RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
uso de fauna (subsistencia, deportivo, comercial, ecoturismo)
podría ser realizado de manera que fuera ecológicamente
sostenible para las poblaciones naturales. Sin embargo, las
características biológicas de los animales, sus parámetros
poblacionales, el hábitat, y otros factores determinan la
producción total y su fracción cosechable, que puede ser alta
o baja según cada especie y situación particular. Las
experiencias pioneras de manejo de cacería deportiva de
ciervos, pavos, y perdices en EEUU demostraron cómo las
vedas por temporada, las restricciones de tamaño o sexo de
las presas, y el mejoramiento del hábitat (cobertura para
refugio, alimento, agua) podían aumentar la producción de la
fauna cosechable. Para otros usos que podían justificar
mayor inversión, como el de las pieles, los animales fueron
criadas en cautiverio y los reproductores se seleccionaron
artificialmente para mejorar la producción o la calidad del
producto. Entonces, según el grado de subsidio que se tiene
disponible para aplicar al sistema, se pueden hacer varios
tipos de manejo para la cosecha que van desde aprovechar
del hábitat natural con pocas o muchas ‘mejoras’, hasta la
cría intensiva en cautiverio que puede ser totalmente
independiente del ecosistema original. En el caso de caimanes
y cocodrilos, se reconocen tres tipos de manejo definidos en
este gradiente: cosecha sostenible, ‘rancheo’ y zoocría
(‘harvesting’, ‘ranching’ y ‘farming’, respectivamente;
THORBJARNARSON, 1991; VERDADE, 2004). Para otras
especies los esquemas son más variables, y en el caso de
capibaras o ñandúes pueden denominarse extensivos, semiextensivos
o de semi-cautiverio, e intensivos o de cautiverio
(OJASTI, 1991; ALHO et al., 1989). La selección adecuada
de uno u otro tipo de manejo dependerá, además de los
aspectos ecológicos, de la viabilidad económica y la
sostenibilidad cultural y social de las prácticas propuestas.
Manejo para cosecha sostenible de fauna en su hábitat
natural
Este es un esquema aplicable a casi cualquier tipo de uso,
requiere el menor subsidio o capital, y tiene como beneficios
adicionales la conservación del recurso, de su hábitat, las
otras especies y los servicios del ecosistema. Es el manejo
apropiado para las grandes áreas naturales y debería ser la
meta de los usuarios de subsistencia, deportivos y gran parte
de los comerciantes. El potencial de cosecha sostenible de
fauna varía ampliamente según las especies, como lo muestra
la evaluación de la cacería de mamíferos en la selva peruana
(p.e. Bodmer et al., 1994). En algunas lugares, especies como
los tatús (Dasypus spp.), jochis, urinas y taitetús pueden
soportar intensidades relativamente altas de cacería a largo
plazo, mientras que en las mismas condiciones las antas
(Tapirus terrestris), marimonos (Ateles sp.), pejichis (Priodontes
maximus), y mutunes (Mitu tuberosa) se extinguen localmente
(p.e. TOWNSEND et al., 2002). A consecuencia de esto, la
primera medida de manejo es lograr el acuerdo de la gente
para limitar la caza de las especies vulnerables y enfocar el
uso y monitoreo en las especies más robustas (SHAW, 1991).
Las restricciones de caza comúnmente usadas en el hemisferio
norte que están basadas en temporadas de veda y en el sexo
(como para los cérvidos) no funcionarían en bosques de Bolivia
porque la reproducción de la mayoria de especies de caza,
como los cérvidos y pecaríes, ocurre durante todo el año y
los machos no son facilmente distinguidos de las hembras.
Sin embargo, existen razones válidas para establecer épocas
de veda en ciertas especies como los lagartos, capibaras y
otras cuya reproducción está determinada por ciclos de
inundaciones o lluvias. En estas especies también es necesario
determinar las clases de tamaño (edad) y/o sexo de los
animales a cosechar para minimizar los impactos en la
población y para optimizar los productos. Existen modelos
poblacionales con suficientes experiencias de manejo de
caimanes y capibaras en hábitat natural en Latinoamérica
(THORBJARNARSON, 1991, 2001; OJASTI, 1991, ALHO et
al., 1989) que se puede aplicar en Bolivia (LLOBET y
APARICIO, 1999; APARICIO y RÍOS, 2003). Otras especies
con potencial de manejo en Bolivia son los psitácidos para el
mercado de mascotas y los ñandúes o piyos para carne, cuero
y plumas (MILANO y CASELLI, 2001).
Una medida imprescindible para la sostenibilidad ecológica
y conceptualmente fácil de aplicar a casi cualquier escenario
en Bolivia es la designación de tierras como reservas sin
cacería que sirviran de ‘fuente’ o zona de producción para las
especies cazadas. El modelo de ‘fuentes y sumideros’ explica
cómo una presión alta de cacería en un sitio es compensada
por la inmigración de individuos provenientes de otro colindante
sin presión (puede ser un área protegida existente o una
reserva de caza específica) permitiendo la sostenibilidad de
la cosecha (PULLIAM, 1988; PULLIAM y DANIELSON, 1991;
TOWNSEND, 1996; NOVARO et al., 1999). Con el acuerdo
de los usuarios para limitar la cosecha y planificar el uso de
la tierra para tales fines, lo cual implica aplicar subsidios al
sistema, es posible implementar esquemas de manejo
ecológicamente sostenibles que sean adecuados a los
escenarios de Bolivia (p.e. TOWNSEND y RUMIZ, este
número).
‘Rancheo’ de caimanes
Un sistema de manejo que depende del buen funcionamiento
del hábitat natural es el de rancheo de caimanes, con cosecha
de huevos (o juveniles) para su incubación artificial y crecimiento
en cautiverio hasta que alcanzan un tamaño mínimo al que
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
se los puede faenear (THORBJARNARSON, 1991). Actualmente
hay proyectos de rancheo de Caiman yacare en Brasil
y de C. larirostris en Argentina (VERDADE, 2004). El mismo
concepto se puede aplicar a ciertos casos de aprovechamiento
de iguanas (Iguana iguana, WERNER, 1991), proveyendo
estructuras artificiales de desove para poder recoger luego
los huevos sin dañarlos. El hábitat natural es la fuente para
la colecta de cría y donde obligatoriamente se realiza la
liberación de una parte de los animales ya crecidos; lo que
justifica la sostenibilidad y mantiene un vínculo del hábitat con
el mercado. Es importante resaltar que la ‘cría de ciclo cerrado’
que veremos después no promueve necesariamente esta
conexión y puede permitir la extinción en vida silvestre de una
especie por la destrucción de su hábitat, aunque se la esté
comercializando internacionalmente con todos los requisitos
de CITES.
Sistemas extensivos a semi-intensivos de manejo de
fauna
Estos sistemas implican un mayor inversión económica, con
uso de cercas y/o suplemento alimenticio, pero puedan obtener
a cambio una mayor producción o un mejor producto por
controlar los depredadores y manipular más efecientamente
la reproducción de los animales. Estos sistemas se aplican
generalmente a las mismas especies que son cosechables
directamente en su hábitat, como capibaras, iguanas, y
ñandúes. En el caso de ñandúes, se los puede mantener en
potreros alambrados como complemento a la ganadería bovina.
Al manejar la proporción de hembras en harenes reproductivos,
disminuir la mortalidad de crías con refugios y control de
depredadores, y dar suplementos nutricionales cuando es
necesario, la producción se incrementa de manera significativa
con respecto a poblaciones silvestres de ñandúes (VIGNOLO
et al., 2001; MILANO y VIDAL, 2004). En el caso de capibaras,
hay experiencias de encierros semi-intensivos con densidades
de 3 a 4 ind/ha que han llevado al sobrepastoreo y a una alta
agresividad, pero estos problemas podrían reducirse con
suplementación barata de alimento y manteniendo la estructura
social de grupos familiares (ALHO et al. 1989; OJASTI, 1991).
También se mencionan sistemas similares de manejo de
anfibios y reptiles amazónicos para producción de toxinas
(SHULTE, 1997) y para la carne o huevos de iguanas (WER-
NER, 1991).
Los zoocriaderos
Los zoocriaderos para cría intensiva en cautiverio implican
una inversión aún mayor en instalaciones, alimentación y otros
cuidados para los animales. La rentabilidad del sistema
depende de un alto valor del producto o muy bajos costos de
alimentación, por lo que difícilmente los zoocriaderos podrían
convertirse en una alternativa económica de producción de
carne de mamíferos o aves de cacería para la susbsistencia
de comunidades (ver GODOY et al. este número). El mayor
desarrollo de la cría en cautiverio tuvo lugar para la industria
peletera por su alto retorno. Se han criado especies silvestres
como los zorros, armiños, o castores del hemisferio norte, y
las chinchillas (Chinchilla lanigera y C. brevicaudata) y el
coypo (Myocastor coypus) neotropicales, pero luego de la
selección artificial que han sufrido algunos planteles podrían
considerarse como especies domésticas.
Actualmente los zoocriaderos más importantes económicamente
son los de crocodílidos, con planteles de
reproductores en ciclo cerrado de Crocodylus porosus en
Australia, Caiman crocodilus en Colombia y Brasil, y de C.
latirostris en Brasil (VERDADE, 2004). En Brasil otros
zoocriaderos experimentales son de tortugas acuáticas,
tinámidos, capibaras, y pecaríes (MACHADO y NOBRE
CASARA, 2001; NOGUEIRA-FILHO y NOGUEIRA, 2000).
La cría familiar del jochi pintado o paca (Cuniculus paca) ha
sido promocionada en varios países de la amazonía (PEREZ-
TORRES, 1996; RENGIFO et al., 1996). En Bolivia hay
escasas experiencias de zoocría, entre las que se puede
mencionar la apicultura de abejas meliponinas, la piscicultura
de algunos peces nativos, la cría de la pisacca (Nothura
darwini) para producción de carne, y la del zorrino (Procyon
cancrivorus) para uso de la orina en la industria del perfume,
pero hay potencial para otras especies (MDSP, 2002). Los
zoocriaderos son una alternativa atractiva para desarrollar el
valor de la vida silvestre boliviana y promover a través de ello
el ecoturismo y la conservación. Sin embargo, la fuente de
animales reproductores, la sostenibilidad económica, la
viabilidad social y la relación de la zoocría con la conservación
de los hábitats naturales son aspectos importantes que
necesitan ser analizados antes de apoyar las nuevas iniciativas.
ANÁLISIS DE LA SOSTENIBILIDAD DE LA CACERÍA
EN BOSQUES TROPICALES
Como se mencionó en la sección anterior, la cosecha de
animales en hábitats naturales es sostenible cuando la
producción de la población es suficiente para compensar sus
pérdidas. La población crece principalmente por la reproducción
(dada por el número de hembras reproductivas, de crías por
camada, de camadas por año, etc.) y decrece por la mortalidad
natural más cualquier cosecha. Conociendo la abundancia
y estructura poblacional, los parámetros reproductivos y la
mortalidad es posible desarrollar modelos demográficos que
describan el comportamiento de la población bajo distintos
regímenes de cosecha y así evaluar su sostenibilidad (MC
CULLOUGH, 1987; CAUGHLEY, 1977). Según si la mortalidad
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
sobre la capacidad de producción de la población pueden ser
muy diferentes. El conocimiento sobre la demografía de
cocodrílidos (especies longevas, con alta producción de huevos
pero baja eclosión y con alta mortalidad de crías) permitió
desarrollar y probar distintos modelos de manejo sostenible.
El monitoreo de programas de manejo basados en la cosecha
de huevos (la mayoría de los cuales no llegaría a adultos por
mortalidad natural) y en la cosecha enfocada a machos adultos
grandes (que pueden ser reemplazados por otros machos,
antes inhibidos reproductivamente) muestra que cuando la
extracción no perjudica a las hembras reproductivas se
mantiene la producción y abundancia de la población (ROSS,
1999; VELASCO et al., 2003). Sin embargo, en la mayoría
de los casos de mamíferos y aves en bosques tropicales estos
detalles se desconocen y la sostenibilidad de la cacería sólo
puede ser estimada con bastante incertidumbre.
Métodos de análisis de sostenibilidad
Los métodos útiles para estudiar las poblaciones animales,
sus hábitats y el potencial productivo provienen principalmente
de la biología de poblaciones, la ecología de campo y las
ciencias sociales. Queremos mencionar algunas fuentes
bibliográficas accesibles que cubren los temas de base para
las evaluaciones de sostenibilidad del manejo, como las
técnicas de campo para inventario de especies y abundancia
polacional (RABINOWITZ, 2003; NARANJO, 2000;
SOUTHERLAND, 1996; WILSON, 1996; CASAGRANDE y
BEISSINGER, 1997), diseño general de estudios de
conservación (Feinsinger, 2004; MARGOLUIS y SALAFSKY,
1998) y revisiones amplias sobre manejo y sustentabilidad de
la cacería (PAINTER et al., 1999; ROBINSON y BENNETT,
2000; CULLEN et al., 2003). En Bolivia se ha acumulado
bastante experiencia en la colecta y análisis de datos sobre
las actividades de cacería y las poblaciones de animales
cazados como para guiar nuevas iniciativas (ver NOSS et al.,
2003; CUÉLLAR et al., este número, TOWNSEND y RUMIZ
este número).
Los enfoques conceptualmente menos complicados para
evaluar la sostenibilidad de la cacería de animales de
bosque tropical (ROBINSON y REDFORD, 1994; ROBINSON
y BODMER, 1999) se basan en:
La comparación de la densidad de población entre
áreas sometidas a cacería y sin cacería: si la densidad
es menor en el área de cacería se debe a un nivel de
extracción no sostenible. Asume que las dos zonas
tienen la misma producción, y no considera que la
producción es denso dependiente (ver luego modelo de
reclutamiento de stock). afecta más a crías, juveniles, o
adultos, sus consecuencias . Este método requiere muchas
horas de trabajo para otener al menos 40 observaciones
por especie y así poder estimar densidad con el programa
Distance. En la TCO Sirionó se necesitó caminar 518 km
para poder estimar la densidad de tres especies.
La declinación de densidad en la misma zona: si es
continua, indica una extracción no sostenible. Este también
depende de mucha inversión de tiempo, y aún más si la
abundancia es baja en la zona.
La comparación de la captura por unidad de esfuerzo
entre zonas: un rendimiento bajo indica menor abundancia
debida a una extracción no sostenible. La estimación del
esfuerzo y rendimiento debe estar estandarizada para
todos los sitios. Este método implica la participación de
los cazadores para poder estimar el esfuerzo (tiempo
invertido en las salidad de caza) y su rendimiento (cosecha
por especie).
La declinación de la captura por unidad de esfuerzo
en la misma zona: si es continua, es un indicador poderoso
de la no sostenibilidad. Igual que el anterior, la participación
de los cazadores es imperativo para conocer la captura
y el tiempo invertido en la cacería.
La comparación de estructura de edades de los
animales cosechados: un aumento en la proporción de
juveniles indica una sobrecaza. Asume que no hay caza
selectiva por edades, las edades se estiman en función
del desgaste dentario de los cráneos colectados por los
cazadores. Este método implica el análisis del material
biológico en base a desgaste y/o cortes de dientes (p.e.
MAFFEI y BECERRA, 2000) y la participación de los
cazadores para contribuir todos los cráneos que ellos
cazan.
Estos índices comparativos tienen una serie de limitaciones
y supuestos, por lo que también se han desarrollado modelos
algo más complejos basados en la denso-dependencia de la
producción (modelo de reclutamiento de stock), en la producción
y cosecha local, en la tasa máxima de crecimiento de la
especie y en la existencia de fuentes y sumideros (ROBINSON
y BODMER, 1999; BODMER y ROBINSON, 2003), los que
se describen a continuación.
Modelo de reclutamiento de stock
El manejo de fauna para cosecha tiene como fin lograr un
rendimiento máximo que sea a la vez sostenible (‘maximum
sustainable yield’). Este rendimiento máximo sostenible (RMS)
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
está influido por la disponibilidad de alimento, agua y refugio
para la fauna silvestre. Teóricamente, sin interferencia humana
y cuando estos tres requerimientos están al máximo, la
población de la especie alcanzará su máxima densidad estable
que le permite el sistema, o sea en su capacidad de carga
(‘carrying capacity’) o ‘K’ (ROBINSON y REDFORD, 1994).
Uno pensaría que a la densidad K, por haber un mayor número
de animales también se produciría el mayor número de crías;
sin embargo, con muchas especies de cacería ocurre el
fenómeno de reproducción dependiente de la densidad, que
hace que los adultos produzcan menos crías, debido a la
disminución de recursos, cuando su densidad se acerca al K
(MC CULLOUGH, 1987; CAUGHLEY, 1977). Cuando la
población de animales es menor que K, y por lo tanto no
alcanza a utilizar todos los recursos disponibles, la tasa de
reproducción por individuo aumenta, y se producen más crías
que estarán disponibles para cosechar. En base a datos de
algunas especies bien estudiadas (pero no tropicales), se
estimó que el punto en el cual una población llega al RMS no
es con su máxima densidad, sino al 60% de su capacidad de
carga en caso de especies como pecaríes y venados,
y 80% en el caso del anta (BODMER y ROBINSON, 2003).
Aparentemente, este nivel de la población es la mayor densidad
a la cual la productividad individual aún no comienza a decrecer.
Por lo tanto, para especies cuyas poblaciones muestran
dependencia de densidad, como el taitetú (FOWLER, 1987),
la cacería con moderación puede aumentar la producción al
disminuir la densidad cuando ésta se halla cercana al K, y
llevarla hacia el nivel del RMS. Sin embargo, una tasa
constante de sobre-cosecha anual podría inadvertidamente
llevar la población desde el nivel de RMS hacia la extirpación.
Cuando se puede calcular qué porcentaje representa la
densidad de la población bajo caza (N) con respecto a una
no cazada (K), se puede estimar el nivel de riesgo de esta
cosecha (p. e. si N/K es 70-80% para pecaríes no hay riesgo,
pero si N/K es 60% para anta sí hay riesgo). Para aplicar
este modelo es necesario contar con datos de densidad de
la población animal en zonas con caza y sin caza. Ver más
detalles del método en Robinson y Bodmer (1999) y BODMER
y ROBINSON (2003).
Modelo de crecimiento poblacional (o de producción)
En ausencia de información demográfica detallada de la
población cazada, es posible estimar la máxima producción
potencial de la población en base a la tasa finita máxima de
incremento ( o rmax) de la especie y contando con la densidad
real o estimada en el sitio (ROBINSON y REDFORD, 1991b).
Luego, esta tasa de producción máxima se compara con tasas
de cosecha observadas, y si la cosecha es mayor, con
seguridad no es sustentable. Sin embargo, si la cosecha es
menor que la producción no hay garantía de que sea
sustentable, ya que existe una serie de factores que pueden
influir en la productividad actual del hábitat y la mortalidad
adicional que no están siendo considerados en este modelo.
Es necesario contar con una estimación de la presión de caza
en el sitio y el potencial productivo local.
Modelo de cosecha
El modelo de cosecha (BODMER, 1994) utiliza información
recolectada de animales cazados para estimar la productividad
local (como el promedio de gestaciones/hembra/año, promedio
de crías/camada, % de hembras reproductivas, % de hembras
en la población) y también necesita de estimaciones de la
densidad para calcular la producción por km 2 . Luego, compara
la presión de cacería por km 2 con la producción antes estimada,
y si la cosecha no sobrepasa el 40% de la producción para
especies de vida relativamente corta como el taitetú, es
sostenible. Este modelo puede combinarse con el de
reclutamiento de stock para formar el modelo de cosecha
unificado, en el cual se evalúa el riesgo de la cacería según
la vulnerabilidad de la especie. Los datos de fecundidad y
proporción de hembras se obtiene del examen de los animales
cazados (GOTTDENKER y BODMER, 1998) y los de densidad
por medio de conteos por transecta. Mayores detalles y
gráficos explicativos sobre estos modelos se pueden ver en
BODMER y ROBINSON (2003).
Modelo de fuente-sumidero
Los modelos anteriores consideran las poblaciones como
cerradas, ignorando la posible inmigración o emigración entre
áreas de caza y de reserva, pero la sustentabilidad de algunos
sistemas parece depender de la presencia de áreas cercanas
con poca o nula presión de cacería (PULLIAM, 1988; PULLIAM
y DANIELSON, 1991; TOWNSEND, 1996; NOVARO et al.,
1999). En un ejemplo de Perú, la extrema cosecha de antas
en la zonas accesibles a las comunidades se compensa con
la escasa o nula extracción en zonas adyacentes (BODMER
y ROBINSON, 2003).
OPORTUNIDADES Y DESAFÍOS PARA EL MANEJO
DE FAUNA EN BOLIVIA
El manejo sostenible de fauna es una posibilidad en el nuevo
escenario legal e institucional de Bolivia, y también es una
necesidad dada la importancia que tiene la fauna para la
subsistencia diaria de muchas comunidades (p.e. TOWNSEND
y RUMIZ, este número). La alta biodiversidad y las grandes
áreas naturales del país permitirían la producción sostenible
de varios productos de la fauna, incluido el ecoturismo, y éstos
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
podrían contribuir significativamente en la lucha contra la
pobreza al brindar beneficios económicos a sectores
actualmente marginados (MDSP, 2001). La Estrategia Nacional
de Conservación y Uso Sostenible de Biodiversidad (ENCB)
destaca entre sus políticas el fortalecimiento de las capacidades
nacionales y locales necesarias para la gestión de la
biodiversidad. En el caso de la fauna silvestre, la aplicación
de principios ecológicos al manejo sostenible es una de las
capacidades que necesita fortalecimiento, y con ese objetivo
fue preparado el presente documento. Sin embargo, es
imprescindible fortalecer también los aspectos legales, políticos,
institucionales, económicos y sociales que están vinculados
directamente con la conservación de fauna y la sostenibilidad
de su manejo. A continuación discutimos algunas oportunidades
y desafíos identificados para distintos aspectos relevantes al
manejo de fauna.
Aspectos legales, políticos e institucionales del
manejo
La promulgación de la ENCB, avalada por una participación
multisectorial del Gobierno y Sociedad Civil, es un gran respaldo
para las iniciativas de manejo de fauna. Entre sus lineamientos
de políticas se incluyen el reconocimiento del carácter
estratégico de la biodiversidad para el desarrollo nacional, y
la integración de la conservación en la planificación del
desarrollo. Sin embargo, estos lineamientos no siempre son
respetados por las acciones de otros sectores del Estado y
Sociedad (p.e. agricultura, minería, colonizadores). La
planificación del desarrollo regional donde aún hay ecosistemas
naturales, principalmente en tierras comunales o TCO’s, debe
priorizar el uso sostenible de recursos silvestres por los grupos
locales, asegurando el mantenimiento de las fuentes de cacería
de subsistencia. Deben crearse mecanismos para facilitar el
apoyo técnico y financiamiento para planes comunales de
manejo de fauna para subsistencia y comercialización. Los
grupos locales que muestren esfuerzos de manejo deben
tener prioridad en la asignación de cupos de comercialización.
Un reglamento general sobre de fauna silvestre se halla en
desarrollo y está pronto a ser promulgado. Junto con otras
normas complementarias (reglamento de lagarto, de zoológicos,
centros de rescate, etc.) se establecerán las reglas de
aprovechamiento sostenible, comercio, uso científico y
conservación de fauna y flora silvestres. La aplicación de
dichos reglamentos está a cargo de las oficinas nacionales,
departamentales y municipales de gobierno, con el apoyo y
participación de instituciones científicas, ONG’s, organizaciones
indígenas, etc. Las responsabilidades de administración,
monitoreo y control de nuevos programas de manejo, sobre
todo en el caso de especies CITES, probablemente
sobrepasarán la incipiente capacidad de estas oficinas.
Inicialmente, debería evitarse la promoción de nuevos
programas de manejo de especies sobre grandes extensiones
y que necesitan de evaluaciones, monitoreo y control a gran
escala dirigidos por el Estado como en el caso del lagarto.
En cambio, contando con los lineamientos adecuados, pueden
promoverse iniciativas piloto sobre distintas especies y que
vayan creciendo a medida que demuestren avances en el
manejo y en las posibilidades de monitoreo y control. Para
esto es muy importante la participación de organizaciones que
apoyen técnica y financieramente a estos proyectos piloto, y
tomen en parte la responsabilidad de los planes ante las
oficinas de gobierno como ‘tutores confiables’.
Las funciones de administración de la fauna silvestre están
claramente definidas en tres niveles: nacional, departamental
y municipal, pero todos ellos necesitan un refuerzo en téminos
de equipo, personal y capacidad, especialmente en sistemas
de control. Los funcionarios encargados del tema de la fauna
tienen que ser selecionados en base a méritos y conocimiento
del tema. La designación de autoridades científicas que
evalúan proyectos y asesoran a las autoridades administrativas
en cuestiones de sostenibilidad del uso de especies comerciales
es un requisito de CITES, pero aplicable a otros casos también.
El vínculo entre autoridades administrativas y científicas debe
ser más estrecho y coordinado. El reconocimiento oficial de
‘grupos de especialistas’ que también evalúan y aconsejan
sobre decisiones administrativas es un respaldo importante
ante la comunidad nacional e internacional.
Aspectos económicos del manejo
La viabilidad económica de cualquier plan individual de manejo
es tan importante como su sostenibilidad ecológica si esperamos
que el modelo se multiplique como una alternativa exitosa
contra otros usos más destructivos para el hábitat. Aunque
no es posible que una iniciativa de manejo sea rentable desde
su inicio, cada plan comercial debe incluir un análisis de costos
y beneficios esperados que permita estimar el plazo en que
comenzará a ser autosostenible (p.e. RUMIZ este número).
En ese análisis, los costos del manejo (inversiones,
mejoramiento de hábitat, monitoreo, investigación) deben
también estar considerados. Las proyecciones irrealmente
optimistas pueden perjudicar no sólo una iniciativa de una
comunidad sino también otras en el futuro o en otras
comunidades. Para evitar esto es importante distinguir los
intereses a corto plazo que puede tener un proyecto u ONG
para iniciar una experiencia piloto con gran subsidio, y las
posibilidades de éxito comercial de la misma en el futuro.
Pero también hay que considerar que para muchas experiencias
de manejo los beneficios esperados no son sólo comerciales,
y además de promover la sostenibilidad de la cacería de
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REVISTA BOLIVIANA DE ECOLOGÍA Y CONSERVACIÓN AMBIENTAL
subsistencia, un plan de manejo puede afianzar el dominio
sobre el territorio, fortalecer la organización comunal, servir
a la educación local o al ecoturismo.
La viabilidad económica de programas de manejo comercial
impulsados por el Estado debe mantenerse luego de absorber
los costos de monitoreo y control respectivos. Es habitual
que los comerciantes no quieran invertir en la investigación
y conservación de la especie aprovechada o su hábitat, pero
el Estado como responsable de los recursos de flora y fauna
del país puede regular y controlar dicho aporte. Los recursos
pueden obtenerse del cobro de tasas, preferentemente en los
niveles superiores de la cadena productiva, los que deberán
ser reinvertidos en el programa para la conservación de la
especie. Hay que considerar que para hacer evaluaciones
poblacionales, registros de monitoreo, y emitir dictámenes
que avalen las exportaciones ante CITES, las autoridades
científicas y otros técnicos deben contar con los recursos
suficientes. Programas como el de manejo de loros “Elé”
(IBERO et al., 2004) recaudan fondos suficientes de la
exportación como para cubrir los gastos de control y monitoreo
del programa, de investigación de la especie, y también para
el manejo de dos reservas provinciales declaradas
específicamente para la conservación de Amazona aestiva.
Los fondos recaudados son administrados por una fundación
mixta (estatal y privada) que asegura el destino de los mismos
al programa.
Hay escasas descripciones de cadenas productivas de uso
de fauna que permitan analizar la eficiencia y equidad de este
aprovechamiento en Bolivia. Aquí como en los puntos
anteriores se ve la necesidad de incorporar más economistas
en la evaluación y diseño de proyectos, de manera de promover
mayor participación de culturas originarias y mayor equidad
en la distribución de beneficios como lo menciona la ENCB.
El Estado, a través de normas o del apoyo a iniciativas de
base, podría asegurar un aumento en los beneficios a los
productores en el campo, y reducir intermediarios que no
contribuyen a la conservación y manejo sostenible de la fauna.
Al mismo tiempo, puede ocurrir que por competencia en el
mercado y decisiones mal dirigidas de los consumidores
internacionales, se favorezca la cría en cautiverio de especies
amenazadas para la venta (mientras se destruye el hábitat)
en lugar de promover el manejo comercial en habitat natural,
que permitiría la conservación de biodiversidad y supervivencia
de actores que cuidarían el bosque.
Aspectos ecológicos y sociales del manejo
El manejo implica una inversión de tiempo y esfuerzo para
asegurar la sostenibilidad de la cosecha. Este esfuerzo podría
ser solo en las estimaciones de poblaciones y cosecha
sostenible (recomendado para comunidades), o podría incluir
inversiones para crianza comercial en semi cautiverio o en
zoocriaderos para productos de alto valor. La decisión de
promover una u otra iniciativa de uso debe tener presente que
también existe el riesgo de que por falta de conocimientos o
de control en el manejo este uso tenga un efecto negativo
para la conservación de ésa u otras especies. Las prioridades
de conservación, posibilidades de manejo, o necesidades de
control de una especie en el país deberían estar guiadas por
evaluaciones técnicas adecuadas que, aunque consideren
los criterios de estatus global, reflejen la situación nacional.
Ha habido intentos de análisis de estatus posteriores al libro
rojo, pero aún hacen falta datos y criterios consistentes (ver
lineamientos en IUCN, 2004) para hacer una evaluación
actualizada que permita la implementación de la nueva
legislación de vida silvestre en Bolivia.
La planificación del manejo de fauna debe incluir no sólo
zonas de cosecha (‘sumideros’) sino también zonas de
producción no impactadas (‘fuentes’) para alimentar a la gente
(CUELLAR, 1996) o para interesar a los turistas. Para integrar
la fauna en la planificación se requiere una capacitación
multidisciplinaria y multinivel, enfocada desde comunarios
locales hasta universitarios en ciencias naturales. Esto requiere
una modernización de la oferta de clases en la universidad y
un cambio de enfoque para los estudiantes y los profesores,
incorporando los fundamentos de la biologia y ecología de
especies silvestres, estudios sociales, geografía, y evaluación
de hábitats aplicados al manejo de fauna. También es
importante educar el público y los oficiales del gobierno en la
importancia de este tema para los ecosistemas y la gente de
Bolivia. La planificación del manejo de fauna tiene que ser
accesible para la gente local, especialmente cuando tienen
tierras comunales o TCO’s. Son ellos que eventualmente
tendra la decision final sobre la continuidad de la fauna en su
área.
Es importante que ciertos sectores científicos o conservacionistas
acepten, siquiera como elemento de debate, la
idea de que el aprovechamiento puede constituir una
herramienta de conservación de especies, hábitats y ecosistemas,
y mantener una mentalidad lo más abierta posible ante
el conjunto de opciones que en este sentido existen en realidad
(IBERO et al., 2004). El debate ético entre ‘biocentrismo’ y
‘antropocentrismo’ aún continúa, cuestionando si los humanos
tenemos el derecho de usar la fauna silvestre para nuestro
propio beneficio, o si los animales tienen derechos inalienables
que debemos respetar. Independientemente de los
sentimientos íntimos de cada uno muchos conservacionistas
creen que a no ser que la fauna tenga algún uso para la gente,
no va a ser valorada, y si la fauna no tiene un valor percibido,
va a desaparecer junto a sus hábitats y será reemplazada por
otros usos de la tierra. Ante esta premisa, consideramos que
la promoción del uso sostenible de una especie silvestre es
una alternativa válida si ésto contribuye a su supervivencia y
la de sus hábitats.
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RUMIZ, D. I. y W. R. TOWNSEND: Conceptos, Criterios y Enfoques Para El Manejo de Fauna
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