actas ornitología Álava

ACTAS DEL

ENCUENTRO DE ORNITOLOGÍA EN ÁLAVA

Contribuciones recientes al estudio y conservación del patrimonio faunístico

ACTAS DEL

ENCUENTRO DE ORNITOLOGÍA

EN ÁLAVAContribuciones recientes al estudio

y conservación del patrimonio faunístico

Vitoria-Gasteiz, septiembre de 2003

Proceedings of the Ornithology Meeting in Álava

ARABAKO ORNITOLOGIA JARDUNALDIAREN AKTAK

En emocionado recuerdo de Iñaki Zorrakin

Coordinador: José María Fernández

Autores: Antonio Bea Joseba Carreras Jorge Echegaray José María Fernández José Antonio Gainzarain Aitor Galarza Benjamín Gómez Andrés Illana Luis Lobo Diana Paniagua Juan Manuel Pérez de Ana Jonathan Rubines Nerea Ruiz de Azua Ibon Telletxea

© Autores y Diputación Foral de Álava

Euskera: Joserra Diez, Ibai Portu

Fotocomposición: Arriaga, SL

Edita: Diputación Foral de Álava. www.alava.net

Imprime: Imprenta de la Diputación Foral de Álava

ISBN: 84-7821-661-8

Depósito legal: VI-560/06

Queda prohibida la reproducción total o parcial de esta obra sin citar la referencia bibliográfica.

AURKEZPENA / PRESENTACIÓN

Arabako Foru Aldundia atsegin handiz lotu zaio Ignacio Aldecoa Kultura Etxean egin

zen Arabako Ornitologia Bileran aurkeztutako hitzaldi multzo hau argitaratzeari. Horrela, gure natura ondarea ezagutzeko hain ekarpen handia egiten duen jarduera horren garapenean lagundu egin nahi du. Eskertu behar zaizkie beren ahale-ginak hizlariei –zeintzuk, 2003. urtean aurkeztu-tagkoekin alderatuz, liburuki honetako datuak ere eguneratu bait dituzte–, baita Arabako lurraldeko hegazti fauna egunez egun aztertu eta ezagutaraz-ten ari diren gainerako ornitologo guztiei ere. Be-reziki, eskertzekoa da José Luis Telleria irakaslea-ren parte-hartzea, gonbidatu moduan hitzaldi bat eman baitzuen Bileran. Balio beza horrek guztiak herritarrengan hegaztiekiko eta oro har Izadiare-kiko begirunea eta estimazioa areagotu daitezen, hazkunde kultural eta moralaren adierazgarri gar-biak baitira.

La Diputación Foral de Álava acomete con agrado la publicación de esta colección de

ponencias impartidas en el Encuentro de Ornito-logía en Álava, celebrado en la Casa de Cultura Ignacio Aldecoa. Pretende así contribuir al desa-rrollo de esta actividad, que tanto aporta al cono-cimiento de nuestro patrimonio natural. Es nece-sario agradecer su esfuerzo a los ponentes –que incluso han actualizado los datos contenidos en este volumen respecto a los presentados original-mente en 2003–, pero también a todos los demás ornitólogos que, día a día, estudian y divulgan la avifauna del territorio alavés. Especialmente, con-viene reconocer la participación del profesor José Luis Tellería, que impartió una conferencia invi-tada en el Encuentro. Sirva todo ello para que se incremente en la ciudadanía el aprecio y el respeto por las aves y por la naturaleza en general, signo inequívoco de crecimiento cultural y moral.

Federico VerásteguiDiputado Foral de Cultura, Juventud y DeportesKultura, Gazteria eta Kirolako Foru Diputatua

Í N D I C E

J. M. FERNÁNDEZ

Introducción. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13

A. GALARZA

Factores determinantes de la distribución de los paseriformes en el País Vasco. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15

J. A. GAINZARAIN & J. M. FERNÁNDEZ

Tendencias poblacionales recientes de la avifauna del País Vasco y de Navarra, según las variaciones de su distribución. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25

L. LOBO

La restauración del humedal de Salburua: consecuencias sobre la avifauna . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41

J. CARRERAS Actuaciones de la Diputación Foral de Álava en el marco del proyecto LIFE sobre el águila de Bonelli Hieraaetus fasciatus . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53

N. RUIZ DE AZUA, J. M. FERNÁNDEZ, A. BEA & J. CARRERAS

Situación de la población nidificante de avión zapador Riparia riparia en Álava . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 57

J. M. PÉREZ DE ANA

Situación y problemática de las aves rupícolas en Sierra Salvada . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67

A. ILLANA & D. PANIAGUA

El águila real Aquila chrysaetos en Álava. Análisis de la situación y perspectivas de futuro . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87

J. RUBINES & B. GÓMEZ

Técnicas de caracterización genética de poblaciones de becada Scolopax rusticola . . . . . . . . . . . . . . 93

I. TELLETXEA

Evolución reciente de la población de perdiz roja Alectoris rufa en Álava . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101

J. ECHEGARAY

Distribución y hábitat de la lavandera cascadeña Motacilla cinerea, el mirlo acuático Cinclus cinclus y el martín pescador común Alcedo atthis en el río Bayas (Álava, País Vasco) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107

INTRODUCCIÓN

R esulta desalentadoramente sencillo componer una trayectoria histórica de la Ornitología en Álava, porque no abundan los referentes ni las contribuciones sobre las aves de este

territorio en los tratados cinegéticos, en las crónicas de viajes, en la literatura costumbrista y ni siquiera en las descripciones enciclopédicas que nutrieron los conocimientos de la inci-piente ciencia ornitológica hasta la época moderna. Y ello a pesar de ser Álava patria chica de uno de los más ilustres antecedentes, Pero López de Ayala (1332-1407), autor de El libro de la caza de las aves, donde a un didáctico compendio de técnicas de cetrería, que mantuvo su influencia durante siglos, se añaden jugosos pasajes sobre historia natural, patología y aun migración. Los ilustrados del siglo XVIII, a pesar de la actividad de la Real Sociedad Bascon-gada, no realizaron grandes aportaciones, quizá por su mayor dedicación a temas netamente prácticos, aplicables al desarrollo económico y social del país. Las nuevas corrientes del pen-samiento científico europeo, profundamente interesadas en la catalogación de los seres vivos, apenas contaron en Álava con el breve reflejo de Joaquín José de Landázuri (1734-1806) y su Historia civil de la MN y ML provincia de Álava. Durante el XIX y primera mitad del XX, la brecha respecto a los países culturalmente avanzados se agudizó, y desde nuestra perspectiva más localista ni siquiera contamos con descripciones comentadas de la avifauna o con apor-taciones de científicos o colectores extranjeros, como las que sí se produjeron en territorios vecinos: el Catálogo de las aves observadas en Guipúzcoa y Vizcaya de Julián Aldaz (1918) o los ensayos de Howard Irby (1883), Howard Saunders (1884) y Henry Witherby (1922) sobre aves pirenaicas y cantábricas en la revista británica Ibis son algunos ejemplos. En 1913, el botánico alavés Federico Gredilla escribía:

«Vitoria será probablemente la capital de España que mayor contingente de naturalistas ha proporcionado. Esta circunstancia no debe extrañar, porque los vitorianos son muy dados a contemplar las bellezas de la naturaleza, ha-ciendo con tal fin frecuentes excursiones»

No es plausible que tan entusiasta afirmación, seguramente justificada en cierta medida, pueda hacerse extensible a la rama de las Ciencias Naturales que estudia y describe el pobla-miento avifaunístico.

Por tanto, sólo hasta mediados del siglo XX puede remontarse el inicio de una explora-ción más sistemática de la avifauna alavesa, con el trabajo de algunos pioneros como Fede-rico Puente -merecedor de un homenaje pendiente por parte de los naturalistas alaveses- que se apoyaron necesariamente en agrupaciones cercanas y consolidadas, como la Sociedad de Ciencias Aranzadi de San Sebastián. Paralelamente, el lento pero progresivo desarrollo de la Sociedad Española de Ornitología, fundada en 1954, propició el lanzamiento de programas de inventariado avifaunístico de amplio alcance, en los que pudieron participar jóvenes aficiona-dos, desde el seminal censo postal de cigüeñas impulsado por Francisco Bernis (1948) hasta

14

los recuentos de aves acuáticas invernantes (iniciados aquí en 1972) o el primer censo de bui-treras (1979). El Atlas ornitológico de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (1985) constituyó un hito destacable, que resolvió por fin y con brillantez la catalogación de la avifauna alavesa, y a partir del cual se abrieron nuevas perspectivas en las que nos hallamos inmersos hoy en día.

En este tipo de esfuerzos colectivos se hallan los albores de lo que hoy se llama «ciencia ciudadana», concepto acuñado para definir la investigación dirigida por científicos profesio-nales pero elaborada en colaboración con el público, y que tiende un puente entre Ciencia y Sociedad. La Ornitología es, de manera unánimemente reconocida, la ciencia biológica que más está contribuyendo a estrechar la distancia entre esos dos ámbitos, que tan a menudo se ignoran mutuamente. El atractivo estético e incluso sentimental de las aves favorece el interés de los ciudadanos, y cultivando su observación o registrando sus presencias se generan con-tribuciones significativas al conocimiento, a la divulgación y a la conservación. La Ornitolo-gía, término que en castellano y en sentido lato aúna todavía a la contemplación puramente recreativa (el birdwatching de los ingleses) y a la actividad más académica, contiene esas tres facetas que conciernen a la Ciencia, a la Cultura y al Interés Público.

Durante las últimas dos décadas, una creciente nómina de ornitólogos alaveses ha apor-tado su esfuerzo para poder situar a este territorio, pequeño pero diverso, en el mapa de la avifauna ibérica y continental. Conviene reivindicar, y tal es la pretensión del Encuentro de Ornitología y de este libro, la existencia de canales en los que se visualicen aportaciones de este tipo, de manera que crezcan tanto el rigor exigible a una actividad que emplea el método científico, como su utilidad en términos de progreso social y cultural.

José María FernándezInstituto Alavés de la Naturaleza

FACTORES DETERMINANTES DE LA DISTRIBUCIÓN DE LOS PASERIFORMES EN EL PAÍS VASCO

AITOR GALARZA

Diputación Foral de Bizkaia • Avenida de Madariaga, 1. 48014 Bilbaoagalarza@ telefonica.net

Resumen

Se examina la relación entre una serie de variables ambientales con la riqueza y abundancia de las comunidades de paseriformes en los hábitats más extendidos del País Vasco, desde la costa de Bizkaia hasta la Rioja Alavesa. Las variables utilizadas fueron la temperatura y la precipitación anual media, la densidad media de troncos con <10 cm y >30 cm de diámetro, la cobertura de arbustos y herbáceas, la de cultivos cerealistas y mediterráneos, y la de coníferas y planifolios. La distribución de la abundancia específica parece estar condicionada por una gran variedad de factores ambientales. Durante el invierno, las variables climáticas tienen mayor influencia, mien-tras que en primavera ganan peso las fisonómicas. Las variables paisajísticas y las florísticas parecen tener una importancia similar durante ambas épocas del año. Tanto la abundancia como la riqueza de las comunidades se asocian positivamente a la densidad del arbolado durante la primavera, mientras que durante el invierno dependen de la distribución de las temperaturas.

Palabras clave: paseriformes, comunidades, abundancia, riqueza, País Vasco.

Summary

Factors influencing bird distribution in the Basque Country

We examine the relationship between certain environmental variables, richness and abundance of bird communities across Bask Country habitats, from the coast of Bizkaia to Rioja Alavesa. Analized variables were average temperature and rainfall, densities of trees thinner than 10 cm diameter and thicker than 30 cm, the coverage of shrub and pastureland, cereal and Mediterra-nean cultures, pinewood and oakwood. Distribution of species abundance seems to be influenced by an ample variety of environmental factors. In winter, climate has a major influence, while in spring structural variables increase their importance. Landscape and floristic variables could have similar relevance in both seasons. Community abundance and richness are positively as-sociated to tree density in spring, but in winter they depend on temperature distribution.

Key words: avian communities, abundance, richness, Basque Country.

Laburpena

Paseriformeen banaketaren faktore mugatzaileak Euskal Herrian

Zenbait ingurune-aldagairen eta paseriforme-komunitateen aberastasunaren eta ugaritasunaren arteko erlazioa aztertzen da, Bizkaiko kostaldetik Arabako Errioxarainoko habitat hedatuenetan. Erabilitako aldagaiak hurrengo hauek dira: urteko batezbesteko temperatura eta prezipitazioa, <10 cm eta >30 cm Ø-ko batezbesteko enbor-dentsitateak, zuhaizka-estaldura eta belarkara estaldura, mediterraniar eta zereal-laborantzen estaldura, eta konifero- eta ostozabal-estaldura. Aldagai klimatikoek eragin handiagoa dute negualdian, fisonomikoen garrantzia udaberrian

A. GALARZA16

Introducción

Los factores ambientales determinantes de la distribución de las aves son aún poco conocidos. Mientras que ciertos autores consideran de impor-tancia relevante la estructura fisonómica del pai-saje (Hilden, 1965), otros dan mayor importancia al papel de la composición florística del medio (Wiens & Rotemberry, 1981; Rice et al., 1984; Rotemberry, 1985), a la incidencia del clima (Root, 1988a y 1988b) o a ciertos aspectos histó-ricos relacionados con el pasado climatológico o geológico de las áreas estudiadas (Moreau, 1954; Blondel, 1985). En realidad, una buena parte de esta aparente falta de concreción puede deberse al hecho de que los factores determinantes de la distribución de abundancias de las aves pueden cambiar según las peculiaridades biológicas de las especies estudiadas, las escalas de aproximación y la propia metodología de estudio. Por ello, es importante ampliar los conocimientos empíricos sobre este tópico, abordándolo desde diferentes escalas geográficas y grupos taxonómicos (ver Gaston, 1994 para una revisión).

En este trabajo, abordamos el estudio de los factores determinantes de la distribución de las aves en el País Vasco. Hemos seleccionado a los paseriformes (O. Passeriformes) por constituir un taxon relativamente homogéneo desde un punto de vista biológico, además de ser el gru-po cuantitativa y cualitativamente dominante en el contexto de la avifauna del área de estudio. Aunque su análisis ha sido ya abordado a escala de la Península Ibérica y en una parte del País Vasco (Tellería & Santos, 1982, 1985 y 1993; Te-llería, 1987; Santos & Tellería, 1985; Tellería et al., 1992), faltan estudios más integrados en los que para una misma región geográfica se valore

el papel de la estacionalidad sobre los factores determinantes de la distribución de este grupo de aves. El objetivo de este trabajo es, precisamente, explorar el significado de una serie de factores paisajísticos, fisonómicos, florísticos y climáti-cos sobre la distribución de los paseriformes en el País Vasco durante el período reproductor y la invernada. Este objetivo general se concreta en los siguientes objetivos parciales:

a) Describir los patrones de covariación entre la abundancia de las especies y las variables ambientales seleccionadas.

b) Comparar la incidencia de los diferentes fac-tores ambientales en primavera e invierno. Aunque se sabe que hay notables desviacio-nes en la selección de hábitat entre estaciones, faltan estudios que cuantifiquen estos cambios y permitan sacar conclusiones generales sobre los grandes determinantes de la distribución de la avifauna en una región dada, obviando las peculiaridades propias de cada especie.

c) Analizar las diferentes respuestas de las especies según su origen biogeográfico. El País Vasco, a caballo entre las regiones Eurosiberiana y Mediterránea, alberga aves de procedencia geográfica diversa, y requeri-mientos ambientales supuestamente peculia-res (Brown, 1984), que pueden clasificarse, según su distribución, en norteñas, paleárti-cas y sureñas (ver Tellería & Santos, 1994). Es previsible que estos grupos respondan de forma diferente a la incidencia de los factores ambientales considerados.

d) Estudiar, finalmente, la incidencia de los dife-rentes factores ambientales considerados so-bre la densidad y riqueza de las comunidades de aves estudiadas.

handitzen den bitartean. Aldagai paisajistikoek eta floristikoek antzeko pisua dutela urtearen sasoi bietan ematen du. Ikerturiko komunitateen dentsitatea zein aberastasuna zuhaitz-dentsi-tateak igotzen ditu udaberrian; negualdian aldiz temperatura-banaketarekin erlazionatuta daude hegaztien dentsitate eta aberastasun horiek.

Hitz gakoak: paseriformeak, komunitateak, aberastasun, ugaritasun, Euskal Herria.

FACTORES DETERMINANTES DE LA DISTRIBUCIÓN DE LOS PASERIFORMESEN EL PAÍS VASCO 17

Material y métodos

Se eligieron 23 localidades de muestreo (17 para los muestreos invernales) a lo largo del territo-rio de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Estas localidades se seleccionaron teniendo en cuenta la representatividad de los hábitats en los diferentes pisos bioclimáticos. En cada locali-dad de muestreo se midió la abundancia de la avifauna y diversos factores ambientales. Dado que la abundancia de las especies puede estar determinada por una combinación de diferentes factores que pueden estar interrelacionados, se realizó un análisis de correlación parcial con el fin de resolver el problema de interacción en-tre las variables. Se utilizó, además, un análisis de regresión múltiple por pasos para evaluar el porcentaje de la varianza explicada por las prin-cipales variables ambientales. Para obtener dis-tribuciones normales, las variables expresadas en porcentaje se transformaron angularmente (arcsen√p), mientras que el resto se transformó a escala logarítmica (log (x+1)).

Las localidades fueron muestreadas en los períodos mayo/junio y enero/febrero por el mé-todo del transecto con banda de 25 m (Järvinen & Väisanen, 1975). Las densidades específicas obtenidas, así como la abundancia total y la ri-queza específica (s) en cada hábitat fueron trans-formadas logarítmicamente.

Se seleccionaron varios parámetros cli-máticos como variables independientes con el fin de reflejar las variaciones de temperatura y precipitación a lo largo del área de estudio. Los datos climáticos se tomaron de Ortubay (1994). Al encontrarse fuertes correlaciones entre los valores de temperatura anual media (TEAM) y precipitación anual media (PRAM) y los valo-res mínimos y máximos de dichos parámetros, se seleccionaron las dos primeras variables. La estructura fisonómica de la vegetación se midió mediante la densidad media de troncos con <10 cm (TRJV) y >30 cm (TRAD) de diámetro a 1,5 m de altura. Como variables paisajísticas se utilizaron la cobertura de arbustos comprendidos

entre 25-200 cm de altura (CARB), la cobertu-ra herbácea (CHER) y la cobertura de cultivos cerealistas y mediterráneos (CCLT). Por último, la influencia de la composición florística en la abundancia de las aves se analizó utilizando las variables cobertura de coníferas (CONF) y co-bertura de planifolios (PLNF), según fuera la identidad de la especie arbórea dominante en cada medio.

Resultados

Se contabilizaron 56 especies durante el período reproductor y 41 durante el invierno, aunque 14 y 8 especies fueron excluidas, respectivamente, por presentar una distribución muy restringida. El conjunto de especies considerado está mayo-ritariamente constituido por especies de prefe-

Figura 1. Robledal de Godamo, Belunza (foto: Nerea Ruiz de Azua).

[Godamo Common Oak forest, Belunza].

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sin embargo, relaciones más dispares. La distri-bución de las especies sureñas parece depender durante la primavera de una combinación mayor de factores ambientales. Resulta especialmen-te llamativo el papel del clima como potencial condicionante de su distribución (tienden a pre-sentarse en los ambientes más secos y cálidos), algo que no ocurre en las aves norteñas durante este período. Durante el invierno, por el contra-rio, se invierten los términos al ser la climatolo-gía (ocupación de los hábitats más térmicos) el principal factor asociado a la distribución de las aves norteñas.

Finalmente, puede verse cómo tanto la den-sidad como la diversidad de las comunidades de aves estudiadas se asocian positivamente a la densidad del arbolado durante la primavera, mientras que durante el invierno dependen de la distribución de las temperaturas (tablas 1 y 2). Esto coincide con el cambio estacional del protagonismo del clima y la estructura del arbo-lado sobre las aves observado a nivel específico (tabla 3).

Discusión

La distribución de la avifauna es un fenóme-no complejo, resultado de multitud de factores ambientales, que ha merecido la atención de numerosos autores (ver Wiens, 1989 y Brown, 1995 para una revisión). Para poder interpretar las diferencias de opinión existentes a la hora de determinar la importancia de los diferentes fac-tores ambientales sobre la distribución de la avi-fauna, se ha sugerido que los factores climáticos tienen una mayor influencia cuando se estudia la distribución de las aves a gran escala mientras que su valor predictivo disminuye al plantearse el análisis en un marco geográfico más regional (Myers & Giller, 1988). En el presente trabajo, el grado de asociación que muestran las diferentes variables ambientales con la distribución de las abundancias de las aves no es uniforme. Sin em-bargo, ninguna de estas variables aparece como

rencias forestales (60 %), rasgo que determina marcadamente la importancia de las variables asociadas a la estructura del bosque. De las 378 y 297 (9 variables para 42/33 especies respec-tivamente) correlaciones parciales posibles du-rante la primavera y el invierno respectivamente 75 (19,8 %) y 34 (11,4 %) fueron significativas (p<0,05) (tablas 1 y 2). Sin embargo, esta dife-rencia en el número de correlaciones no se aso-ció a una pérdida en el poder explicativo de las variables utilizadas, dado que no se observaron diferencias en el coeficiente de determinación medio (R2) entre la primavera (0,417) y el invier-no (0,424) (z=0,1181; p=0,9060, test de la U de Mann-Whitney). La varianza media explicada por estos modelos fue alta si se la compara con los resultados obtenidos por el mismo procedi-miento en estudios realizados a pequeña escala (Morrison et al., 1987) y equivalente a la obte-nida en primavera para las aves forestales de la Península Ibérica (Tellería & Santos, 1994). En consecuencia, la modelización de la distribución de las especies en el área de estudio mediante las variables encartadas parece ser satisfactoria, en especial si consideramos la previsiblemente di-fícil modelización de la distribución de las aves durante el invierno, período en el que están suje-tas a movimientos interhábitats e interregionales a menudo impredecibles.

En lo que concierne al cambio estacional en la importancia de los diferentes factores ambien-tales determinantes de la distribución, se observa que hay un significativo protagonismo de los di-ferentes grupos de variables analizadas (tabla 3). Durante el invierno, las variables climáticas ad-quieren un protagonismo relativo mayor, mien-tras que las fisonómicas reducen su influencia durante este período.

En lo referente al comportamiento de los diferentes grupos biogeográficos, se observa que en ambas épocas del año son los factores descriptivos de la estructura y composición flo-rística del arbolado los principales determinan-tes de la distribución de las especies paleárticas (tabla 4). Las aves norteñas y sureñas presentan,

A. GALARZA22

dominante o explica de forma exclusiva esta dis-tribución, tal y como también se ha observado en la distribución de los paseriformes forestales a lo largo de la Península Ibérica (Tellería & Santos, 1994).

El marcado carácter forestal del territorio y de su avifauna parece ser el principal determi-nante de que las variables fisonómicas y florís-ticas adquieran un relevante protagonismo, en especial durante la primavera. La componente florística predice de forma preferente la distribu-ción de las especies de distribución biogeográ-fica amplia, aunque no se observan preferencias florísticas significativas entre los distintos gru-pos. La relación negativa entre la riqueza de las comunidades de aves y la densidad de troncos resulta una característica típica de los medios fo-restales durante la primavera (James & Wamer, 1982; Swift et al., 1984; Tellería et al., 1992).

La tendencia contraria que muestra esta asocia-ción en el presente trabajo puede estar causada por la menor riqueza que muestran los hábitats deforestados. La capacidad predictiva de las va-riables fisonómicas sobre la distribución de las especies se reduce significativamente durante el invierno, debido al abandono del área de estudio de especies relacionadas con los espacios abier-tos y a una mayor ubicuidad de las especies de carácter forestal, muchas de las cuales pasan a depender de las campiñas atlánticas y los culti-vos mediterráneos durante este período en el que las aves se comportan de modo menos selecti-vo (Alatalo, 1981; Bilcke, 1984). Asimismo, la marcada dicotomía estructural que se produce entre los medios forestales y los espacios abier-tos determina el alto poder predictivo que mues-tran también las variables paisajísticas durante ambos períodos.

Primavera Invierno χ2 parcialClimáticas 8 (10 %) 7 (20 %) 3,63Paisajísticas 23 (31 %) 12 (35 %) 0,46Fisonómicas 29 (39 %) 8 (24 %) 7,56

Florísticas 15 (29 %) 7 (21 %) 0,02

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Tabla 3. Diferencias en la distribución de las correlaciones parciales significativas entre grupos de variables en primavera e invierno. Se incluye también el resultado de un test de la χ2.

[Differences in distribution of signifi cant partial correlations among groups of variables in spring and winter. The result of a χ2 test is also included.]

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Climáticas 4/16 (25,0 %) 3/36 (8,3 %) 0/14 (0,0 %)Paisajísticas 4/24 (16,7 %) 5/54 (9,3 %) 3/21 (14,3 %)Fisonómicas 1/16 (6,3 %) 6/36 (16,7 %) 2/14 (14,3 %)Florísticas 0/16 (0,0 %) 6/36 (16,7 %) 1/14 (7,1 %)

Tabla 4. Distribución de las correlaciones parciales significativas (numerador) sobre el total de correlaciones posibles (denominador) entre los grupos de variables y los tres grupos biogeográficos de aves, en primavera e invierno. Se expresa entre

paréntesis el porcentaje de correlaciones significativas.

[Distribution of signifi cant partial correlations (numerator) over all posible correlations (denominator) among variables and biogeographical groups, in spring and winter. In brackets, percentage of signifi cant correlations.]


El clima adquiere un alto protagonismo a la hora de explicar la distribución de las aves en ambas épocas del año. Pese a la ya comen-tada común interpretación de otorgar al clima un elevado valor predictivo a grandes escalas geográficas (Myers & Giller, 1988; Root, 1988a y 1988b), los resultados de este trabajo indican que los factores climáticos pueden tener una gran importancia a pequeña escala, especialmente si la variabilidad climática de la región estudiada es grande. Durante la primavera, las variables climáticas se asocian positivamente con especies que ocupan espacios abiertos, especies de ca-rácter mediterráneo, que han visto favorecida su área de distribución por el incremento histórico de las superficies agrícolas y el atemperamiento general del clima. Como cabría esperar, la capa-cidad predictora de la temperatura aumenta en invierno, dada su relación con la disponibilidad trófica (Newton, 1981). El endurecimiento in-vernal de las condiciones climáticas en el piso montano de la región eurosiberiana y en el piso supramediterráneo (Santos & Tellería, 1985; Or-tubay, 1994), trae como consecuencia el aban-dono masivo de la avifauna y una importante reducción de la diversidad, más manifiesta en los medios forestales, medios que mantienen al-tos valores de abundancia y diversidad durante la primavera. Por el contrario, en los espacios abiertos del tramo costero (Tellería, 1983; Telle-ría & Santos, 1982 y 1985; Tellería et al., 1988) y también en la Depresión del Ebro se producen importantes concentraciones de aves invernantes debido al mantenimiento de la actividad vege-tativa y la actividad de los artrópodos en estos sectores más atemperados. La temperatura re-sulta, además, la variable que mejor predice la distribución de la abundancia y la riqueza de las comunidades en el País Vasco.

En conclusión, la distribución de la avifauna en el País Vasco parece venir condicionada por una gran variedad de factores ambientales. Ello es reflejo probable del amplio rango de variación del clima y la estructura de la vegetación a lo largo de este territorio. Los resultados obtenidos

demuestran, por lo menos a la escala de nuestro estudio, la inadecuación de proponer un único grupo de variables ambientales como determi-nante básico de la distribución de las aves.

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TENDENCIAS POBLACIONALES RECIENTES DE LA AVIFAUNA DEL PAÍS VASCO Y DE NAVARRA,

SEGÚN LAS VARIACIONES DE SU DISTRIBUCIÓN

JOSÉ MARÍA FERNÁNDEZ & JOSÉ ANTONIO GAINZARAIN

Instituto Alavés de la Naturaleza • Apartado de correos 2.092. 01080 Vitoria [email protected]

ResumenSe analizan las variaciones experimentadas por la distribución de las poblaciones de aves del País Vasco y de Navarra entre los periodos 1982-1984 y 1998-2001, según los respectivos atlas ornitológicos en cuadrículas UTM de 100 km2. Previa corrección independiente de las series de datos para el aumento del esfuerzo de muestreo, se comprobó cómo el grupo de las aves ligadas a agrosistemas y las migradoras transaharianas habrían tenido un comportamiento desfavorable, en relación con otras tipologías ecológicas y migratológicas. Buena parte de los procesos im-plicados en estos cambios podrían estar operando a una escala muy amplia. Aunque este tipo de análisis resultan útiles, desde el punto de vista aplicado, para evaluar el estado de conservación de las poblaciones, es necesario insistir en el requisito de la estandarización del esfuerzo para asegurar la comparabilidad.

Palabras clave: avifauna, tendencias, distribución, estado de conservación, País Vasco, Nava-rra.

Summary

Recent bird population trends for the Basque Country and Navarra, evaluated through range variations

We analyzed range variations for bird populations in the Basque Country and Navarra between 1982-1984 and 1998-2001, as shown by ornithological atlases using UTM 100 km2 grid. Once that both independent data sets were corrected regarding increasing sampling effort, we ob-served how farmland and long distance migrating birds were having an unfavourable status, relative to other ecological and migratological types. Many of the responsible processes could be operating on large scale. Although this kind of analysis is quite useful from an applied point of view, it is necessary to stress the standardization of sampling efforts as a requisite to allow comparability.

Key words: birds, trends, distribution, conservation status, Basque Country, Navarra.

Laburpena

Euskadi eta Nafarroako hegazti populazioen azken tendentziak, atlas erregionaletako datuetatik abiatuta

1982-1984 eta 1998-2001 epealdietan Euskadi eta Nafarroako hegazti populazioen banaketak izan dituen aldakuntzak aztertzen dira, 100 km2-ko kuadrikuletan oinarrituriko lurraldeko atlas ornitologikoak aintzat hartuz. Laginketa ahalegina handitzeko datu serieak independienteki zuzendu ostean, nekazal sistema eta migratzaile transahariarrek osaturiko multzoak jokabide

26 J.M. FERNÁNDEZ & J.A. GAINZARAIN

Atlas de aves y cartografi adode su distribución

En España, los primeros trabajos para des-cribir la distribución de las especies de aves em-pleando la metodología “atlas” se realizaron, a partir de los años 70 del siglo XX, en ámbitos regionales. El primer atlas ornitológico publica-do fue el de La Rioja (De Juana, 1980), al que si-guieron los de Cataluña (Muntaner et al., 1983), Galicia (López & Guitián, 1983), País Vasco (Ál-varez et al., 1985) y Navarra (Elósegui, 1985). Con excepción del primero, empleaban la malla UTM de 100 km2 para expresar sus resultados. Entretanto, el proyecto de un atlas ornitológico nacional había sido iniciado en 1975 (Purroy, 1975). En este caso, la recolección de datos se verificó sobre unidades del Mapa Topográfico Nacional, que comprende 1.073 cuadrículas de 26-30 x 18,5 km cada una. La información aportada por observadores voluntarios fue reco-gida durante un extenso periodo de 20 años, y finalmente este trabajo vio la luz (Purroy, 1997) convirtiéndose en una referencia para la ornito-logía ibérica.

En el marco de la iniciativa Inventario de hábitats y taxones del Ministerio de Medio Am-biente, SEO/Birdlife comenzó el desarrollo de un nuevo atlas ornitológico español en 1997. En este caso, el trabajo de campo para la recogida de citas se verificó fundamentalmente entre 1998 y 2001, y se utilizaron las 5.571 cuadrículas UTM de 100 km2. El resultante Atlas de las aves repro-ductoras (Martí & Del Moral, 2003) proporciona una completa y actualizada imagen de la distri-bución de las especies de aves en España.

Estado de conservación y seguimiento de poblaciones

La monitorización de poblaciones de aves se ha convertido, en las últimas décadas, en una de las temáticas más recurrentes de la Ornitolo-gía aplicada, y se están dedicando considerables esfuerzos al desarrollo de protocolos eficaces y fiables para ello. El conocimiento de los cambios en las poblaciones y de las tendencias a largo plazo se consideran herramientas principales para la evaluación de su estado de conservación y para la gestión (Sutherland, 2000). Además, las poblaciones de aves se vienen utilizando ya como indicadores de cambio ambiental global, más a causa de su facilidad de detección y cuan-tificación, y a la amplitud de los conocimientos disponibles sobre su ecología, que al cumpli-miento de las condiciones estrictas que deben satisfacer idealmente los indicadores ambienta-les (Gregory & Vorisek, 2003).

Con el fin de describir el estado de conser-vación de las poblaciones de aves en España, De Juana (2004) ensaya el análisis de los cambios acaecidos entre sucesivas listas rojas, pero este es un ejercicio extremadamente sensible a las percepciones de los ornitólogos redactores de cada una. Los programas actuales de monitoriza-ción se aprovechan del desarrollo de las técnicas de censo de poblaciones de aves para conseguir información a largo plazo sobre su evolución, a escala regional, nacional o incluso continental. Estos programas, frecuentemente basados en la aportación de voluntarios, son diseñados para recoger de manera estandarizada las variacio-nes espaciales y temporales en la distribución y la abundancia de las poblaciones, y deben tener

desfaboragarria izango luketela ikusi zen, beti ere beste tipologi ekologiko eta migratzaileekin alderatuz. Aldakuntza hauekin loturiko prozesuen zati handi bat eskala handi batean jarduten egongo litzateke. Nahiz eta aplikagarriak diren ikuspuntutik begiratuz gero, era hontako anali-siak populazioen kontserbazio-egoera ebaluatzeko baliagarriak suertatzen diren, beharrezkoa da konparabilitatea bermatzeko esfortzuen estandarizarioaren baldintza behin eta berriz kontutan hartzea.

Hitz gakoak: abifauna, tendentziak, banaketa, kontserbazio-egoera, Euskadi, Nafarroa.

27TENDENCIAS POBLACIONALES RECIENTES DE LA AVIFAUNA DEL PAÍS VASCO Y DE NAVARRA,


objetivos definidos (Gilbert et al., 1998). En España en su conjunto, los programas de segui-miento operativos (además de los dedicados a unas pocas especies amenazadas o cinegéticas) son los censos de aves acuáticas invernantes, las estaciones de anillamiento de esfuerzo constante y el seguimiento de aves comunes reproductoras (SACRE), que desarrolla índices poblacionales anuales a partir de una red de estaciones de escu-cha repartida por cuadrículas UTM de 100 km2. No obstante, el SACRE -promovido por SEO/Birdlife- comenzó a suministrar datos a partir de 1997, y aún debe incrementar su cobertura y su alcance temporal para poder detectar tendencias fiables a largo plazo (Del Moral et al., 2002).

¿Cuáles han sido, por tanto, las tendencias recientes experimentadas por las poblaciones de aves? En este artículo se emplea una aproxima-ción complementaria, analizando las distribucio-nes de las especies a principios de los años 80 y a finales de los 90 del siglo XX, expresadas en dos atlas regionales disponibles (País Vasco y Navarra) y en el nuevo atlas nacional. Aunque tampoco sea un ejercicio exento de limitaciones, conviene aprovechar una oportunidad de este tipo para contribuir al conocimiento objetivo del estado de conservación de las poblaciones de aves (Donald & Fuller, 1998).

Comparación de las series de datos

El trabajo de campo para los atlas ornitoló-gicos del País Vasco (Álvarez et al., 1985) y de Navarra (Elósegui, 1985) se realizó, en ambos casos, entre 1982 y 1984. Por su parte, el atlas español recogió datos durante el periodo 1998-2001. Todos ellos utilizaron la misma unidad de muestreo, la cuadrícula UTM de 100 km2. Sin embargo, fue necesario realizar una serie de correcciones en las series de datos para permitir comparaciones.

En primer lugar, las diferencias en riqueza media por cuadrícula existentes entre los atlas

vasco y navarro (tabla 1) aconsejaron tratar sus datos por separado. En segundo, el hecho de que en los atlas antiguos no se prospectaran los terre-nos no pertenecientes a la Comunidad Autóno-ma Vasca o a Navarra en cuadrículas periféricas, obligó a buscar un umbral de superficie a partir del cual no se apreciase influencia de ésta sobre la riqueza media. La relación entre la superficie de la cuadrícula y el coeficiente de determina-ción (R2) de la superficie sobre la riqueza media muestra que un umbral del 30 % puede ser un criterio razonable para la admisión de datos en el análisis (figura 2). Las cuadrículas con da-tos finalmente consideradas para el País Vasco y Navarra se reflejan en la figura 3. También se excluyeron unas pocas especies amenazadas, cuya distribución no había sido presentada en los atlas antiguos en cuadrículas UTM de 100 km2, así como todos aquellos registros que no hubieran correspondido a los periodos básicos de muestreo.

El hecho de que la identidad de los obser-vadores y su número hayan variado entre los atlas antiguos y el moderno, así como que las posibilidades de locomoción y el conocimiento geográfico y ornitológico del territorio se hayan incrementado en este lapso de 15 años, han debi-do contribuir a una mejora general de la “cober-tura”, expresada teóricamente como la propor-ción de especies detectadas sobre el listado ideal o potencial. Como para los atlas antiguos no se conoce el esfuerzo de muestreo (en términos de horas de trabajo de campo por cuadrícula, por ejemplo), las posibilidades de estandarización se reducen al uso del volumen de datos en cada serie (tabla 1). Este tipo de factor de corrección ha sido aplicado por Robbins et al. (1989) para la detección de variaciones en la distribución de aves a escala regional en Norteamérica, por Yeatman-Berthelot & Jarry (1995) para la eva-luación de tendencias en Francia, y por Gibbons et al. (1993) para explorar la comparabilidad de coberturas en Gran Bretaña e Irlanda.

En realidad, este procedimiento tiene as-pectos discutibles, porque es necesario asumir


que no se ha producido incremento real de la riqueza media. Ésta depende tanto del esfuerzo de muestreo como de la diversidad de hábitats en cada cuadrícula (Estrada et al., 2004), pero aquí toda la variación detectada se atribuiría al aumento de la cobertura. Además, es posible que éste no haya sido homogéneo entre especies. En el caso más extremo, se han identificado una veintena de especies para las que es razonable pensar que no está justificado el empleo de un factor de corrección para la cobertura, al tratar-

se de nidificantes gregarios, muy detectables y bien estudiados (anátidas y fochas, ardeidas y gaviotas); no se han empleado sus datos para el cálculo del factor de corrección.

Por último, se advierte que los incrementos de distribución de aquellas especies con repar-tición “saturada” en el territorio no pueden ser evaluados con este método. La significación estadística de las variaciones de distribución se exploró con las pruebas χ2, G y la corrección de Williams (Fowler & Cohen, 1999).

Riqueza media (especies evaluadas) Factor de corrección (volumen de datos)1982-1984 1998-2001

País Vasco 64,58 85,82 1,31Navarra 82,78 91,29 1,09

Tabla 1. Riqueza media en cada atlas y factor de corrección aplicado a las series de datos antiguas para la variación de esfuerzo.

[Average richness in each atlas and correction factor for old data sets to cope with effort variation.]

Figura 1. Portadas del Atlas de los vertebrados continentales de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (Álvarez et al., 1985) y del Atlas de las aves reproductoras de España (Martí & Del Moral, 2003).

[Covers of Atlas de los vertebrados continentales de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (Álvarez et al., 1985) and Atlas de las aves reproductoras de España (Martí & Del Moral, 2003).



Resultados

Se detectaron un total de 25 especies que mostraron incremento areal tanto en el País Vas-co como en Navarra: nuevos nidificantes durante el periodo 1998-2001 o con aumento estadísti-camente significativo de su distribución (tabla 2). De ellas, doce resultaron incorporaciones a la avifauna nidificante del País Vasco y cinco a la de Navarra. Entre las especies que exhibieron los incrementos cuantitativamente más espec-taculares figuran podicipédidos (somormujo la-vanco Podiceps cristatus y zampullín común Ta-chybaptus ruficollis), ardeidas (garza real Ardea cinerea y garza imperial A. purpurea), cigüeña blanca Ciconia ciconia, anátidas (ánade azulón Anas platyrhynchos, ánade friso A. strepera), rálidas (focha común Fulica atra, rascón eu-ropeo Rallus aquaticus), limícolas (cigüeñuela común Himantopus himantopus, chorlitejo chi-co Charadrius dubius), accipítridas (buitre leo-nado Gyps fulvus, aguililla calzada Hieraaetus pennatus), tórtola turca Streptopelia decaocto, críalo Clamator glandarius, pícidos (pico menor Dendrocopos minor, pico mediano D. medius) y sílvidos (curruca cabecinegra Sylvia mela-nocephala, curruca tomillera S. conspicillata). En los casos de la tórtola turca y de la curruca cabecinegra, estudios particulares documentan igualmente el aumento de distribución experi-mentado por sus poblaciones en el norte de la Península Ibérica (Bernis et al., 1985; Pérez de Ana, 1993).

Varias de estas especies (acuáticas, cigüeña blanca y buitre leonado) son objeto de censos regulares, que señalan objetivamente el incre-mento del tamaño de sus poblaciones repro-ductoras durante las dos últimas décadas. La relación genérica entre abundancia regional y distribución espacial, ampliamente descrita (p. ej. Gaston et al., 2000) apoyaría el uso de la mo-nitorización de la distribución de las especies como técnica de seguimiento poblacional. Como revisa Newton (2003), la base ecológica de esta relación se encontraría en la capacidad de ex-plotar un amplio abanico de recursos por parte

de las especies abundantes y comunes. Sin em-bargo, una hipótesis alternativa hace referencia al “efecto de muestreo”, ya que es probable que las especies abundantes sean fácilmente inventa-riadas en un mayor número de localidades, y por tanto su distribución parezca más extensa.

El porcentaje de incremento areal está muy probablemente sobreestimado en especies de distribución dispersa, que usan hábitats margi-

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Umbral de superficie de cuadrícula

R2

Figura 2. Relación entre el umbral de superficie de cuadrícula y el coeficiente de determinación (R2) de la superficie sobre

la riqueza media, tomando los datos del Atlas ornitológico de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (Álvarez et al., 1985).

[Relationship between threshold of square surface and coeffi cient of determination of square surface over average

richness, using data from Atlas ornitológico de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (Álvarez et al., 1985).]

Figura 3. Cuadrículas UTM de 100 km2 del País Vasco y de Navarra que han sido incluidas en el análisis de las distribuciones.

[Basque Country and Navarre UTM 100 km2 squares included in analysis of distributions.]


nales, efímeros o con baja penetrabilidad, como el chorlitejo chico, el rascón europeo, la curruca tomillera o los pícidos. La inventariación avi-faunística en estas condiciones ha sido compa-rativamente menos intensa, como lo prueba el hecho de que, por ejemplo, la población alavesa de pico mediano no fuera descubierta hasta 1994 (Arambarri & Rodríguez, 1996).

Para muchas especies, el porcentaje de in-cremento areal experimentado en el País Vasco ha sido netamente superior al de Navarra, lo que puede reflejar bien que la corrección genérica efectuada para la gran variación del esfuerzo de muestreo en el País Vasco resulta insuficiente con determinadas especies, bien una evolución más positiva de las poblaciones en este territo-rio. En algunas adecuadamente monitorizadas –en las que se conoce por tanto el cambio real de sus poblaciones-, como las ya mencionadas cigüeña blanca y buitre leonado, el porcentaje de incremento areal en el País Vasco ha sido, respectivamente, nueve y dos veces superior al de Navarra. Mientras la razón entre el porcenta-je de incremento areal y poblacional en el País

Vasco para ambas especies se aproximó a 1, en Navarra el aumento poblacional fue muy supe-rior (figura 4). Estas tasas diferenciales podrían estar asociadas a una mayor capacidad receptora de inmigrantes o a un incremento de la producti-vidad en poblaciones de muy pequeño tamaño, que se ralentizan a medida que influyen factores denso-dependientes (como la competencia o la disponibilidad de lugares de nidificación), en un patrón de crecimiento típico de poblaciones colonizadoras (Fernández et al., 1998; revisión general en Newton, 1998).

El fenómeno puede reflejarse también en el grupo de 16 especies que mostraron porcentajes de cambio positivo en ambos territorios (tabla 3), aunque éste sólo resultara estadísticamente significativo en el País Vasco, con la excepción del aguilucho lagunero occidental Circus aero-ginosus, que presentó la evolución más incues-tionablemente favorable. Se han incluido aquí especies que, como el zampullín cuellinegro Po-diceps nigricollis, el avetoro común Botaurus stellaris y la avefría europea Vanellus vanellus, han experimentado una evolución favorable en Navarra pero no se han incorporado todavía a la avifauna nidificante del País Vasco.

La explicación probable acerca de los porcen-tajes de cambio más alejados entre ambos territo-rios (milano real Milvus milvus, roquero solitario Monticola solitarius, bisbita campestre Anthus campestris) es de nuevo la sobreestimación en el País Vasco. Como contraste, en el caso del mila-no censos específicos realizados en 1994 y 2004 apuntaron tendencias de reducción o estabilidad del tamaño de población (Cardiel, 2005).

La única especie para la que se detectó una tendencia negativa con significación estadística fue la tórtola europea Streptopelia turtur. No obs-tante, quince más mostraron porcentajes de cam-bio desfavorables, incluyendo a sisón común Otis tetrax, ganga ortega Pterocles orientalis (ambas exclusivas de Navarra), escribano palustre Em-beriza schoeniclus, currucas mosquitera Sylvia borin y zarcera S. communis, torcecuello Jynx

1.800

1.500

1.200

900

600

300

0

300

Porcentaje de incremento areal

600 900 1.200 1.500 1.800

Po

rcen

taje

de

incr

emen

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ob

laci

ona

l

País Vasco Navarra

Figura 4. Relación entre los porcentajes de incremento areal (entre 1982-1984 y 1998-2001) y de tamaño poblacional (entre 1984 y 1999), para dos especies adecuadamente monitorizadas en el País Vasco y Navarra: cigüeña blanca Ciconia ciconia y

buitre leonado Gyps fulvus.

[Relationship between percentages of range (1982-1984 to 1998-2001) and population increases (1984 to 1999) in two species adequately monitored in the Basque Country and Navarre: White

Stork Ciconia ciconia and Griffon Vulture Gyps fulvus].



torquilla, gorrión molinero Passer montanus, al-caudón común Lanius senator y triguero Miliaria calandra (tabla 4).

Por último, para diez especies se constataron tendencias de distinto signo en cada una de las zonas de estudio. En algunos casos, la explicación podría radicar en una evolución divergente de las respectivas poblaciones. Así, no es descartable que determinadas núcleos disjuntos (pirenaico y cantábrico de reyezuelo sencillo Regulus regulus, costero y del valle del Ebro de carricero tordal Acrocephalus arundinaceus) estén sometidos a dinámicas diferentes. En otros (mochuelo europeo Athene noctua, lechuza común Tyto alba, chota-cabras gris Caprimulgus europaeus, colirrojo real

Phoenicurus phoenicurus), la hipótesis de la so-brestimación en el País Vasco –que enmascararía una tendencia real negativa- es la más consistente La grajilla Corvus monedula se apartó de ambos patrones, ya que se detectó una reducción areal en el País Vasco pero no en Navarra.

Hábitats y comportamiento migratorio

Con el fin de explorar eventuales procesos genéricos asociados a la expansión o contracción de las áreas de distribución, se procedió a agru-par las especies caracterizadas anteriormente según tipo de hábitat de nidificación e identidad

PAÍS VASCO NAVARRA 1982-1984 1998-2001 % G 1982-1984 1998-2001 % GAVES ACUÁTICAS Anas platyrhynchos 17 61 359 0,01 51 83 150 0,05Anas strepera 0 4 nueva 1 3 300 0,1Anas clypeata 0 2 nueva 0 4 nueva Aythya ferina 0 1 nueva 0 4 nueva Tachybaptus ruficollis 6 30 382 0,01 19 40 193 0,05Podiceps cristatus 0 15 nueva 6 22 367 0,01Bubulcus ibis 0 2 nueva 0 3 nueva Ardea cinerea 0 4 nueva 0 14 nueva Ardea purpurea 0 4 nueva 10 19 190 0,1Ciconia ciconia 1 15 1500 0,01 22 36 164 0,1Fulica atra 6 27 450 0,01 16 29 181 0,1Rallus aquaticus 6 21 267 0,05 16 35 201 0,05Himantopus himantopus 0 1 nueva 3 16 533 0,01Charadrius dubius 4 23 439 0,01 23 45 180 0,05OTRAS ESPECIESGyps fulvus 9 32 356 0,01 30 44 147 0,1Hieraaetus pennatus 12 55 350 0,01 55 94 157 0,01Streptopelia decaocto 2 54 2061 0,01 1 83 7629 0,01

Clamator glandarius 0 2 nueva 11 31 259 0,01

Dendrocopos minor 10 69 527 0,01 10 39 358 0,01Dendrocopos medius 1 6 458 0,1 1 7 643 0,05

Sylvia melanocephala 0 21 nueva 8 58 666 0,01

Sylvia conspicillata 0 3 nueva 16 31 178 0,1

Tabla 2. Especies con incremento areal simultáneo y estadísticamente significativo (o bien de nueva nidificación) en el País Vasco y Navarra. Se indica el número de cuadrículasUTM de 100 km2 ocupadas en los atlas de 1982-1984 y de 1998-2001, el porcentaje de

incremento y su significación con el estadístico G.

[Species that showed a statistically signifi cant range increase (or otherwise new breeders) both in the Basque Country and Navarre. Number ot UTM 100 km2 squares occupied in 1982-1984 and 1998-2001 atlasses, percentage of increase and its signifi cance with a

G test are shown.]


PAÍS VASCO NAVARRA 1982-1984 1998-2001 % G 1982-1984 1998-2001 % GMilvus milvus 6 32 407 0,01 77 86 103 nsMilvus migrans 38 80 161 0,01 90 106 108 nsCircus aeruginosus 1 5 362 ns 8 34 391 0,01Pernis apivorus 18 66 280 0,01 31 45 133 nsFalco subbuteo 22 66 229 0,01 55 77 129 nsGallinula chloropus 27 69 195 0,01 66 73 102 nsAsio otus 9 34 288 0,01 42 56 123 nsDendrocopos major 45 84 142 0,05 76 97 117 nsAnthus campestris 10 30 229 0,01 62 73 108 nsMonticola solitarius 2 19 725 0,01 20 24 110 nsSylvia undata 34 73 164 0,01 77 88 105 nsCisticola juncidis 30 64 163 0,05 50 69 127 nsLoxia curvirostra 9 28 237 0,01 19 25 121 ns

Tabla 3. Especies con incremento areal en los dos ámbitos de estudio, pero con significación estadística sólo en uno de ellos.

[Species that showed range increase in both study areas, but only one statistically signifi cant.]

PAÍS VASCO NAVARRA

1982-1984 1998-2001 % G 1982-1984 1998-2001 % G

Alectoris rufa 32 40 95 ns 82 80 90 ns

Coturnix coturnix 50 61 93 ns 105 100 88 ns

Streptopelia turtur 48 38 60 0,05 79 70 81 ns

Upupa epops 31 33 81 ns 77 78 93 ns

Jynx torquilla 65 82 96 ns 100 87 80 ns

Oenanthe hispanica 7 7 76 ns 54 53 90 ns

Sylvia borin 68 74 83 ns 96 87 83 ns

Sylvia communis 50 53 81 ns 77 71 85 ns

Lanius senator 12 9 57 ns 64 62 89 ns

Passer montanus 52 60 88 ns 76 73 88 ns

Emberiza schoeniclus 3 1 25 ns 5 2 37 ns

Emberiza cirlus 62 72 89 ns 99 102 95 ns

Emberiza calandra 55 61 85 ns 99 94 87 ns

Tabla 4. Especies con regresión areal o menor incremento del esperado en los dos ámbitos de estudio.

[Species that showed range decrease or a minor range increase than expected, in both study areas.]

PAÍS VASCO NAVARRA 1982-1984 1998-2001 % G 1982-1984 1998-2001 % G

AUMENTO

Podiceps nigricollis 0 0 0 4 nueva

Botaurus stellaris 0 0 1 6 600 0,05

Vanellus vanellus 0 0 1 6 551 0,1

DISMINUCIÓN

Otis tetrax 0 0 33 24 67 ns

Pterocles orientalis 0 0 37 30 75 ns

Acrocephalus schoenobaenus

3 1 25 ns 0 0

Tabla 5. Especies presentes sólo en uno de los ámbitos de estudio, que mostraron variaciones areales.

[Species appearing in just one of the study areas, that showed range variation.]



migratológica de la población reproductora. En cuanto al hábitat, la clasificación se realizó con base en los conocimientos sobre preferencias, descritos en el País Vasco (Galarza, 1996) y en el conjunto de España (Martí & Del Moral, 2003); la calificación migratológica se efectuó según Díaz et al. (1996) y Tellería et al. (1999), aunque en algunos casos existe incertidumbre acerca de la caracterización de las poblaciones nidificantes en País Vasco y Navarra.

Los resultados se ofrecen en las figuras 6 y 7. Se encontró que el signo de los cambios areales po-día depender del tipo de hábitat utilizado por cada grupo de especies (χ2=54, p<0,01), y también de su comportamiento migratorio (χ2=8,21, p<0,05). Las especies vinculadas a agrosistemas y las migran-tes de largo recorrido fueron las menos proclives a mostrar áreas de distribución expansivas.

Sobre 20 especies propias de humedales, sólo dos habrían experimentado recesión areal en el periodo que va desde 1982-1984 a 1998-2001. Se trata del escribano palustre y del ca-rricerín común Acrocephalus schoenobaenus, ligados ambos a marismas costeras, hábitat que ha sufrido considerable reducción superficial y deterioro funcional en el País Vasco, tanto en tiempos históricos como contemporáneos; aproximadamente un 90 % de las marismas costeras originales han sido transformadas en zonas agrícolas, urbanas, industriales o recrea-tivas (Rivas & Cendrero, 1992). Por el contrario, algunos humedales de interior han sido restau-rados o adecuados para favorecer a las aves y otros muchos construidos con fines agrícolas, proporcionando nuevas oportunidades para ar-deidas, zampullines, anátidas, fochas, cigüeñas y aguilucho lagunero.

En los ambientes forestales también son cla-ramente mayoritarias las especies con tendencia favorable. Destacan a este respecto los pícidos (pico menor y pico picapinos Dendrocopos ma-jor), algunas rapaces (aguililla calzada, halcón abejero Pernis apivorus, milano negro Milvus migrans) y paseriformes capaces de utilizar las

plantaciones de pino insigne como hábitats su-bóptimos (piquituerto Loxia curvirostra). Estos medios ocupan más del 21 % de la superficie total del País Vasco, y aunque el manejo selví-cola exclusivamente orientado a la producción de madera es poco compatible con el manteni-miento de ornitocenosis maduras, típicas de los robledales atlánticos originales, se ha producido su colonización por parte de las especies más tolerantes (Carrascal & Tellería, 1990). La cu-rruca mosquitera, vinculada a bosques densos o abiertos pero principalmente caducifolios, escapa de este panorama exhibiendo tendencia areal regresiva.

Las especies ligadas a pastizales y matorrales utilizan ambientes de escasa complejidad estructu-ral y volumen de vegetación, independientemente de factores abióticos como la altitud o la integra-ción de parches de ese tipo de hábitat en matrices agrícolas. La collalba rubia Oenanthe hispanica es la única para la que se detectó recesión areal, si bien cuantitativamente poco importante.

Por el contrario, en el grupo de especies de agrosistemas, el predominio es nítido para las que mostraron declives, con sólo bisbita cam-pestre y buitrón Cisticola juncidis en el sector fa-vorable. Para la segunda especie se ha notificado una posible tendencia histórica expansiva en el norte ibérico durante la segunda mitad del siglo XX, pero también se han documentado procesos de extinción y recolonización causados por olas de frío intensas (Galarza, 1993).

De acuerdo con la clasificación migratoló-gica adoptada, un 60 % de las especies cuyas poblaciones se consideran migrantes de largo recorrido (fundamentalmente transaharianas) se encontrarían en el sector desfavorable, frente a un 25 % de sedentarias y ninguna de las migran-tes de corto recorrido (presaharianas o circunme-ditérraneas, pero que en todo caso parecen aban-donar la mitad norte ibérica fuera de la época de cría). La asociación entre parámetros demográ-ficos de poblaciones de aves que nidifican en Europa y determinados factores que operan en


sus áreas de invernada africanas, se ha puesto de manifiesto en diversas ocasiones. Así, se han po-dido correlacionar los índices poblacionales de algunos paseriformes (carricerín común, curru-ca mosquitera, avión zapador Riparia riparia), ardeidas (garza imperial) y cigüeña blanca con las precipitaciones anuales en el Africa subsa-hariana (Baillie & Peach, 1992; Newton, 1998). En otros casos, como el de la tórtola común, se ha acusado a la presión de captura ejercida en áreas de paso e invernada de ser responsable, en parte, del deterioro de su estado de conservación (Rocha & Hidalgo, 2002).

¿Procesos globales o procesos locales?

La aparición de variaciones en las poblacio-nes de aves se puede relacionar con el periodo de tiempo observado, ya que en estudios pro-longados es más probable detectar fluctuaciones interanuales, tendencias a largo plazo e incluso cambios en la ocupación de hábitats sucesio-nales que originan modificaciones en las áreas de distribución, sin que se produzca aumento o disminución global de éstas. Por otra parte, los patrones de variación dependen también de la escala espacial, de manera que la tendencia en una localidad o sector concreto puede estar go-bernada por factores locales, capaces de enmas-carar otros de influencia más global (Newton, 1998; revisión de la hipótesis de los centros de abundancia por Sagarin et al., 2006).

En este análisis, la utilización de un criterio exigente -coincidencia en cuanto al signo del cambio manifestado para dos áreas geográficas contiguas y de tamaño semejante, muestrea-das de forma independiente- avala con mayor fiabilidad los resultados. Pero adicionalmente, es posible comparar los patrones específicos o grupales deducidos con los descritos en Cata-luña, una región considerablemente mayor que cualquiera de las aquí estudiadas (38.500 km2) y situada en el extremo opuesto de los dos grandes

ejes físicos que vertebran el NE peninsular, Pi-rineo y valle del Ebro. Estrada et al. (2004) han comparado las variaciones experimentadas por la distribución de las poblaciones de aves entre los periodos 1981-1982 y 1999-2002, medidas a través del porcentaje de cambio en cuadrículas UTM de 100 km2 respecto al primer atlas or-nitológico disponible (Muntaner et al., 1984) y controlando según el esfuerzo de muestreo.

De manera general y en términos relativos, el comportamiento desfavorable de las especies de agrosistemas, favorable de las forestales y de matorrales, y muy favorable de las acuáticas, se-rían fenómenos verificables a escala amplia. Por tanto, los factores que operan sobre estas pobla-ciones se presentarían de modo homogéneo en el conjunto, aunque también se pueda plantear la hipótesis alternativa de una influencia ambien-tal más restringida geográficamente, pero cuyos efectos repercuten en poblaciones aledañas a tra-vés de mecanismos de dispersión y migración entre ellas.

En cualquier caso, previa corrección de los datos con el mismo criterio seguido en las series del País Vasco y Navarra, se observa que para un 80 % de las especies incluidas en las tablas 2, 3 y 4 la tendencia descrita en Cataluña es de signo idéntico. Algunos casos discrepantes podrían corresponder a poblaciones que ciertamente han exhibido dinámicas diferenciadas: aumento en País Vasco-Navarra y estabilidad en Cataluña (focha común, rascón europeo, curruca cabe-cinegra, gallineta común Gallinula chloropus y curruca rabilarga Sylvia undata); aumento en País Vasco-Navarra y regresión en Cataluña (críalo y curruca tomillera).

También es posible apuntalar por esta vía la fuerte distorsión originada por la sobreestima-ción de variaciones en el País Vasco, que ha im-pedido constatar probables regresiones areales –a juzgar por los datos coincidentes de Navarra y Cataluña- en especies a las que se prestó poca atención durante los atlas de los años 80. Es el caso de determinadas rapaces nocturnas (lechu-



za común, mochuelo común) y paseriformes forestales (colirrojo real, papamoscas cerrojillo Ficedula hypoleuca), cuya detección puede exi-gir esfuerzos específicos a causa de su menor detectabilidad (hábitos nocturnos, baja densidad y/o distribución agregada).

En definitiva, no es descartable que factores de rango local jueguen un papel en la determi-nación de tendencias para algunas especies. La diferente incidencia espacial de ciclos de sequía, presión cinegética e intervenciones directas para protección en humedales, junto con las tasas de superficies incendiadas, podrían explicar algunas de las discrepancias descritas entre País Vasco-Navarra y Cataluña, regiones ubicadas en extre-mos opuestos de un gradiente de mediterraneidad climática. Por ejemplo, las tres acuáticas que han experimentado tendencias divergentes son rálidas, familia integrada por especies con actitud disper-siva poco acusada y menor movilidad que otras acuáticas (Díaz et al., 1996), lo que quizá las haga más proclives a manifestar respuestas numéricas ante fenómenos de alcance local.

La importancia relativa de algunos motores globales de variación en la distribución de las poblaciones de aves, como el cambio climático y la intervención humana en los ecosistemas, es objeto de debate; para cada caso específico, po-cas veces se dispone de evidencias directas sobre causalidad (Newton, 2003). Aunque el cambio climático pasa por ser responsable principal de numerosas variaciones históricas, es más proba-ble que la modificación de los hábitats, de los re-cursos que éstos proporcionan o de la mortalidad por persecución generen tasas de cambio obser-vables en periodos relativamente cortos (Sanz, 2002), como los utilizados en este estudio. En todo caso, el desplazamiento de las áreas de dis-tribución de las aves, una de las predicciones en el marco del cambio climático, puede verse di-ficultada o impedida por el deterioro y fragmen-tación de los hábitats (Moreno et al., 2005), con consecuencias sinérgicas y desfavorables para el estado de conservación de las poblaciones.

Los mecanismos genéticos o autoecológicos que subyacen en las respuestas demográficas y distributivas de las poblaciones no han sido, en general, suficientemente descritos, pero sí se cuenta con análisis de selección a escala de paisaje, macro y microhábitat, y con modeliza-ciones sobre los efectos de determinados ma-nejos en los hábitats. En agrosistemas ibéricos, por ejemplo, se ha establecido una clara relación entre la disminución de la heterogeneidad pai-sajística asociada a la intensificación agrícola y al regadío, y la reducción de la diversidad or-nitocenótica (Díaz et al., 1993; Brotons et al., 2004). Las tendencias desfavorables en especies vinculadas a agrosistemas y estepas se vienen denunciando tanto en la Península Ibérica (Del Moral et al., 2002; Estrada et al., 2004) como en el conjunto de Europa occidental (Siriwardena et al., 1998).

En cuanto a los sistemas forestales, se ha su-gerido que la maduración de las masas arboladas

Figura 5. Focha común Fulica atra (foto: Nerea Ruiz de Azua).

[Coot Fulica atra]


durante las últimas décadas, consecuencia de la reducción del manejo selvícola por la bajada de su rentabilidad económica, habría favorecido a especies que seleccionan este rasgo, como los pícidos. Los excedentes poblacionales habrían encontrado biotopos para colonizar en las nue-vas áreas forestales surgidas por abandono de tierras agrarias y evolución de sistemas de ma-torrales (Tellería, 2001). La comparación de los inventarios forestales disponibles para el País Vasco y Navarra confirma la maduración de las masas forestales durante la última década (incremento de la proporción de pies en clases diamétricas superiores, tanto en coníferas como en frondosas; Villanueva, 2003). Por su parte, la formación de nuevas superficies boscosas se habría ralentizado durante el mismo periodo, tanto a escala regional como local, según datos de los propios inventarios forestales (Pardo et al., 2003; D. Sáenz, com. pers.) y del progra-ma Corine Land Cover (European Environment Agency, 2005). La recesión de torcecuello y cu-rruca zarcera permanece sin explicación clara, aunque hipótesis no excluyentes las atribuyan a baja supervivencia en las áreas de invernada o a variaciones en las zonas abiertas periforesta-les, campiñas arboladas y ecotonos, que ambas utilizan preferentemente para la búsqueda de recursos tróficos (Estrada et al., 2004).

Atlas ornitológicos en el marco de programas de seguimiento e indicadores ambientales

Robbins et al. (1989) y Rheinwald (2001) comprobaron cómo los cambios de distribución mostrados por datos de atlas se correlacionaban con cambios poblacionales derivados de censos anuales, y por tanto eran útiles para monitori-zar tendencias, al menos a escala local. Estos autores proponen diversos requisitos, como la homogeneidad de la cobertura, para asegurar una relación adecuada entre la proporción de las unidades de muestreo con presencia de la espe-cie y su abundancia, y por tanto entre cambios

en el tiempo y tendencia poblacional. Diversas evidencias teóricas y empíricas que asocian fre-cuencia y abundancia se encuentran en la base de la moderna metodología cuantitativa de los atlas de distribución (Bart & Kloeisewski, 1989; Gib-bons et al., 1993; Schmid et al., 1998), y éstos a su vez están convirtiéndose en una herramienta fundamental para la identificación de presiones ambientales sobre las aves en Europa (Hustings & Verger, 2002).

Sin embargo, la sensibilidad y el tamaño de la unidad de muestreo son dos elementos clave. En nuestras dos zonas de estudio, el empleo de cuadrículas de 100 km2 limitó las posibilidades de detectar variaciones poblacionales, porque incluso cambios de magnitud importante pudie-ron quedar enmascarados. Esto se aplica parti-cularmente a paseriformes, con dominios vitales mucho menores que la unidad de muestreo, y que pueden experimentar variaciones no perci-bidas mediante la representación convencional de su distribución (Pullin, 2002). Al contrario, las especies con dominios más amplios y las más raras –precisamente aquellas cuya moni-torización en programas anuales presenta más dificultades- serían más proclives a ser vigiladas con este método.

En este sentido, cuando se detecta una varia-ción areal con significación estadística, posible-mente haya tenido lugar un cambio poblacional de entidad. O en otras palabras, convendría tener en cuenta las variaciones estadísticamente no sig-nificativas, ya que pueden alertar sobre procesos menos pronunciados o en estadios iniciales, pero con relevancia para la conservación (Ceballos & Ehrlich, 2002).

Una limitación fundamental en nuestro estu-dio ha sido la falta de estandarización del esfuer-zo de muestreo en los atlas. Para el del periodo 1998-2001 se conoce el número de horas de prospección “principal” dedicadas por obser-vador y cuadrícula, y se estimó que la riqueza media alcanzaba el 90-100 % del valor real, pero ambos datos son desconocidos en relación con los atlas de 1982-1984.



100%

80%

60%

40%

20%

0%

Humedales(n=20)

Tipos de hábitat

Po

rcen

taje

de

esp

ecie

s

Bosques(n=11)

Matorrales(n=5)

Cultivos(n=14)

Otros(n=4)

Especies que aumentan más de lo esperado

Especies que disminuyen o aumentan menos de lo esperado

100%

80%

60%

40%

20%

0%

Migrantes delargo recorrido

(n=17)

Tipología migratoria

Po

rcen

taje

de

esp

ecie

s

Migrantes decorto recorrido

(n=8)

Sedentarios(n=29)

Especies que aumentan más de lo esperado

Especies que disminuyen o aumentan menos de lo esperado

Figura 6. Porcentaje de especies con variaciones del mismo signo en ambas áreas de estudio, según tipos de hábitat de

nidificación.

[Percentage of species that showed either positive or negative range variation in both study areas, in relation to breeding

habitats.]

Figura 7. Porcentaje de especies con variaciones del mismo signo en ambas áreas de estudio, según tipología

migratológica.

[Percentage of species that showed either positive or negative range variation in both study areas, in relation to migrating

habits.]

Figura 8 .Cuando el dominio vital es muy inferior al tamaño de la unidad de

muestreo, es posible que variaciones importantes en el área de ocupación no

sean detectadas (tomado de Pullin, 2002).

[When territory size is much smaller than sample units, the possibility of overlooking

relevant range variations arises (from Pullin, 2002).]

Otro problema es la imposibilidad de de-tectar variaciones positivas en las especies más comunes, cuya distribución inicial –medida a través de la retícula UTM de 100 km2- abarcaba la práctica totalidad de las áreas de estudio. La metodología no es eficaz con este tipo de es-pecies, que presentan una distribución saturada a esta escala. Además, la existencia de barreras biogeográficas o ecológicas de tipo específico dificulta la corrección de las distribuciones en función de las variaciones de cobertura. La si-

tuación del País Vasco y Navarra, entre las regio-nes atlántica y mediterránea, puede influir en la sobreestimación del cambio areal para abubilla Upupa epops, collalba rubia y perdiz roja Alec-toris rufa. Otros procesos, como interacciones competitivas (entre los alopátricos estornino pinto Sturnus vulgaris y negro S. unicolor, por ejemplo) o saturación de hábitats disponibles (chova piquirroja Pyrrhocorax pyrrhocorax) también podrían distorsionar las tendencias dis-tributivas observadas.


En un contexto de preocupación ambiental creciente, científicos, técnicos y políticos están prestando atención a la evolución de las pobla-ciones de aves, a la búsqueda de indicadores de biodiversidad cuantitativos, simples y sensibles. No obstante, no son muchas las investigaciones empíricas que han analizado ventajas e inconve-nientes de las aves como grupo indicador (Gre-gory et al., 2001). En el País Vasco, Ramírez (2000) demostró que la riqueza de especies de aves no siempre predecía adecuadamente la de otros taxones. Autores como Prendersgast & Eversham (1997) o Lawton (1996) –entre otros- mantienen que, a escala regional, las diferencias en cuanto a requerimientos ecológicos mediati-zan las coincidencias de distribución entre gru-pos. A pesar de esto, la facilidad que otorgan las aves para cartografiar su distribución, aconseja abordarla de manera rutinaria, mientras se desa-rrollan criterios más elaborados.

Pocos países europeos –Reino Unido y Ho-landa entre ellos- disponen de programas de seguimiento de aves sostenidos a largo plazo y bien organizados, capaces de alimentar sistemas de indicadores políticamente relevantes. Se está avanzando a buen ritmo en la confección de un in-dicador paneuropeo (Gregory & Vorisek, 2003). A escala regional, en el País Vasco ya se han adopta-do las tendencias de poblaciones de aves como un componente de los indicadores de biodiversidad (Gobierno Vasco, 2004), usando los atlas ornito-lógicos como fuentes de datos “históricas”.

Agradecimientos

Mikel de Francisco (IKT SA) y Nerea Ruiz de Azua proporcionaron ayuda en varias fases del tratamiento de datos.

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LA RESTAURACIÓN DEL HUMEDAL DE SALBURUA: CONSECUENCIAS SOBRE LA AVIFAUNA

LUIS LOBO

Centro de Estudios Ambientales. Ayuntamiento de Vitoria-GasteizCasa de la Dehesa de Olarizu. 01006 Vitoria

[email protected]

ResumenLos humedales de Salburua se ubican en las cercanías de Vitoria (Álava). Su formación se debe al afloramiento natural de un acuífero. Fueron desecados paulatinamente en actuaciones suce-sivas, hasta que a mediados de los años 90 del siglo XX se inicia su restauración hidrológica y ambiental, que aún está en curso. La zona constituye en la actualidad uno de los enclaves avifaunísticos más relevantes de su entorno geográfico, especialmente en lo referente a aves acuáticas. En este sentido, Salburua es el segundo lugar más importante de la CAPV para la reproducción de este tipo de aves, y también acoge importantes contingentes migratorios e in-vernantes. La presencia regular de muchas especies amenazadas remarca aún más su importancia ornítica. La espectacular mejora ecológica de la zona durante la última década ha motivado su designación como LIC y como sitio Ramsar.Palabras clave: aves acuáticas, restauración, Salburua.

SummaryThe restoration of Salburua wetlands: results for birds Salburua wetlands lie to the outskirts of Vitoria (Álava). Their origin is associated with natural outflows of an aquifer. The drying of these wetlands was undertaken successively, until mid 90’s, when hidrological and environmental restoration began, and still in course. Currently, the area is regarded as one of the main ornithological sites in its region, specially referring to water-birds. In this sense, Salburua is the second most important place for waterbird breeding, and also holds relevant migrating and wintering numbers. Regular presence of many endangered species stresses these aspects. Notable ecological improvement across the last decade has supported its designation as SCI and Ramsar site.Key words: waterbirds, restoration, Salburua.

LaburpenaSalburuaren hezegunearen errestaurazioa: hegaztientzako ondorioakSalburuako hezeguneak Gasteizko (Araba) inguruan kokaturik daude. Bere sorrera akuifero na-tural baten azaleratze naturalean dago. Etengabeko ekintzen bitartez apurka-apurka lehortu egin ziren, aurreko mendearen 90. hamarkadaren erdialdean bere errestaurazio hidrologikoari eta eko-logikoari ekin arte. Lehengoratze-lan horiek oraindik diraute. Gaur egun, hegaztien ikuspuntutik Salburua bere inguru geografikoaren gune garrantzitsuenetarikoa da, bereziki uretako hegaztiei dagokienez. Zentzu horretan, espezie horien ugalketari dagokionez, EAEko hezeguneen artean Salburua bigarren postuan legoke. Era berean, hegazti migratzaile eta negutar kopuru handiak jaso ohi ditu ere. Espezie mehatxatuen ohiko agerpenak Salburuak duen garrantzi ornitologikoa nabarmentzen du. Azken hamarkadetan, hezegune honen hobekuntza ekologikoa ikusgarria izan da eta, ondorioz, Garrantzi Komunitarioko Lekua (GKL) eta Ramsar lekua izendatua izan da.Hitz gakoak: uretako hegaztiak, errestaurazioa, Salburua.

42 L. LOBO

Salburua: origen e historia

Salburua es un complejo de varias lagunas que se encuentra situado lindando con el borde oriental de la ciudad de Vitoria. En este sector del amplio valle de la Llanada Alavesa se ubica un importante acuífero, el más grande del País Vas-co, cuyas aguas afloran precisamente en las lagu-nas de Salburua. Se trata, por tanto, de un sistema ecológico natural, sujeto a fuertes oscilaciones en el nivel de sus aguas, que abarcan desde los perio-dos de estiaje, en que las lagunas pueden llegar a secarse casi por completo, hasta los meses inver-nales en que el nivel de inundación es máximo.

La fauna y la flora del lugar están perfecta-mente adaptadas a estos cambios estacionales, que también han sido secularmente aprovechados por los lugareños de los pueblos colindantes para acometer diferentes aprovechamientos. Así, los habitantes de pueblos comarcanos como Zurbano, Betoño, Elorriaga, Arkaute o de la propia ciudad de Vitoria acudían a las lagunas en los meses in-vernales para la caza de las aves acuáticas que se concentraban en gran número en el lugar, mien-tras los primaverales eran aprovechados para la pesca de ranas, cangrejos y peces. A medida que, con la llegada del verano, las aguas iban retro-cediendo, en sus fértiles suelos se desarrollaban pastos aprovechados para alimentar al ganado. La leña y la madera de los extensos bosques -sobre todo robledales- que se desarrollaban a la vera del agua también fueron ampliamente utilizadas.

Sin lugar a dudas, antaño Salburua constituyó uno de los complejos de lagunas más valiosos de este sector del valle del Ebro. No hay que olvidar que a la rica biodiversidad propia de cualquier humedal se une, en el caso de Salburua, su pecu-liar situación biogeográfica. A caballo entre las regiones mediterránea y atlántica, en Salburua se dan cita plantas y animales de una y otra región, dotando al espacio de una singularidad ecológica muy destacable.

Sin embargo, la secular percepción negativa que se ha tenido de los medios palustres, unida a la fertilidad de sus suelos, motivaron que desde

antiguo los habitantes de la zona persiguieran la desecación del espacio y su puesta en cultivo. En 1857 la Diputación Foral de Álava lleva a cabo la primera actuación encaminada en este senti-do. A raíz de la instalación de la Granja Modelo de Arkaute se construye el denominado “Canal de la Balsa” que consigue drenar Larregana, la laguna más septentrional del complejo. Con el paso de los años y la mejora de los medios tecnológicos (maquinaria pesada, etc.) se van sucediendo diferentes actuaciones impactantes, entre las que destacan modificaciones de cursos de agua, tala de masas forestales, mejora de los sistemas de drenaje y rellenos de los vasos lagu-nares para su uso urbano.

De este modo, a principios de los años no-venta del siglo pasado el sistema lagunar ori-ginario se encontraba profundamente transfor-mado. Sus dos lagunas más orientales, balsas de Arkaute y Larregana, estaban desecadas y roturadas, en su mayor parte para su puesta en cultivo, mientras la más occidental, la de Beto-ño, había sido rellenada en una porción conside-rable para la instalación de un complejo depor-tivo. Precisamente esta última se erigía como el último vestigio palustre de Salburua donde so-brevivían, a duras penas, los últimos retazos de plantas y animales característicos de los medios húmedos de la zona. Tampoco los bosques se libraron de esta dinámica destructora: de los ex-tensos robledales antaño existentes en Salburua sólo perduraba por esas fechas una pequeña mancha al norte de Arkaute, y en las márgenes de los ríos y acequias pervivían algunas riberas, en general en precario estado de conservación. El elenco de impactos ambientales no terminaba ahí, sino que se sucedía en forma de vertidos de residuos, rellenos urbanísticos, furtivismo y un largo etcétera.

Es entonces cuando desde el Centro de Es-tudios Ambientales del Ayuntamiento de Vito-ria-Gasteiz se empieza a barajar la idea de aco-meter un proyecto de restauración ambiental de las lagunas de Salburua. El proyecto se enmarca dentro de una visión más amplia de los espacios

43LA RESTAURACIÓN DEL HUMEDAL DE SALBURUA:

CONSECUENCIAS SOBRE LA AVIFAUNA

cercanos a la periferia de Vitoria, con la idea de dignificar estas zonas de borde urbano y posibi-litar una transición amable entre el medio rural y la ciudad. Salburua se constituye así en el princi-pal eslabón por el este de lo que se ha venido en llamar “Anillo Verde de Vitoria”.

Las actuaciones se iniciaron en la primavera de 1995 con la anulación del drenaje existente en la balsa de Betoño, que posibilitó la restauración de unas 37 hectáreas, el embrión del futuro par-que. Hubo que esperar tres años más para aco-meter la regeneración ecológica de las lagunas más orientales, las balsas de Arkaute y Larre-gana. En este caso, la potencialidad ambiental del espacio no fue el único argumento esgrimido para su restauración, ya que este proyecto com-binó este aspecto, puramente ecológico, con la lucha contra las inundaciones en el propio cas-co urbano de la ciudad de Vitoria. Así, en caso de avenidas extraordinarias, las lagunas actúan

como embalses capaces de acoger un importante volumen hídrico de los arroyos de la zona, que de otro modo contribuiría a los desbordamientos que periódicamente se han venido produciendo en diversas zonas urbanas e industriales del en-torno de Salburua. En años posteriores se han restaurado otras lagunas menores, de tal manera que a fecha de julio de 2006 la superficie inunda-ble en aguas altas ascendía a un total de 67 ha.

La restauración, lógicamente, no se ha ceñi-do exclusivamente a la reinundación de los es-pacios antiguamente ocupados por las lagunas. También se deben destacar las repoblaciones forestales con planta autóctona acometidas en 54 hectáreas de terrenos perimetrales a la zona húmeda y en 1.300 metros lineales de setos ar-bustivos. Es esta una línea de trabajo en la que se va a seguir haciendo hincapié en años venideros, para intentar remedar la magnífica orla forestal que contorneaba estos humedales.

Figura 1. Aspecto invernal de las balsas de Salburua (foto: Nerea Ruiz de Azua).

[Salburua lagoons in winter.]

44 L. LOBO

Por tanto, se debe destacar que el proyecto de Salburua no ha concluido aún y todavía resta por actuar en una importante superficie de terre-nos que pasarán a estar restaurados en el futuro. Se trata, sobre todo, de 14 ha situadas al norte del espacio, que se han visto afectadas por diversas obras hidráulicas y de urbanización. En total, una vez consolidado el conjunto de las actua-ciones de restauración, el Parque de Salburua se extenderá por una superficie de unas 215 ha.

Tampoco debe pasarse por alto la revitaliza-ción que de forma natural han sufrido determi-nados biotopos una vez que han mejorado las condiciones ambientales para su desarrollo. En este sentido, destaca la espectacular expansión que ha sufrido la formación de grandes cárices, una de las singularidades botánicas más relevan-tes y valiosas de Salburua y que ha dado lugar a la descripción de una nueva comunidad botánica para la ciencia. El incremento de la humedad edáfica motivado por la retención de las aguas en las lagunas también ha permitido un incre-mento de la superficie ocupada por los prados juncales, en detrimento de los pastos mesófilos y los cultivos.

Naturalmente, a medida que la superficie res-taurada ha ido aumentando, lo ha ido haciendo en paralelo su capacidad de acogida avifaunís-tica, sobre todo de aves acuáticas. Este aspecto se desarrollará más adelante, pero sirva como indicador de la mejora de la aptitud ecológica de Salburua un dato: el desarrollo de orilla, es decir, la longitud de la interfase zona seca-zona inun-dada, se quintuplica en el período 1995-2002.

A nadie se le escapa que teniendo en cuenta la situación de los humedales de Salburua, a las puertas de una ciudad de más de 200.000 habi-tantes, el éxito en el asentamiento de especies faunísticas sensibles a la presencia humana sólo puede alcanzarse si se ordena y regula adecuada-mente el trasiego de los visitantes por el espacio. Para ello, se ha abordado un diseño de sendas e itinerarios totalmente periféricos a las lagunas principales, de tal manera que fuera posible sal-

vaguardar de las molestias antrópicas las zonas centrales. Estas áreas ajenas a la influencia hu-mana actúan como refugios muy querenciosos para la alimentación, el reposo y la reproducción de muchas especies, incluidas las aves acuáticas. Este efecto de reserva es más acentuado en la balsa de Arkaute, donde la existencia de un reba-ño de ciervos introducido para el manejo natural de la vegetación palustre justifica la existencia de un vallado que impide el acceso del público hasta la orilla de la laguna.

Por último, se deben destacar los manejos que se han venido llevando a cabo en diferentes biotopos para favorecer a distintas especies de aves, principalmente acuáticas. En esta línea, se han revestido islas con diferentes sustratos, se han instalado islas flotantes, posaderos y nidos artificiales y se han realizado algunos manejos de vegetación (desbroces, etc).

El seguimiento de las aves

Desde el inicio de las tareas de restauración se han llevado a cabo importantes esfuerzos de cara a conocer las diferentes especies de aves que visitan el espacio y su importancia numé-rica. Así, se ha participado anualmente en los censos coordinados para todo Álava en lo refe-rente a aves acuáticas nidificantes e invernantes. Además, a partir de la restauración de la balsa de Arkaute en noviembre de 1998, se realizan conteos mensuales de este grupo de aves a lo largo de todo el año (Lobo, 2004).

Aparte de los censos, se han registrado las citas de aves recogidas en otro tipo de visitas, incluidas las correspondientes a los servicios de guardería y atención al público del Parque y las obtenidas por otros observadores fiables. Esto supone que, incluso en los meses invernales, la media de visitas mensuales al espacio no des-ciende de quince. El verano, con la concurren-cia diaria de monitores, supone una frecuencia de visita cercana al 100 % de los días. Queda de manifiesto, por tanto, el intenso seguimiento realizado a lo largo de todo el año.



Para el estudio de especies de baja detectabi-lidad visual o hábitos muy discretos o nocturnos se realizan escuchas todas las primaveras. Entre estas especies se encuentran las polluelas (género Porzana), avetorillo común Ixobrychus minutus, martinete común Nycticorax nycticorax, rapaces nocturnas y pico menor Dendrocopos minor.

Por último, el anillamiento ha sido otra de las herramientas usadas para conocer mejor la avi-fauna de Salburua. Así, se han anillado pollos de cigüeñuela común Himantopus himantopus y de chorlitejo chico Charadrius dubius con anillas metálicas y de PVC de lectura a distancia du-rante las temporadas de cría de los años 2000 y 2001. A partir del verano de 2003 también se ha puesto en marcha una estación de anillamiento de paseriformes, especialmente dirigida a detec-tar la presencia del carricerín cejudo Acrocepha-lus paludicola en la zona.

Resultados ornitológicos: relación de especies detectadas

Hasta septiembre de 2005 se han registrado en Salburua 202 especies de aves, de las cuales el 43 % están ligadas a los medios húmedos (fi-gura 2). Una parte importante, el 49 % (78 espe-cies), usa este lugar para reproducirse. De ellas, 23 especies se pueden considerar directamente relacionadas con los humedales (Lobo, 2003). Comparando estos datos con los del primer infor-me faunístico de la zona (Lobo, 1995), que sólo abarcaba la comunidad de aves reproductoras, se observa cómo se ha producido un incremento de 54 a 78 especies reproductoras (+ 44 %) y se ha pasado de 7 especies nidificantes ligadas a los ambientes húmedos a 23 (+ 328 %).

En la figura 3 se refleja el número de espe-cies de aves presentes en Salburua a lo largo del período de estudio, comprendiendo cada año hidrológico los meses de octubre a septiembre (excepto 1995 que cubre de enero a septiembre). Se observa cómo hay dos fechas claves, coinci-dentes con la restauración de las dos principales

lagunas de Salburua. La reinundación de la Bal-sa de Betoño en 1995-1996 supone la aportación de 27 especies nuevas. Por su parte, en los dos primeros años tras la regeneración ecológica de la balsa de Arkaute se incorporan 63 nuevas especies de aves al elenco de Salburua, lo cual supone una tercera parte del total detectado en el período de estudio. Queda en evidencia, por tanto, la enorme repercusión que la recuperación de las láminas de agua ha tenido en el incremen-to de la capacidad de acogida avifaunística del espacio.

Sin lugar a dudas, la importancia ornitoló-gica de Salburua reside fundamentalmente en aquellas especies que requieren para sus nece-sidades vitales de la existencia de ecosistemas ligados al agua. Por este motivo, es este el grupo de aves en que mayor hincapié se va a realizar a la hora de describir la comunidad ornitológica del espacio.

Aves acuáticas reproductoras

En la tabla 1 y figura 4 se recogen los resul-tados del seguimiento de la comunidad de aves acuáticas que ha venido utilizando Salburua para su reproducción. Analizando el numero de espe-cies reproductoras se observa cómo a partir de la primavera de 1999, tras la recuperación de la balsa de Arkaute, el número aumenta progresi-vamente hasta situarse, durante los últimos años, entre 12 y 15 especies nidificantes.

Destaca la nidificación de especies muy es-casas en el ámbito geográfico cercano, como los porrones europeo Aythya ferina y moñudo A. fuligula, cuchara común Anas clypeata, ána-de friso A. strepera) y garza real Ardea cinerea. Todas ellas manifiestan en los últimos años una clara tendencia a la estabilidad de su contingente reproductor (excepto en el caso del porrón mo-ñudo). El avetorillo común y el martinete común también se reproducen asiduamente en la zona, en lo que constituye uno de los escasísimos pun-

46 L. LOBO

tos conocidos de cría en la Comunidad Autóno-ma del País Vasco (Martí & Del Moral, 2003a).

En la situación contraria se encuentra la tendencia demográfica de algunas especies co-munes y abundantes como zampullín común Ta-chybaptus ruficollis y focha común Fulica atra, sobre todo en la balsa de Arkaute (figura 5). A pesar de que la espesura cada vez mayor de la vegetación acuática pudiera estar influyendo en la detectabilidad de los nidos, parece clara una tendencia regresiva de estas especies, cuyas cau-sas se desconocen.

Más drástica es la pauta regresiva de la ci-güeñuela común que desaparece como reproduc-tora en Salburua en el año 2003, tras un claro declive poblacional desde el año 2000, aunque recoloniza la zona en 2005 (figura 5). Factores como la escasa disponibilidad de alimento tras el lluvioso verano de 2002, la proliferación vegetal en las islas de la balsa de Arkaute o las moles-tias provocadas por los ciervos en sus zonas de cría se barajan como posibles hipótesis de esta situación. Salburua constituía el único punto donde esta ave se reproducía en toda la Comu-nidad Autónoma. Tendencia similar ha seguido la población nidificante de chorlitejo chico, cuya reproducción es irregular en las últimas tempo-radas de cría. Esporádicamente, en Salburua se han reproducido otras especies de interés como la cerceta carretona Anas querquedula.

Respecto a la abundancia del plantel repro-ductor (figura 4) se constata cómo, tras la res-tauración de la balsa de Betoño en el año 1995, criaban en Salburua entre 10 y 14 parejas de acuáticas. Sin embargo, después de la restaura-ción de la balsa de Arkaute en 1999, esta cifra sufre un ascenso espectacular, y el contingente oscila entre 150-250 parejas según los años.

Aves acuáticas invernantes

Se han reflejado en la tabla 2 y figura 5 los da-tos referentes a las aves acuáticas que permanecen en Salburua durante el invierno y su importancia numérica. De nuevo se observa la gran influencia que ha tenido la restauración de las lagunas más orientales. Así, hasta el invierno 1997-1998 se registraban 7-8 especies invernantes, en número cercano a la centena de individuos, mientras en los años sucesivos se ronda las 17-23 especies con cifras por encima de 1.000 y 1.900 ejemplares.

Aves que usan Salburua en sus migraciones

Los movimientos migratorios permiten dis-frutar de la presencia regular de todas las espe-cies esperables en estas latitudes, incluidas las más raras o amenazadas.

n=202

Especies no ligadasal agua

51%

Especies ligadasal agua

49%

n=78

Reproductoras no ligadasal agua

70%

Reproductoras ligadasal agua

30%

Figura 2. Número de especies de aves detectadas en Salburua durante el periodo 1995-2005 (a la izquierda todas las especies, a la derecha sólo las reproductoras).

[Number of bird species recorded in Salburua for the period 1995-2005 (all kind of species to the left, only breeders to the right).]



220

200

180

160

140

120

100

80

60

40

20

0

1995

1995-1

996

1996-1

997

1997-1

998

1998-1

999

1999-2

000

2000-2

001

2001-2

002

2002-2

003

2003-2

004

2004-2

005

Años

Núm

ero

de

esp

ecie

s

Incremento anual Especies de aves

27

8 7

41

22

0

69

96104

111

152

174180

185

6 5 38 6

188 196202

Figura 3. Evolución del número de especies de aves en Salburua.

[Trend in number of bird species recorded in Salburua.]

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Anas platyrhynchos 4 1 3 3 19 35 24 26 63 44 53

Anas strepera - - - - - - 2 3 10 6 7

Anas querquedula - - - - - 1 - - - 2 2

Anas clypeata - - - - 3 3 4 1 4 5 5

Aythya ferina - - - - - - 1 2 12 10 12

Aythya fuligula - - - - - 1 5 4 5 3 -

Tachybaptus ruficollis 1 2 3 2 16 41 18 13 8 28 28

Podiceps cristatus - - - - - 1 - - 6 5 8

Ardea cinerea - - - - - - - 1 3 3 4

Ixobrychus minutus - - - - - 2 2 3 1 2 2

Nycticorax nyctycorax - - - - - 1 - - - 1 1

Rallus aquaticus 2 3 - 2 4 3 4 4 6 7 12

Gallinula chloropus 2 4 5 5 7 6 7 4 4 10 7

Fulica atra 1 4 3 2 67 152 84 78 67 124 79

Himantopus himantopus - - - - 13 59 32 22 - - 8

Charadrius dubius - - - - 2 12 7 - - 3 -

Número de especies 5 5 4 5 8 13 12 12 12 15 14

Total parejas 10 14 14 14 131 316 190 161 189 253 228

Tabla 1. Resultados de los censos de aves acuáticas nidificantes en Salburua, en número de parejas. Período 1995-2005.

[Number of pairs of waterbirds breeding in Salburua lagoons, for the period 1995-2005.]

48 L. LOBO

Dentro de las aves migratorias merece espe-cial atención el carricerín cejudo, ya que se trata del único pequeño pájaro europeo amenazado de extinción a escala mundial (Tucker & Heath, 1994). Tras haber sido observado en Salburua du-rante los últimos años en unas pocas ocasiones, en verano de 2003 se puso en marcha una estación de anillamiento centrada en las fechas preferentes de paso de la especie. Por medio del anillamiento se perseguía confirmar su presencia y valorar la importancia de estos humedales para la especie. Los resultados de la estación de anillamiento su-peraron las previsiones más optimistas (Consul-tora de Recursos Naturales SL, 2005), ya que se consiguieron capturar hasta el verano de 2005, 35 carricerines cejudos (32 anillamientos, 2 auto-controles y una recuperación de un ave con anilla francesa). Salburua se convierte así en el lugar de la Península Ibérica en que más ejemplares de esta especie se capturan, tras la palentina laguna de La Nava. Por tanto, gracias a este estudio, ha quedado de manifiesto la querencia de tan discre-ta y amenazada ave por estos humedales.

Por último, entre las rarezas observadas en estos años destacan una hembra de falaropo tri-color Phalaropus tricolor el 19 de mayo de 1999, una cerceta aliazul Anas discors el 18 de junio del mismo año y un ansar piquicorto Anser bra-chyrhynchus en varias ocasiones en noviembre de 2002. Otras especies menos extrañas han acumu-lado algunos registros en la zona: avetoro común Botaurus stellaris, porrón pardo Aythya nyroca, tarros blanco Tadorna tadorna y canelo T. ferru-ginea o canastera común Glareola pratincola.

Valoración avifaunística de los humedales de Salburua

Hasta septiembre de 2005, en Salburua se han registrado 202 especies de aves, de las cua-les 98 están directamente relacionadas con los ecosistemas acuáticos en algún momento de su ciclo fenológico y, por tanto, se han visto espe-

cialmente beneficiadas por la restauración de los humedales.

Para obtener una rápida visión de la impor-tancia ornitológica de Salburua respecto a su en-torno geográfico, se han relacionado en la tabla 3 el número de especies de aves presentes con las de la Comunidad Autónoma y España. Así, en Salburua se han citado el 78 % de las especies existentes en la Comunidad Autónoma del País Vasco (Bea & Fernández de Mendiola, 1998) y el 38 % respecto al total existente en España (De Juana, 1998). Estas cifras ponen de manifiesto la gran importancia ornitológica del lugar, teniendo en cuenta, además, que estos porcentajes serían todavía superiores si se segregasen de los lista-dos de referencia las especies ajenas al ámbito de Salburua (alpinas, marinas, etc.).

Centrando el análisis exclusivamente en las aves acuáticas, se constata cómo, en el período reproductor, el 75 % de las especies que crían en Álava también lo hacen en Salburua. Numéri-camente esto supone que, según los años, entre una cuarta parte y la mitad del contingente alavés de aves acuáticas reproductoras cría en Salburua (Fernández de Montoya & Nuevo, 1995-2005). Además, en la zona nidifican especies poco ha-bituales en el ámbito peninsular como cuchara común o cerceta carretona. Otras especies rele-vantes por su escasez en el entorno geográfico del País Vasco son avetorillo común, martinete común, garza real, ánade friso y porrón europeo. Estos datos convierten a Salburua en el segun-do lugar más importante para la reproducción de aves acuáticas de la Comunidad Autónoma, tras el embalse de Ullibarri-Gamboa.

La importancia de estos humedales para los fenómenos migratorios es también muy elevada, ya que hasta la fecha se han observado prácti-camente todas las especies esperables en estas latitudes, incluyendo algunas en grave riesgo de extinción.

Por último, la mayor versatilidad de las aves acuáticas a la hora de elegir lugares de invernada provoca que la importancia de Salburua en este



1995-1996

1996-1997

1997-1998

1998-1999

1999-2000

2000-2001

2001-2002

2002-2003

2003-2004

2004-2005

Anser anser - - - 6 1 16 - 18 22 1

Anas penelope - 2 - 51 83 75 48 86 147 90

Anas strepera - 4 - 100 301 387 220 64 213 115

Anas crecca - - - 450 282 266 490 240 176 110

Anas platyrhynchos 3 26 29 274 469 449 430 403 368 201

Anas clypeata - 5 7 4 102 213 154 214 148 128

Anas acuta - - - 43 20 7 21 62 28 16

Aythya ferina - - - 76 36 88 32 46 32 48

Aythya fuligula - - - 2 23 26 8 27 13 15

Tachybaptus ruficollis - - 1 1 3 13 1 22 8 5

Podiceps cristatus - - - - - - - 1 1 2

Podiceps nigricollis - - - - - 1 - - - -

Phalacrocorax carbo - - - 1 2 9 5 13 10 1

Botaurus stellaris - - - - - - - 1 - -

Bubulcus ibis - - - - 1 - - - - -

Egretta garzetta - - - - - - - 2 - -

Ardea cinerea - - - 8 8 9 16 9 13 15

Ciconia ciconia - - - 3 1 3 - 1 3 7

Circus aeruginosus - - - 2 1 - - 1 - -

Rallus aquaticus - - 1 1 - 2 1 2 - 4

Gallinula chloropus - 2 5 8 11 15 9 5 2 10

Fulica atra - 7 12 1 210 558 205 520 163 202

Recurvirostra avosetta - - - - - - - 1 - -

Vanellus vanellus - - 3 32 142 5 98 6 5 3

Calidris alpina - - - - - 1 - 1 - -

Philomachus pugnax - - - - 1 1 - 3 2 2

Gallinago gallinago 8 50 35 4 9 11 2 4 1 1

Numenius arquata - - - - 2 - - - - -

Tringa ochropus - - - 1 - - - - 1 1

Larus ridibundus - - - - 137 8 1 172 44 -

Alcedo atthis - - - - - 1 1 1 4

Número de especies 2 7 8 20 22 22 18 27 22 22

Total ejemplares 11 96 93 1.068 1.845 2.163 1.742 1.925 1.401 982

Tabla 2. Resultados de los censos de aves acuáticas invernantes en Salburua, en número de individuos. Período 1995-2005.

[Number of waterbirds wintering in Salburua lagoons, in 1995-2005.]

Especies de aves presentes % presente en SalburuaSalburua 185 -CAPV 260 78España 532 38

Tabla 3. Comparación del número de especies de aves registradas en Salburua, en la Comunidad Autónoma del País Vasco y en España.

[Comparing the number of bird species recorded in Salburua, in the Basque Country and Spain.]

50 L. LOBO

16

14

12

10

8

6

4

2

0

19

95

19

96

19

97

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

Nú

me

ro d

e e

spe

cie

s

Nº de especies Nº de parejas

Nú

me

ro d

e p

are

jas

400

350

300

250

200

150

100

50

0

160

140

120

100

80

60

40

20

0

1999 2000 2001 2002 2003

Núm

ero

de

par

ejas

Focha común Zampullín común Cigüeñuela común

2004 2005

30

25

20

15

10

5

0

19

95

-19

96

19

96

-19

97

19

97

-19

98

19

98

-19

99

19

99

-20

00

20

00

-20

01

20

01

-20

02

20

02

-20

03

20

03

-20

04

20

04

-20

05

INVIERNO

Núm

ero

de

esp

ecie

s

Total especies Total ejemplares

Núm

ero

de

par

ejas

2500

2000

1500

1000

500

0

Figura 4. Evolución del número de especies y del número de parejas de aves acuáticas nidificantes en Salburua.

[Trend in number of species and number of pairs of waterbird breeding in Salburua lagoons.]

Figura 5. Evolución del contingente reproductor de focha común Fulica atra, zampullín común Tachybaptus ruficollis y cigüeñuela común Himantopus himantopus en la balsa de Arkaute.

[Trend of Coot Fulica atra, Little Grebe Tachybaptus rufi collis and Black-winged Stilt Himantopus himantopus breeding in Arkaute lagoon.]

Figura 6. Evolución del número de especies de aves acuáticas invernantes y del número de ejemplares en Salburua.

[Trend in number of species and number of waterbirds wintering in Salburua.]



período sea menor en el contexto regional. En cualquier caso, es posible observar en invierno el 75-80 % de las especies de aves acuáticas in-vernantes en Álava, en concentraciones numéri-cas que suponen en torno al 15 % del total alavés (Fernández de Montoya, 1988; Fernández de Montoya et al., 1995; Fernández de Montoya & Nuevo, 1996-2005). Con estos datos, Salburua se convierte en la séptima zona más importante numéricamente para la invernada de aves acuáti-cas en la Comunidad Autónoma del País Vasco, tras el embalse de Ullibarri y algunas zonas hú-medas costeras como Urdaibai o El Abra, entre otras (Galarza, 1989; Martí & Del Moral, 2003b; Andrés et al., 2004).

En lo referente a especies amenazadas, en Sal-burua se dan cita 81 aves en riesgo de desaparición, lo cual supone el 44 % de las que usan estos hume-dales. De entre ellas, 47 especies (60 % del total de amenazadas en Salburua) dependen en algún mo-mento de su ciclo vital de los medios palustres (Bea & Fernández de Mendiola, 1998; Bea, 1999; Blan-co & González, 1992; Tucker & Heath, 1994).

Las especies de presencia no accidental en Salburua y que se encuentran en mayor riesgo de extinción a escala autonómica, estatal o europea son avetorillo común, garcilla cangrejera Ardeola ralloides, garza imperial Ardea purpurea, cigüeña negra Ciconia nigra, cigüeña blanca Ciconia ci-conia, espátula común Platalea leucorodia, ánade friso, ánade rabudo Anas acuta, cerceta carretona, milano real Milvus milvus, milano negro M. mi-grans, aguilucho pálido Circus cyaneus, aguilu-cho lagunero C. aeruginosus, halcón peregrino Falco peregrinus, perdiz roja Alectoris rufa, co-dorniz común Coturnix coturnix, chorlitejo chico, correlimos común Calidris alpina, aguja coline-gra Limosa limosa, fumarel cariblanco Chlido-nias hybridus, fumarel común Ch. niger, abubi-lla Upupa epops, avión zapador Riparia riparia, alondra común Alauda arvensis, colirrojo real Phoenicurus phoenicurus y carricerín cejudo.

También se debe destacar la estrecha interrela-ción existente entre Salburua y el cercano embalse

de Ullibarri-Gamboa y, en menor medida, con las balsas de riego agrícola existentes en sus inmedia-ciones. Este complejo de humedales protegidos, cercanos entre sí, sin duda también contribuye a que este sector de la Llanada Alavesa cada vez sea más atractivo para las aves, especialmente para las acuáticas.

Conclusiones

La restauración de las zonas húmedas de Salburua ha supuesto un importante vuelco en el panorama ornitológico de su entorno, sobre todo en lo referente a aves ligadas a los medios acuáticos. De entre las actuaciones de restaura-ción acometidas, ha sido la recuperación de las lagunas más orientales la que ha tenido mayores repercusiones avifaunísticas. En la actualidad se puede considerar que Salburua constituye uno de los enclaves de mayor importancia ornitológica de su ámbito geográfico en todos los periodos fenológicos, tanto en número de especies, como en abundancia de las mismas o en presencia de taxones amenazados de desaparición.

Es de destacar que los valores ambientales que a fecha de hoy atesora Salburua han permiti-do que sea propuesto como “lugar de importancia comunitaria” (LIC), para formar parte de la futu-ra red europea de espacios naturales protegidos. Así mismo, recientemente ha sido incluido den-tro del listado de humedales de importancia in-ternacional emanado del Convenio de Ramsar, el mecanismo internacional más importante para la preservación de estos ecosistemas. En definitiva, Salburua ha pasado de ser -hace menos de diez años- un lugar marginal cuyo futuro parecía pasar ineludiblemente por su definitiva destrucción, a convertirse en uno de los humedales continentales más valiosos de la Comunidad Autónoma Vasca y por ende, del norte peninsular.

Queda por delante en los años venideros la consolidación de las tareas de restauración del espacio y la implementación de medidas de pro-tección adecuadas, especialmente en lo referente

52 L. LOBO

al control de la calidad de las aguas y la minimi-zación de los posibles impactos generados por las nuevas urbanizaciones cercanas a la periferia de los humedales.

Agradecimientos

Fernando de Juana revisó el texto original aportando valiosas mejoras al mismo

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ACTUACIONES DE LA DIPUTACIÓN FORAL DE ÁLAVA EN EL MARCO DEL PROYECTO LIFE SOBRE EL ÁGUILA DE BONELLI Hieraaetus fasciatus

JOSEBA CARRERAS

Diputación Foral de Álava • Plaza de la Provincia, s/n. 01001 [email protected]

ResumenDurante los años 2001 a 2004 se ha desarrollado un proyecto LIFE-Naturaleza por parte de la Diputación Foral de Álava con el fin de mejorar las condiciones del hábitat y asegurar la conser-vación de la exigua población de águila de Bonelli Hieraaetus fasciatus, mediante la puesta en marcha del plan de gestión aprobado en 2001. Las acciones fundamentales han sido la corrección de tendidos eléctricos para reducir la mortalidad por electrocución y colisión, la adecuación de planes técnicos en cotos de caza, la vigilancia de los territorios de cría, el control de la repro-ducción, la investigación sobre aspectos biológicos y particularmente sobre la dispersión de los jóvenes, y la sensibilización sobre la problemática que afecta a la población.

Palabras clave: águila de Bonelli, Hieraaetus fasciatus, Álava, LIFE.

SummaryActions taken by Diputación Foral de Álava in relation to LIFE-Nature project for Bonelli’s Eagle

During years 2001 to 2004, a LIFE-Nature project has been run by Diputación Foral de Álava with the goal of improving habitat condition and conservation status of the small Bonelli’s Eagle Hieraaetus fasciatus population, through implementation of an action plan passed in 2001. Main actions have been correction of electric power lines to mitigate electrocutions and collisions, adaptation of technical rules for game reserves, surveillance of breeding territories, control of reproduction performance, investigation over biological trates an particularly over offspring dispersion, and public awareness about conservation problems of this population.

Key words: Bonelli’s Eagle, Hieraaetus fasciatus, Álava, LIFE.

LaburpenaArabako Foru Aldundiak Bonelli arranoaren Hieraaetus fasciatus LIFE proiketuaren arloan egindako jarduerak

2001 eta 2004 urte bitartean Arabako Foru Aldundiak “LIFE-Nature” proiektu bat garatu du, Bonelli arranoaren populazio bakana kontserbatu eta bere habitataren baldintzak hobetzeko helburuaz. Honetarako 2001. urtean onetsi zen kudeaketa plana abian jarriz. Jarduera nagusiak honakoak izan dira: elektrokuzio nahiz talka bidezko heriotzak murrizteko elektrizitate-ha-riak zuzendu, ehiza barrutietan kudeaketa planen moldaketa, kumatze-lurraldeak zelatatzea, ugalketaren inguruan kontrola eraman, alor biologikoen, eta, batez ere, gazteen dispertsioaren inguruko ikerketa, eta bukatzeko populazioak pairatzen duen problematikaren inguruko sent-sibilizazioa bultzatu.

Hitz gakoak: Bonelli arranoa, Hieraaetus fasciatus, Araba, LIFE.

54 J. CARRERAS

Proyecto LIFE-Naturaleza del águila de Bonelli

El Proyecto LIFE-Naturaleza de recupe-ración del aguila de Bonelli en Álava (LIFE-00NAT/E/7336) ha sido desarrollado por la Diputación Foral en todo el Territorio Histórico de Álava. Las medidas específicas de gestión y mejora del hábitat se han aplicado en las ZEPA con parejas reproductoras y/o territorios aban-donados por el águila de Bonelli: «ES21000245 Valderejo-Sierra Árcena» y «ES21000246 Sie-rras Meridionales en Álava». El proyecto, con una duración de cuatro años (2001-2004) y un presupuesto total de 314.630 euros, ha sido fi-nanciado en un 60 % por los fondos LIFE de la Comisión Europea y ha contado con la colabo-ración de Iberdrola SA y de Red Eléctrica Espa-ñola, que han costeado el 25 % y el 100 % de las inversiones efectuadas en sus instalaciones.

La finalidad general del proyecto LIFE ha sido facilitar la puesta en marcha en las ZEPA rupícolas alavesas del Plan de gestión del águila de Bonelli, cuyos objetivos operativos son:

a) Reducir la mortalidad adulta y juvenil de origen antrópico ocasionada por electrocu-ción/colisión y persecución directa.

b) Aumentar la productividad reduciendo las afecciones e interferencias en las áreas de cría.

c) Restaurar el hábitat en los territorios abando-nados con vistas a su recolonización.

d) Mejorar los conocimientos regionales sobre la especie que permitan una aplicación más eficaz de las medidas de gestión.

e) Aumentar la sensibilización de la opinión pública hacia la situación crítica del águila de Bonelli en Álava.

Acciones preparatorias y planes de gestión

Para sentar las bases legales y facilitar el posterior desarrollo del proyecto, en 1997 se

incluyó al águila de Bonelli como especie “en peligro de extinción” en el Catálogo vasco de especies amenazadas (Orden 8 de julio del Con-sejero de Industria, Agricultura y Pesca del Go-bierno Vasco). En 2000 se incluyeron los dos territorios ocupados y los tres enclaves recien-temente abandonados por el águila de Bonelli dentro de la propuesta del Gobierno Vasco para la ampliación de la Red Natura 2000 (Acuerdo de Consejo de Gobierno de 28 de noviembre de 2000). Por último, en 2001 se aprobó el Plan de gestión y se declararon seis áreas de interés es-pecial para el águila de Bonelli en Álava (Orden Foral 612/2001).

Para la adecuación de la red de tendidos eléc-tricos, en 2000 se efectuó una revisión de todos los tendidos aéreos existentes en las ZEPA y se elaboraron informes previos de corrección para cada uno de los 14 tendidos con riesgo para la avifauna. Para acometer su corrección, en 2001 se firmó con Iberdrola SA un convenio marco de colaboración, por el que la principal empresa distribuidora de energía en Álava se compro-metió a realizar las correcciones acordadas y a financiar el 25 % de las inversiones. Mediante reuniones periódicas con los técnicos de Iber-drola se han desarrollado anualmente acuerdos de colaboración específicos y, paralelamente, se ha consensuado con la empresa la aprobación de una normativa electrotécnica, que se encuentra actualmente en tramitación.

Tareas únicas de gestión del biotopo

Se han corregido 14 tendidos peligrosos (13 líneas de Iberdrola, tres de las cuales incluían pequeñas derivaciones de propiedad particular, y un tendido de transporte de REE) y 89 km de línea, incluyendo la corrección de 177 apoyos y la señalización de 129 vanos. Las correcciones efectuadas en las tres derivaciones de propiedad particular han sido íntegramente financiadas por la Diputación Foral de Álava. En los dos primeros años del LIFE se priorizaron las correcciones que

55ACTUACIONES DE LA DIPUTACIÓN FORAL DE ÁLAVA EN EL MARCO DEL PROYECTO LIFE

SOBRE EL ÁGUILA DE BONELLI Hieraetus fasciatus

afectaban a territorios ocupados, mientras que en 2003-2004 se han corregido las instalaciones sitas en territorios recientemente abandonados.

Para mitigar los problemas de colisión se han señalizado mediante balizas espirales los hilos de tierra de los tendidos de transporte y con “X” de neopreno los conductores de los de distribu-ción, utilizando cadencias de 1 baliza cada 5 m. Para evitar el riesgo de electrocución en tendidos de distribución, se han eliminado los aisladores rígidos en apoyos de alineación, sustituyéndolos por armados en bóveda con aisladores suspen-didos. Por su parte, en apoyos de amarre se han reinstalado los puentes flojos suspendidos por debajo de los travesaños, o se han colocado mén-sulas que mantienen el puente flojo central sus-pendido lateralmente. En los apoyos especiales, se han reinstalado los elementos en tensión en un travesaño inferior y se han aislado con material termorretráctil las bajantes.

También se han elaborado planes técnicos de caza para los tres acotados enclavados en ZEPA y que afectan a territorios del águila de Bonelli en Álava. Estos planes, con una vigencia de cuatro años, han sido redactados por los técnicos de la Asociación de Cotos de Caza de Álava teniendo en cuenta las directrices emanadas del Plan de gestión del águila de Bonelli, y prevén medidas de mejora del hábitat en los acotados, que debe-rán ser puestas en práctica por los adjudicatarios con la ayuda de subvenciones de la Diputación Foral de Álava (Decreto Foral 36/1999).

Acciones de seguimiento y gestión periódica

El trabajo de campo de vigilancia, control de la población y seguimiento de la reproducción ha corrido a cago de la guardería de la Diputa-ción Foral de Álava, apoyados por los asesores externos contratados. Para facilitar su función, se han mantenido anualmente dos reuniones de coordinación y se han impartido cursillos de for-mación.

Anualmente se ha comprobado para cada pa-reja la permanencia de los adultos en los territo-rios, el uso de los nidos, la fecha de ovoposición, el éxito o fracaso en la incubación y crianza, el número de pollos volados y la supervivencia ju-venil predispersiva. Se han recopilado también todas las citas de ejemplares no territorializados.

En la temporada 2003 se desplomó por dos veces un nido utilizado por una de las parejas, por lo que se estimó conveniente reforzar su es-tructura para evitar nuevas pérdidas. El trabajo de reforzamiento consistió en la colocación de 5 barras metálicas en la repisa que originalmente soportaba el nido. Las barras, dispuestas en hori-zontal, se han anclado mediante taladros y suje-ción con resinas sintéticas. Sobre ellas se colocó un entramado de ramas y parte del material del nido que se había desplomado.

Para conocer la dieta del águila de Bonelli en Álava se han recogido un total de 33 presas pro-cedentes de los nidos de una pareja. Dentro de la muestra analizada, los mamíferos constituyen el 30,3 % de las presas, las aves el 67,7 % (n=22) y los reptiles el 3 % restante. Entre los mamíferos destaca la contribución del conejo (24,2%), mien-tras que entre las aves son las perdices (30,3 %) y las palomas (15,2 %) los grupos más frecuente-mente predados.

En caso de fracaso reproductor, se han reco-gido muestras de los huevos infecundos, de las cáscaras y de los pollos abandonados en los ni-dos, que se han remitido al Laboratorio Forense de Vida Silvestre. Con las cáscaras y huevos infe-cundos se han efectuado análisis de la ultraestruc-tura y espesor relativo de la cáscara, así como de los niveles de contaminantes de organoclorados y metales pesados. Con los pollos muertos se ha realizado una inspección forense para conocer las causas de la muerte, incluyendo pruebas micro-biológicas para detección de Trichomonas.

Toda la información recopilada, acumulada a los datos de comunidades limítrofes (La Rioja y Navarra), ha servido para estimar -a nivel re-gional- tasas de mortalidad y reposición adulta,

56 J. CARRERAS

parámetros reproductivos, fenología de la puesta, períodos y causas de fracaso reproductor y super-vivencia juvenil predispersiva.

Por otro lado, en 2002 se realizó una experien-cia de radio-seguimiento vía satélite del proceso de dispersión juvenil de uno de los pollos nacidos en Álava. “Prudencio” fue equipado, mediante un arnés tipo mochila, con un PTT-100 de 45 g de Microwave, y seguido vía satélite a través del sis-tema Argos. Los trabajos de radio-marcaje fueron realizados por Víctor García, experto del Ministe-rio de Medio Ambiente. El pollo fue marcado con anilla metálica y de lectura a distancia 3CX.

“Prudencio” se dispersó de forma temprana, casi 15 días antes que su hermana, dirigiéndose inicialmente hacia el oeste hasta alcanzar San Andrés de Teixido en La Coruña, para luego rea-lizar un viaje de vuelta que le llevó a escasos ki-lómetros de su territorio natal en la Rioja Alavesa. Posteriormente, enfiló hacia el sur, atravesando la Sierra de Guadarrama hasta alcanzar y asentarse en Malpica de Tajo (Toledo). El período disper-sivo duró 45 días, recorriendo en ese tiempo más de 1.200 km. En Toledo “Prudencio” se asentó durante tres meses, hasta que murió electrocutado en un tendido de distribución.

Acciones de sensibilización y divulgación

Durante el proyecto LIFE se ha desarrollado una campaña de sensibilización de la opinión pú-blica y de divulgación de los resultados. En ella se han elaborado, editado y distribuido diver-sos materiales, entre los que figuran una página web, paneles informativos que se han expuesto en congresos y reuniones, trípticos y folletos divulgativos, etc. Además, se han elaborado in-formes técnicos anuales sobre el desarrollo del proyecto, con hincapié en aquellas experiencias útiles para iniciativas semejantes, y periódica-mente se ha remitido a la prensa noticias sobre aspectos concretos.

La continuidad de las actuaciones puestas en marcha en el marco del proyecto LIFE-Natura-leza ha quedado garantizada por la promulga-ción del Plan de gestión del águila de Bonelli en Álava, así como por el establecimiento del convenio marco de colaboración con Iberdrola SA para la corrección anual de tendidos eléctri-cos, la aprobación de los planes técnicos de caza y la inclusión en la Red Natura 2000 de todos los territorios del águila de Bonelli en Álava.

Figura 1. Corrección de tendido eléctrico (foto: Joseba Carreras).

[Correction of electric power line.]

Figura 2. Área utilizada por“Prudencio” en Toledo durante su dispersión (foto: Joseba Carreras).

[Area in Toledo province where “Prudencio” stayed during dispersion period.]

SITUACIÓN DE LA POBLACIÓN NIDIFICANTE DE AVIÓN ZAPADOR Riparia riparia EN ÁLAVA

NEREA RUIZ DE AZUA1, JOSÉ MARÍA FERNÁNDEZ2, ANTONIO BEA1, & JOSEBA CARRERAS3

1 Ekos Estudios Ambientales SL • Plaza del Caddie, 1. 20160 Lasarte (Gipuzkoa)[email protected]

2 Instituto Alavés de la Naturaleza • Apartado de correos 2.092. 01080 [email protected]

3 Diputación Foral de Álava • Plaza de la Provincia, s/n. 01001 [email protected]

ResumenEn el marco del plan de gestión aprobado por la Diputación Foral de Álava en el año 2000, se vienen desarrollando desde entonces actuaciones para el seguimiento de la población nidificante de avión zapador Riparia riparia, en Álava y en zonas limítrofes. Inicialmente se revisaron todos los posibles enclaves de nidificación y se inventariaron las colonias detectadas, abandonadas y activas. La población reproductiva ha sido censada anualmente mediante el conteo de los nidos ocupados, en tres distintas fases del ciclo. Aunque el tamaño de la población habría aumentado durante el periodo analizado, la reducción del área de distribución, del número de colonias activas ubicadas en emplazamientos naturales y la concentración en graveras en explotación implicaría un incremento de su vulnerabilidad. Las principales limitaciones de origen humano operando en el área de estudio serían la destrucción directa de emplazamientos ocupados en graveras, que condicionaría el éxito reproductor, y la falta de renovación y creación de nuevos taludes aptos para la nidificación en tramos fluviales.

Palabras clave: avión zapador, Riparia riparia, población, Álava.

SummaryStatus of the breeding population of Sand Martin Riparia riparia in Álava

In the frame of the management plan passed by Diputación Foral de Álava in year 2000, the monitoring of the breeding population of Sand Martin Riparia riparia in Alava and neighbouring area has taken place. First, every possible breeding sites were checked, and an inventory of co-lonies –both active and abandonned- was made. Breeding population has been censused on an annual basis through counting ocupied nests, at three different phases of the cicle. Even though population size would have increased during this period, reduction of distribution range, of num-ber of active colonies settled in natural sites and concentration in gravel pits would mean higher levels of vulnerability. The main limiting factors of human origin proposed in the study area would be direct destruction of breeding sites in gravel pits, that may have an effect on breeding performance, and lack of turnover and appearance of new useful riverine banks.

Key words: Sand Martin, Riparia riparia, population, Álava.

58 N. RUIZ DE AZUA, A. BEA, J.M. FERNÁNDEZ & J. CARRERAS

Introducción

El avión zapador Riparia riparia es un pase-riforme de la familia Hirundinidae, que agrupa a golondrinas y aviones. Se trata de una especie con una amplísima distribución holártica, si bien han sido descritas varias subespecies. La región Paleártica Occidental está ocupada por R. ripa-ria riparia. Entre sus rasgos ecológicos más des-tacados figuran la acusada tendencia gregaria, tanto de cara a la formación de colonias de cría como de concentraciones postreproductoras, y la utilización como sustratos de nidificación -casi invariablemente- de taludes arenosos o areno-limosos con partículas finas (Heneberg, 2001) en los que excava túneles terminados en cámaras de nidificación. La aparición de estos cortados se encuentra ligada generalmente a los cursos me-dios y bajos de los ríos y a sus llanuras aluviales. Los condicionantes fisiográficos mencionados provocan que, en la mayoría de las regiones, la especie presente una distribución contagiosa o parcheada (Cramp, 1988). Explota el plancton aéreo (dípteros, áfidos) a baja altura.

En Europa las poblaciones pudieron sufrir un fuerte declive hasta los años 90 del siglo XX. A partir de ahí se considera que sus efectivos han ido recuperándose ligeramente, aunque todavía el tamaño de población se encontraría por debajo del nivel que tenía antes de su declive (Burfield,

2004). En España no hay una estimación fiable de su abundancia, que ha sido cifrada en el am-plio rango que va de 100.000 a 700.000 parejas (Purroy, 1997; SCV, 1998).

En el País Vasco está incluido en la catego-ría “vulnerable” del Catálogo vasco de especies amenazadas (Decreto 167/1996). En Álava fue aprobado por Decreto Foral 22/2000 un plan de gestión, instrumento legal que contiene directri-ces y medidas para promover la recuperación y conservación de sus poblaciones y el manteni-miento de sus hábitats en dicho territorio.

En el marco de las actuaciones previstas en dicho plan, el Departamento de Urbanismo y Medio Ambiente de la Diputación Foral de Ála-va viene ejecutando tareas encaminadas a inven-tariar y evaluar los enclaves de reproducción de la especie. En este sentido, en el año 2000 se ini-ció la prospección exhaustiva en balsas, riberas y cauces fluviales de la zona central de Álava. En la siguiente campaña del 2001, se completó la búsqueda en el resto de cuencas del territorio susceptibles de albergar núcleos reproductores, sumando un total de 218 km de tramos fluviales inspeccionados detalladamente, a pie en su ma-yor parte. y se estimó el tamaño de la población nidificante mediante censos repetidos en cada una de las colonias localizadas. Desde el 2002 se viene realizando un seguimiento más inten-

LaburpenaUhalde-enararen Riparia riparia populazio habiagilearen egoera Araban

Arabako Foru Aldundiak 2000. urtean onetsitako kudeaketa planaren esparruan zenbait jarduera egin dira ordudanik, Araba eta mugakide zaizkion lurraldeetan uhalde-enararen Riparia riparia populazio habiagileraren jarraipena egiteko helburuaz. Hasiera batean habi-toki izan zitezkeen leku denak aztertu ziren eta bertan antzemandako koloniak inbentariatu ziren (bizirik zeudenak nahiz lagatakoak). Populazio ugaltzailea urtero zenbatua izan da, beteta zeuden kabiak zenbatuz, zikloaren hiru fase desberdinetan. Nahiz eta populazioaren tamainak gorakada bat jasan izango lukeen ikertutako denboraldian, bere zaurkortasunak ere halaxe egin du, banaketa lurraldearen gutxitzearen, gune naturaletan kokaturiko kolonia aktiboen murriztearen eta populazio hauek ustiatze prozesuan dauden legardietan kontzentratzearen ondorioz. Banaketa lurraldean giza-jatorrizko mugak honakoak lirateke: legardietan espezieak betetako guneen deusezpena, zeinak birsortze arrakasta baldintzatuko lukeen, ezponden berritze falta (gaur egun dauden tokietan) eta ibai guneetan ezponda berriak eraikitzearen gabezia.

Hitz gakoak: uhalde-enara, Riparia riparia, populazio, Araba.

59SITUACIÓN DE LA POBLACIÓN NIDIFICANTE DE AVIÓN ZAPADOR Riparia riparia EN ÁLAVA

so de cada una de las colonias “activas” cono-cidas, con el fin de determinar el tamaño de la población nidificante y obtener información de relevancia demográfica y ecológica. También se lleva a cabo un seguimiento menos intenso de las colonias clasificadas como “no activas o aban-donadas”, así como de las colonias “activas” en terrenos limítrofes de Álava.

Métodos de censo

El trabajo de campo se realizó entre los me-ses de abril y septiembre, durante el cual se ins-peccionaron los emplazamientos de cría ubica-dos en Álava y en zonas limítrofes, considerados como integrados en la misma población. Se con-sideraron dentro de la misma “colonia” aquellas agrupaciones de nidos, aun situadas en diferen-tes frentes o taludes, que se hallaban separadas menos de 250 m entre sí, criterio útil también para describir el mantenimiento interanual o la desaparición de una “colonia”. A las colonias activas se efectuaba como mínimo tres visitas –segundas quincenas de mayo, junio y julio-, durante cada una de las cuales se registraba el número de nidos activos (agujeros en los que se observaba entrada y salida de adultos o pollos) como indicador del número de parejas nidifican-tes y el número máximo de individuos vistos al mismo tiempo como estimador de los efectivos globales de la colonia. Esta misma metodolo-gía se ha venido utilizando desde el año 2001, y desde el 2003 se han empleado fotografías de cada frente de talud con agujeros para anotar con precisión los nidos ocupados.

Para ello, un observador vigilaba atentamen-te la colonia durante un periodo de tiempo, fijado en una hora para el “cómputo de nidos activos”, ya que en ese lapso se contabiliza el 75–100 % de los nidos ocupados (Ekos Estudios Ambienta-les SL, 2003; González & Villarino, 1997). Los conteos se realizaban siempre con condiciones meteorológicas adecuadas, es decir, sin lluvia, ni viento.

Historial de las colonias conocidas

a) Santa Cruz de Campezo (cuadrícula UTM WN52). Esta colonia es seguida desde el año 2001, aunque los aviones debían ha-berse instalado ya en alguna temporada anterior (R. Arambarri & J. A. Gainzarain, com. pers.). Se localiza en los taludes de una escombrera, actualmente clausurada. El nú-mero máximo de nidos ocupados se mantie-ne relativamente constante desde la primera campaña (figura 1): 17 en 2001 (junio), 14 en 2002 (junio), 18 en 2003 (mayo), 18 en 2004 (mayo) y 17 en 2005 (junio).

b) Labastida (WN11). Esta colonia se ubica en una gravera en explotación. En un talud de arena en desuso se censaron un máximo de 8 nidos activos en 2001, 7 en 2002 y 5 en 2003. En ese mismo año se detectó otro emplazamiento dentro de la misma gravera, aunque quizá no fuera enteramente nuevo, ya que muchos de los agujeros podían ser antiguos. En la campaña de 2004 únicamen-te se observaron nidos en este segundo talud -situado en una balsa de agua-, y el emplaza-miento inicial fue derruido fuera de la época reproductora. Se contaron 13 nidos activos en 2004 y 9 en 2005 (figura 2).

c) Elorriaga (WN24). Esta colonia se ubica en taludes del arroyo Errekaleor. La utilización de este tramo fluvial se conoce al menos des-de 1993 (Lobo, 1994). En 2000 se constató la ocupación, pero no así en 2001 ni 2002. A partir de 2003 la colonia se instaló en un pequeño talud, con 14 nidos activos en ese año (junio), 19 en 2004 (junio) con una ocu-pación tardía –mediados de mayo- y sólo 6 en 2005 (junio, figura 3). En la actualidad, el entorno de la colonia se ha visto fuertemente modificado como consecuencia del desarro-llo urbanístico de la ciudad de Vitoria, y en un futuro inmediato las infraestructuras ur-banas ocuparán toda la zona.

d) Laguardia (WN30). Este emplazamiento se localiza en las proximidades de la ribe-


ra del Ebro, en un cerro explotado para la extracción de arena, con taludes fáciles de horadar. Fue ocupado por primera vez en el 2003, y la colonia pudo instalarse aquí como consecuencia del relleno y destrucción de un emplazamiento cercano en suelo de La Rioja, que en las dos campañas anteriores había albergado unos 70 nidos activos. Procesos de traslado semejantes han sido descritos con anterioridad en esta especie (Mead, 1979). En 2003 se contaron hasta 599 agujeros construidos, aunque el número máximo de nidos activos fue 182 (finales de junio). En la campaña del 2004, a pesar de que una parte de la colonia se derrumbó, el máximo de nidos ocupados fue 314 (finales de junio). En el censo de julio se observó un descenso significativo en el número de ni-dos activos (39). La colonia estuvo ocupada hasta mediados de agosto. Durante este año se amplió el viñedo colindante y se llevó a cabo el emparrado de una parte de las vi-ñas. En 2005 se detectaron nidos activos en tres taludes diferentes. El primero coincide con el de años anteriores, aunque el número de nidos disminuyó en buena medida (27 a finales de junio). Otro grupo de nidos (66 activos a mediados de mayo) se ubicó en un frente en explotación, pero cuyo derrumbe provocó el movimiento de la mayoría de las aves hacia un tercer talud. En éste úl-timo se contaron 71 nidos activos y varios más en plena construcción, a finales de ju-nio. Durante esta temporada se observó un fuerte descenso en el número de nidos con segundas puestas: de 129 nidos ocupados a finales de junio se pasó a 21 en julio (figura 4). En este emplazamiento también nidifican gorrión chillón Petronia petronia, colirrojo tizón Phoenicurus ochruros y una pareja de cernícalo vulgar Falco tinnunculus. Estos últimos han sido observados habitualmente efectuando ataques de caza sobre los aviones zapadores, y se han recogido restos aporta-dos como presas al nido.

e) Andaverde (WN11). Se situaba en una an-tigua gravera naturalizada a orillas del río Ebro, en el término de Labastida. Desde su apertura, los taludes arenosos en los que se ubican los nidos se han derrumbado progre-sivamente como consecuencia de las creci-das del río Ebro, y de la fuerte dinámica de revegetación natural. Esta es la causa proba-ble de que en la actualidad hayan dejado de ser ocupados por los aviones zapadores. En las temporadas 2000 y 2001 este emplaza-miento era utilizado por un amplio número de parejas reproductoras, registrándose en el 2001 hasta un máximo de 17 nidos activos. En el 2002 la población descendió súbita-mente, con un máximo de 3 nidos activos y en el 2003 se observaron algunos indivi-duos, pero ya no se constató que criaran, como tampoco en 2004 ni 2005.

f) Mártioda (WN14). Esta colonia se situaba en la margen del río Oca. Estuvo activa al menos desde el año 2000 hasta el 2002, con 5-7 nidos ocupados por temporada. Consta la nidificación en la zona desde principios de los años 80 del siglo XX (obs. pers.). No obstante, desde el 2003 –año en que parte del talud se derrumbó a causa de las crecidas del río- no se ha vuelto a detectar a la espe-cie.

g) Yurre (WN24). Esta pequeña colonia se ubicaba en los bancales de las huertas que ocupan el antiguo meandro del río Zadorra. Se tiene constancia de la reproducción de la especie en este enclave durante los años 2002 y 2003, aunque en el 2001 se observa-ron varios individuos durante el paso pre-nupcial. Lobo (1994) cita la reproducción en este paraje, por lo que probablemente fuera un emplazamiento tradicional. En el 2004 se detectó una única pareja, haciendo un nuevo nido en un pequeño bancal, pero no llegaron a culminar la cría. En el año 2005 ya no se observó ningún avión zapador.


h) Matauco (WN34). Esta colonia se ubica en un pequeño pozo con paredes pedregosas rodeado de fincas agrícolas. La localidad ya fue citada por Lobo (1994). En la campaña del 2000 se clasificó entre las colonias en desuso, si bien se detectaron varios ejem-

plares volando en las balsas de regadío de Argómaniz, muy próximas al pozo. En 2001 y 2002 sí se constató su ocupación, con un máximo de 2 nidos activos, pero no en las temporadas sucesivas.

ColoniaUTM 100

km2 Sustrato 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Azúa WN35 Talud embalse Activa Destruida por obras de caminoEzquerococha WN44 Talud balsa Activa Abandonada o sin nidos activosMatauco-Argómaniz II

WN34 Talud pozo2 nidos activos

Abandonada o sin nidos activos

Antezana WN24 Talud río Activa Abandonada o sin nidos activos

Puentelarrá VN93 Talud río3-4 nidos activos

¿? Abandonada o sin nidos activos

Labastida II WN11Gravera-

escombrera2 nidos activos

Abandonada o sin nidos

activosLapuebla de Labarca

WN30 Talud río Activa Abandonada o sin nidos activos

Laserna WN40 Gravera antigua ¿?10 nidos activos

Destruida por obras de

polígono

Tabla 1. Colonias de avión zapador Riparia riparia en las que se constató actividad reproductiva en un único año, durante el periodo 2000-2005.

[Sand Martin Riparia riparia colonies where breeding activity was recorded for just one year, in the period 2000-2005.]

ColoniaUTM 100

km2 SustratoCAMPAÑAS

2000 2001 2002 2003 2004 2005Albaina (BU) WN22 Gravera antigua Activa 30 19 15 19 28Bardauri I (BU) WN02 Gravera-escombrera Activa DestruidaBardauri II (BU) WN02 Gravera ¿? 51 27

Bardauri III (BU) WN02 Gravera 10

Suzana I (BU) WN02 Gravera 9 Destruida

Suzana II (BU) WN02Gravera en explotación

9 85

Destruida0 0

Suzana III (BU) VN93 Gravera Activa ¿?5

Destruida3 2

Montañana (BU) VN93 Talud balsa 40 19 ¿? 36 3

Montañana-Cano(BU)

VN93Gravera en explotación

7 Activa 4254

Varios taludes destruidos

129

Bozoo (BU) VN93 Gravera ¿? 0 0

El Cortijo I (LO) WN40Gravera en explotación

70 68 Destruida 9 25-30

El Cortijo II (LO) WN30 Talud río 25-30

Tabla 2. Colonias de avión zapador en zonas limítrofes a Álava, y número máximo de nidos activos contados en la segunda quincena de junio de cada campaña.

[Sand Martin colonies in neighbouring areas to Álava, and maximum number of active nests counted in the second fortnight of June.]


i) Otros emplazamientos. En la tabla 1 se citan otras colonias en las que, durante el periodo de seguimiento, sólo se ha constatado ocu-pación en un único año.

Antiguas colonias

En el curso de los trabajos se han detectado otros emplazamientos que albergaron colonias en el pasado, pero fueron abandonados con an-terioridad al año 2000. Bien se han recogido re-ferencias sobre su uso por los aviones zapado-res, o bien se conservan restos de agujeros que inequívocamente pueden atribuirse a la actividad de los aviones. En taludes de ríos se han inven-tariado colonias antiguas en las localidades de Mendoza, Subijana-Morillas, Hereña, Arcaya, Miñano Menor, Rivabellosa y Laguardia; en taludes de graveras en Comunión y Zambrana; y en taludes de viñedos en Baños de Ebro. Las referencias escritas y orales sobre estos enclaves datan su utilización entre finales de los años 70 y principios de los 90 del siglo XX (De Juana, 1980; Álvarez et al., 1985; Lobo, 1994; J. A. Gainzarain, com. pers.).

Colonias en zonas limítrofes

Se han censado también las colonias ubicadas en zonas limítrofes a Álava (margen derecha del río Ebro, cuenca de Miranda y Treviño), ya que se pueden considerar integradas funcionalmente en la misma población y se toma así un área de estudio coherente desde el punto de vista de un seguimiento poblacional a medio y largo plazo (Kuhnen, 1978). De hecho, este seguimiento am-plio ha permitido tener una idea más clara de la magnitud real de la población y explicar determi-nados comportamientos, como el surgimiento de nuevas colonias por sustitución de emplazamien-tos destruidos. En la provincia de Burgos se han muestreado diez enclaves y dos en La Rioja. La tabla 2 recoge la ubicación de cada uno y el núme-ro máximo de nidos activos por cada campaña.

Tendencia de la población reproductora

Durante el periodo 2000-2005, los datos re-cogidos en Álava reflejan un descenso paulatino del número de emplazamientos ocupados y un aumento del número total de nidos activos en la segunda quincena de junio, estimador del ta-maño de la población reproductora. Este último incremento se ha visto truncado durante la tem-porada 2005 (figura 5).

Tal evolución debe ser interpretada teniendo en cuenta la población en su conjunto. La súbita aparición de la colonia de Laguardia en 2003, en la cual se ha asentado un 78,5, 86 y 75,2 % de los efectivos anuales desde entonces, proba-blemente tenga su origen primario en un tras-vase a partir de otras colonias cercanas, y sólo secundariamente en una mejora demográfica de la población. De todas formas, la hipótesis de una estabilidad global del número de reproduc-tores durante el periodo de estudio es consistente a la luz de los resultados del seguimiento, pero es necesario tener en cuenta que en las zonas limítrofes la vigilancia de las colonias ha sido menos constante.

Para superar este obstáculo se han analiza-do los datos de los conteos mediante el progra-ma Trends and indices for monitoring data 3.2 (TRIM; Pannekoek & Van Strien, 2005), que genera índices de abundancia basados en la re-gresión loglineal de Poisson, corregida consi-derando correlaciones seriales, y recalculando valores perdidos en función de los obtenidos en años anteriores y posteriores. Se empleó el modelo de datos imputados con efecto temporal para la producción de índices anuales, ya que no se consiguió el ajuste de un modelo de tenden-cia lineal para la obtención de un índice general para el periodo 2001-2005 (χ2=831, 48, gl=51, p<0,05). En la figura 6 se observa que el tamaño de la población global habría sufrido cambios de tendencia en 2002 y 2004, con un saldo neto positivo. De acuerdo con los parámetros de pen-diente multiplicativa y sus intervalos de confian-


Figura 1. Colonia de Santa Cruz de Campezo. Número máximo de nidos activos contados durante las temporadas 2001 a 2005.

[Santa Cruz de Campezo colony.Maximum number of active nests counted in 2001- 2005 breeding seasons.]

20

16

12

8

4

0

Núm

ero

de

nid

os

activ

os

II - May II - Jun II - Jul I - Ago I - Sep

2001 2002 2003 2004 2005

14

12

10

8

6

4

2

0

Núm

ero

de

nid

os

activ

os

II - May II - Jun II - Jul I - Ago

2003 2004 2005

20

16

12

8

4

0

Núm

ero

de

nid

os

activ

os


2003 2004 2005

(superior izquierda)

Figura 2. Colonia de Labastida. Número máximo de nidos ac-tivos contados en los taludes de la balsa de agua durante las temporadas 2003 a 2005.

[Labastida colony. Maximum number of active nests recorded in the pond bank in 2003- 2005 breeding seasons.]

(superior derecha)

Figura 3. Colonia de Elorriaga. Número máximo de nidos acti-vos contados durante las temporadas 2003 a 2005.

[Elorriaga colony. Maximum number of active nests recorded in 2003-2005 breeding seasons.]

(izquierda)

Figura 4. Colonia de Laguardia. Número máximo de nidos acti-vos contados durante las temporadas 2003 a 2005.

[Laguardia colony. Maximum number of active nests recorded in 2003-2005 breeding seasons.]

350

300

250

200

150

100

50

0

Núm

ero

de

nid

os

activ

os


2003 2004 2005


za, en una proyección a 20 años el tamaño de la población experimentaría un crecimiento signi-ficativamente distinto de cero pero leve (menor del 20 %).

Desde una perspectiva geográfica, la vulne-rabilidad de la población habría aumentado du-rante el periodo de estudio, como consecuencia de su notable concentración y de la reducción del área de distribución. Todas las pequeñas co-lonias conocidas en la Llanada Alavesa (6 en el año 2000) habrían desaparecido en la actualidad, con la excepción de Elorriaga, cuyo futuro es además muy incierto como consecuencia del de-sarrollo urbanístico previsto. En cuanto al valle del Ebro, un emplazamiento ha sido destruido y dos más han desaparecido como consecuen-cia aparente del deterioro morfológico de los taludes, mientras algunos ubicados en graveras en funcionamiento están expuestos a reduccio-nes esporádicas o sistemáticas del éxito de cría. Por el contrario, hay colonias con estabilidad y reproducción ininterrumpida, en algún caso al menos desde 1986 (Albaina; obs. pers.; Román et al., 1996).

Los factores limitantes de origen humano más importantes descritos para esta especie son la alteración y destrucción de los taludes de cría, sean éstos naturales (encauzamientos en tramos fluviales) o artificiales (eliminación o relleno durante la época de cría en graveras en explota-ción), la disminución de los recursos tróficos a causa del empleo de pesticidas en cultivos, y las molestias provocadas por vehículos o personas (Tucker & Heath, 1994; Burfield, 2004; Martí & Del Moral, 2003). No obstante, se ha demostra-do que la dinámica poblacional puede estar pri-mordialmente influida por factores climáticos, como las sequías en los cuarteles de invernada africanos que reducen la supervivencia (Szep, 1995; Norman & Peach, 2003).

El abandono de determinados emplazamien-tos anteriormente ocupados puede estar motivado –dejando aparte procesos ecológicos por estu-diar, como el efecto de la carga parasitaria y la

competencia interespecífica- por el deterioro pro-gresivo de las superficies expuestas, sometidas a procesos de meteorización física y química, a la erosión y a la colonización vegetal. El colapso de los túneles, la depredación favorecida por el aumento de la anchura de las bocas y la disminu-ción de la pendiente del talud, o el incremento del coste energético de la excavación serían posibles causas últimas que estimularián la deserción de frentes viejos y la apertura de nuevos agujeros en otros. Evolutivamente, la especie se encontraría bien adaptada a esta inestabilidad del sustrato de nidificación, y la movilidad de los emplazamien-tos dentro de cada colonia, y de éstas mismas, ha sido señalada abundantemente en la literatura siempre que se han llevado a cabo seguimien-tos interanuales (Mead, 1979). La alteración de la fisiografía y dinámica natural de los ríos, con escasos tramos sometidos a procesos de destruc-ción y creación de taludes por avenidas, podría condicionar tanto la progresiva desaparición de colonias en taludes ribereños (a falta de empla-zamientos alternativos) como el uso preferente y mayoritario de graveras y lugares artificiales, donde la actividad humana sí descubre periódi-camente hábitats sustitutivos. P. ej., en España se citan proporciones de colonias en sustratos artifi-ciales del 27 % (Asturias; Álvarez et al., 1991), 67 % (Extremadura; De Lope et al., 1987), 83 % (Álava y zona limítrofe), 88 % (Madrid; SCV, 1999) y 95 % (Orense; González & Villarino, 1997). Todas las colonias que han sido abando-nadas en el periodo 2000-2005 en Álava y zonas limítrofes, se ubicaban en taludes de origen na-tural o bien en lugares donde no era posible –en ausencia de erosión o de actividad humana- la exposición de nuevas superficies adecuadas para la excavación de nidos. De hecho, analizando con TRIM la tendencia del tamaño de población, pero introduciendo como covariante la tipología de las colonias (graveras en explotación versus resto de sustratos, que comprenden taludes en riberas y excavaciones o cortes abandonados), se aprecia la evolución divergente experimentada por unas y otras, claramente negativa en los emplazamien-tos sin posibilidad de renovación (figura 6).


Agradecimientos

A Andoni Díaz, Tomás Landa, Gorka Bela-mendía, José Antonio Gainzarain, Ramón Aram-barri, José Luis Gómez de Francisco y Alejan-dro Onrubia por su colaboración e información. También a Arturo Campino y un reconocimiento especial a Carlos y Rebeca Santamaría, por su interés y contribución en la protección de la co-lonia ubicada en sus terrenos.

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Figura 5. Evolución del número de colonias y del número de parejas reproductoras (“número máximo de nidos activos contados en la segunda quincena de junio”) en Álava y en zonas limítrofes, entre los años 2001 y 2005.

[Trend in number of colonies andnumber of breeding pairs (“maximum number of active nests recorded in second fortnight of June”) in Álava and neighbouring areas, in 2001-2005.]

600

500

400

300

200

100

0

Nú

mer

o d

e n

ido

s ac

tivo

s

2001 2002 2003 2004 2005

Nú

mer

o d

e co

lon

ias

14

12

10

8

6

4

2

0

Nidos activos en Álava Nidos activos en zonas limítrofes Colonias Álava Colonias zonas limítrofes

Figura 6. Índices anuales de tendencia de la población nidificante de avión zapador en Álava y zonas limítrofes (índice 2001=1): global, en graveras en explotación y en otro tipo de sustratos, generados por el programa TRIM usando el modelo de datos imputados con efecto temporal.

[Trend of annual breeding population indexfor Sand Martin in Álava and neighbouring areas (index 2001=1): global, for gravel pits in exploitation and for other substrates, generated with TRIM using imputed model with time effect.]

3,5

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

0,0

Años

Índ

ice

Global

2001 2002 2003 2004 2005

Graveras en explotación Resto de sustratos


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SITUACIÓN Y PROBLEMÁTICA DE LAS AVES RUPÍCOLAS EN SIERRA SALVADA

JUAN MANUEL PÉREZ DE ANA

Sociedad de Ciencias Naturales de Sestao • Apartado de Correos 41. 48910 [email protected]

ResumenEn 1997, 1998 y 2001 censamos el tamaño de la población reproductora de varias aves rupíco-las en Sierra Salvada (Álava y Bizkaia): alimoche común, 2-3 parejas; buitre leonado, 68-78 parejas; águila real, 0-1 parejas; halcón peregrino, 4-6 parejas; búho real, ninguna pareja; chova piquigualda, 44-71 parejas; y chova piquirroja, 281-392 parejas. La población nidificante de buitre leonado se ha duplicado en los últimos ocho años. Las poblaciones reproductoras de alimoche común y halcón peregrino, en cambio, han permanecido estables. Por primera vez en las últimas décadas, una pareja de águila real inició la reproducción en 1998, pero fracasó. La prohibición de abandonar ganado muerto en el monte no tuvo ningún efecto negativo en la reproducción del buitre leonado en 2001. Evaluamos varias afecciones negativas sobre estas especies: parques eólicos, líneas eléctricas, el mal de las vacas locas, molestias humanas en el área de cría y venenos.

Palabras clave: Sierra Salvada, rapaces rupícolas, chovas, problemática.

SummaryStatus and problems of cliff raptors and choughs in Sierra Salvada

In 1997, 1998 and 2001 we censused breeding populations of several cliff bird species at Sierra Salvada (Álava and Bizkaia): there were 2-3 pairs for Egyptian Vulture, 68-78 for Griffon Vultu-re, 0-1 for Golden Eagle, 4-6 for Peregrine Falcon, none for Eagle Owl, 44-71 for Alpine Chough and 281-392 for Red-billed Chough. Breeding population of Griffon Vulture has doubled in last eight years, whereas those of Egyptian Vulture and Peregrine Falcon remained stable. For the first time in recent decades, a pair of Golden Eagle began breeding in 1998, but failed. The ban about leaving cattle carcasses in the field apparently had no negative effect on Griffon Vulture breeding performance, in 2001. We analyse some impacts on these populations: wind farms, power lines, bovine spongiform encephalopathy illness, human disturbance and poison.

Key words: Sierra Salvada, cliff raptors, choughs, problems.

LaburpenaSalbada Mendizerrako hegazti harkaiztarren egoera eta problematika

1997, 1998 eta 2001 urteetan Salbada Mendizerrako (Araba eta Bizkaia) zenbait hegazti har-kaiztarren populazio habiagilearen tamaina zentsatu genuen: sai zuria, 2-3 bikote; sai arrea, 68-78 bikote; arrano beltza, 0-1 bikote; belatz handia, 4-6 bikote; hontza handia, bikoterik ez; belatxinga mokohoria, 44-71 bikote eta belatxinga mokogorria, 281-392 bikote. Sai arrearen

68 J.M. PÉREZ DE ANA

Sierra Salvada

Sierra Salvada es uno más de esos territorios de frontera, tan olvidados como bien conserva-dos, que a la vez unen y separan. Sus bosques y cantiles tienen continuación hacia el oeste, en las sierras burgalesas de la Carbonilla y de la Magda-lena. En conjunto, sesenta kilómetros de laderas agrestes y cortados que caen desde los 900 metros de altitud que tiene aquí la meseta castellana hasta los 400 de los valles cantábricos.

Esta sierra se localiza en el norte de la Penín-sula Ibérica, en el extremo occidental de la Co-munidad Autónoma del País Vasco. Incluye parte de los siguientes términos municipales: Ayala y Amurrio en Álava, y Orduña en Bizkaia, hacien-do frontera con los de Cuartango y Urkabustaiz (Álava) y los burgaleses de Junta de Villalba de Losa, Valle de Losa y Berberana.

El monte Eskutxi (1.180 m) es la cima de Sierra Salvada. Otras cumbres sobresalientes son Aro (1.127 m), Ungino (1.105 m), Tologorri (1.066 m), Bedarbide (1.041 m), Solaiera (1.039 m), Txarlazo (927 m) y Arando (943 m). Estas cumbres se sitúan en el límite de un cantil prác-ticamente ininterrumpido, de 31 km de longitud. Sólo el Puerto de Orduña, y seis portillos (del Aro, de Ungino, de Menerdiga, de La Barrerilla, de Goldetxo y del Pico del Fraile), comunican los valles cantábricos de Ayala, Orduña y Delika con el burgalés Valle de Losa, ya en la meseta caste-llana.

Geológicamente, Sierra Salvada está consti-tuida por calizas duras y dolomías del Cretácico Superior en las zonas altas, y por margas y calizas arcillosas en las laderas y en los valles. La dife-

rente erosión de estos materiales condiciona el relieve general existente. Su máximo exponente se alcanza en el cañón del Nervión, cerca de De-lika, donde la erosión remontante de este río ha excavado un profundo barranco de más de 400 m de desnivel. La red fluvial está integrada por numerosos arroyos que descienden por las laderas septentrionales de Sierra Salvada y confluyen en los ríos Artziniega, San Miguel, Izalde, Izoria y Nervión (Lizaur et al., 1996).

Hay que destacar la importancia que tienen los roquedos calizos como zona de nidificación para algunas especies de aves como el alimoche común Neophron percnopterus, el buitre leona-do Gyps fulvus, el águila real Aquila chrysaetos, el cernícalo vulgar Falco tinnunculus, el halcón peregrino F. peregrinus, el búho real Bubo bubo, el cuervo Corvus corax, la grajilla C. monedula, la chova piquigualda Pyrrhocorax graculus, la chova piquirroja P. pyrrhocorax, el avión roquero Ptyonoprogne rupestris, el avión común Delichon urbicum, el vencejo real Tachymarptis melba, el roquero rojo Monticola saxatilis y el acentor alpi-no Prunella collaris. También el quebrantahuesos Gypaetus barbatus nidificó en los cantiles de Sie-rra Salvada hace unas décadas.

Sierra Salvada forma parte del Área Impor-tante para las Aves (IBA, su acrónimo en inglés, en adelante) número 33 “La Losa-Orduña (Sierra Salvada)” (Grimmet & Jones, 1989; Viada, 1999). En Sierra Salvada, 3.839 hectáreas fueron decla-radas zona de especial protección para las aves (ZEPA, en adelante) en 2001 mediante acuerdo del Gobierno Vasco, quedando fuera de la ZEPA el territorio del IBA que se encuentra por debajo de la cota de los 600 metros de altitud.

populazio habiagilea bikoiztu egin da azken zortzi urteetan. Sai zuriaren eta belatz handiaren po-pulazio ugaltzaileek, aldiz, egonkortasuna erakutsi dute. Azken hamarkadetan lehenengo aldiz, arrano beltzaren bikote batek ugalketa hasi zuen, baina arrakastarik gabe. 2001 urtean, hildako abereak mendian uzteko debekuak ez zuen ondorio kaltegarririk ekarri sai arrearen ugalketan. Bide batez, harrapari harkaiztar hauen gaineko zenbait afekzio negatibo ebaluatu genituen ere: linea elektrikoak, behi eroen gaitza, umatze-arean dauden giza-eragozpenak eta pozoiak.

Hitz gakoak: Salbada Mendizerra, harrapari harkaiztarrak, belatxingak, problematika.

69SITUACIÓN Y PROBLEMÁTICA DE LAS AVES RUPÍCOLAS EN SIERRA SALVADA

Metodología

En 1986 hicimos el primer censo de la bui-trera de Tertanga o Pico del Fraile en Sierra Salvada, y desde ese año visitamos anualmente varias veces la sierra, aumentando progresiva-mente nuestro conocimiento de la misma y de su avifauna. Ante el anuncio de la construcción de parques eólicos en Sierra Salvada, nos deci-dimos a presentar un proyecto de censo de varias especies. Así, en 1997, 1998 y 2001 censamos la población de aves rapaces y chovas nidifi-cantes en los cantiles de Sierra Salvada (Gonzá-lez-Oreja & Pérez de Ana, 1998; Pérez de Ana, 2002). Las especies objeto de estos estudios es-tán incluidas en el Catálogo vasco de especies amenazadas de la fauna y flora (Ley 16/1994 de conservación de la naturaleza del País Vasco y Decreto 167/1996), que cataloga al alimoche común y al águila real como “vulnerables”, al halcón peregrino y al búho real como “raras” y al buitre leonado, a la chova piquigualda y a la chova piquirroja como “de interés especial”.

Los objetivos de estos estudios fueron actua-lizar el censo de las poblaciones reproductoras de las distintas especies dentro de la ZEPA, así como determinar las tendencias poblacionales de cada especie. Con los datos de los censos de 1997 y 1998, establecimos las orientaciones y emplazamientos que selecciona el buitre leo-nado para instalar sus nidos. En el 2001 anali-zamos el éxito reproductor del buitre leonado, que empleamos como parámetro indicador de la incidencia de las disposiciones legislativas que actualmente prohíben el abandono de ganado muerto en el monte.

Con el objetivo de conocer el tamaño de la población reproductora del alimoche común, el buitre leonado, el águila real y el halcón pere-grino, realizamos recorridos de observación por el borde y por debajo de los cantiles, empleando como método el conteo directo de nidos (Telle-ría, 1986), localizándolos con la mayor precisión posible en mapas topográficos a escala 1: 50.000 y 1: 25.000. En el caso del buitre leonado, segui-

mos el criterio de considerar como colonias dis-tintas aquéllas en las que los nidos más cercanos están separados al menos por 1.000 m de distan-cia (Del Moral & Martí, 2001). Empleamos pris-máticos de 8-10x y, principalmente, telescopios de 20-60x. En el caso de las chovas piquirroja y piquigualda realizamos recuentos del número de individuos que entraban o salían de los cantiles. A partir del valor medio de estos conteos en cada colonia, estimamos el número de parejas. Para el búho real, siguiendo la metodología más habi-tual, hicimos escuchas nocturnas que incluían la reproducción de sus voces en un magnetófono.

En 1997 y 1998 el trabajo de campo se desa-rrolló en fechas tardías, provocando con segu-ridad una subestimación del número de parejas reproductoras, ya que no contamos las parejas que se establecieron, el número de ellas que iniciaron la puesta, el número de huevos que eclosionaron, ni los pollos que murieron en las primeras semanas. En realidad, nuestros censos de 1997 y 1998 se acercaron más a un censo de pollos volanderos (éxito reproductor) que a un censo de parejas reproductoras.

En el año 2001, siguiendo la metodología más habitual en este tipo de censos, y a diferencia de los de 1997 y 1998, consideramos reproduc-ción segura la observación de adulto incubando y la observación de huevo o pollo en el nido. En el resto de los casos, debido generalmente a la localización de los nidos, que hizo imposible su observación, y siempre que hubo otros indi-cios claros, anotamos reproducción probable. Se consideraron indicios claros la entrada y salida reiterada de adultos junto con la presencia de abundantes excrementos en el exterior del nido, siempre que hubiera suficientes garantías de que no se trataba de un posadero.

En el año 2001, siguiendo estudios preceden-tes (Del Moral & Martí 2001), determinamos el éxito reproductor del buitre leonado. Para ello, anotamos los nidos en los que observamos aves incubando en el censo de enero y febrero y, pos-teriormente, si había pollo en el segundo censo


de finales de mayo a mediados de agosto. Si ha-bía ave incubando en el primer censo y pollo en el segundo se anotó como éxito reproductor, y como fracaso si no había pollo durante el segun-do censo aun cuando en el primero se observara ave incubando.

Alimoche común

Especie estival de presencia ligada a roquedos y cantiles, indiferente a la intensidad de las activi-dades humanas y a la abundancia de alimento (De Juana, 1989). La población europea se estimó en 2.900-7.200 parejas (Heath et al., 2000) y la es-pañola entre 1.324 y 1.373 parejas en 1987-1988 (Perea et al., 1990). En 2000 se volvió a censar la población española con un resultado similar, en concreto 1.320-1.480 parejas, 37 de ellas en la CAPV (Del Moral & Martí, 2002).

En 1998 la pareja del Tologorri crió con éxito un pollo, que vimos el 4 de agosto en la entrada de su nido de visibilidad difícil. Ya en 1997 (González-Oreja & Pérez de Ana, 1998) encontramos asentada esta pareja aquí. Tam-bién es probable que se reprodujeran con éxito otras dos parejas, una en el Arando y la otra en el Txarlazo.

En 2001 la pareja del monte Tologorri se re-produjo con éxito, en el mismo nido en el que lo hizo en 1998, donde observamos el pollo en la entrada de su nido, de dificultosa visibilidad, el 18 de agosto. En el año 2001 también nidi-ficó con éxito la pareja reproductora que tiene su nido en el monte Txarlazo, donde vimos el pollo, ya muy crecido, los días 4 y 18 de agosto.

No descartamos la posibilidad de que en 2001 también nidificase la pareja reproductora del monte Arando, aunque no obtuvimos datos que nos hicieran sospechar que así ocurriera.

En la tabla 1 mostramos la evolución de la población de alimoche común en Sierra Salva-da, compuesta por 3 parejas reproductoras, si bien alguna de ellas fracasó en la reproducción o ni siquiera llegó a iniciarla. Ya en el censo de 1992 de la Sociedad Ornitológica Lanius (1992) fueron 3 las parejas reproductoras registradas, aunque dos de los emplazamientos no han sido vueltos a encontrar en nuestros censos de 1997, 1998 y 2001. Estos datos indican que la pobla-ción de alimoche común de Sierra Salvada se ha mostrado bastante estable durante la última década.

Respecto al emplazamiento de los nidos, el del Tologorri está orientado al este, el del Txar-lazo al sureste y el del Arando al norte. Los tres se localizan en cuevas.

Buitre leonado

Especie principalmente sedentaria, cuya pre-sencia está determinada por la cabaña ganade-ra existente y por la repartición de los distintos tipos de roquedo (De Juana, 1989). En 1999 se estimaron en España entre 53.745 y 55.924 indi-viduos, habiéndose censado un total de 17.337-18.070 parejas reproductoras, 484 de ellas en la CAPV (Del Moral & Martí, 2001).

Incluimos en la tabla 2 el número de parejas seguras y probables de cada colonia. En Sierra

Año Ungino Tologorri Txolope Txarlazo Arando Total1992 Sí No Sí Sí No 31997 No Sí No No Sí 21998 No 1 pollo No Sí Sí 32001 No 1 pollo No 1 pollo ¿? 2

Tabla 1. Parejas reproductoras de alimoche común Neophron percnopterus en Sierra Salvada en los años 1992, 1997, 1998 y 2001.

[Egyptian Vulture Neophron percnopterus breeding pairs in Sierra Salvada, in years 1992, 1997, 1998 and 2001.]


Número de parejas1997 1998 2001

Colonia SEG PRO Total SEG PRO Total SEG PRO TotalPortillo del Aro-Portillo de los Unginos

13 3 16 17 2 19 2 8 10

Portillo de los Unginos-Portillo Goldetxo

2 3 5 1 0 1 1 0 1

Portillo Goldetxo-Puerto de Orduña

15 1 16 23 2 25 30 8 38

Puerto de Orduña-Portillo Bagate

20 3 23 23 0 23 21 8 29

TOTAL 50 10 60 64 4 68 54 24 78

Tabla 2. Número de parejas reproductoras censadas en las colonias de buitre leonado en Sierra Salvada, en 1997, 1998 y 2001

(SEG, parejas seguras; PRO, parejas probables).

[Number of breeding pairs recorded in Griffon Vulture colonies in Sierra Salvada, in 1997, 1998 and 2001 (SEG, confi rmed pairs;

PRO, probable pairs).]

OrientaciónNW

6,3 kmNE

16 kmSE

6,6 kmSW

2,1 kmTotal31 km

1997Seguro 12 32 2 4 50Probable 1 7 2 0 10Total 13 39 4 4 601998Seguro 18 37 6 3 64Probable 0 4 0 0 4TOTAL 18 41 6 3 68

Tabla 3. Orientación de los nidos de buitre leonado localizados en Sierra Salvada en 1997 y 1998.

[Orientation of Griffon Vulture nests in Sierra Salvada, in years 1997 and 1998].

EmplazamientoRepisa Cueva Repisa cubierta Total

1997Seguro 26 16 8 50Probable 9 1 0 10Total 35 17 8 601998Seguro 31 28 5 64Probable 3 1 0 4TOTAL 34 29 5 68

Tabla 4. Emplazamiento de los nidos de buitre leonado localizados en Sierra Salvada en 1997 y 1998.

[Substrate for Griffon Vulture nests in Sierra Salvada in 1997 and 1998].

Repisa Cueva TotalÉxito reproductor 16 7 23Fracaso reproductor 5 0 5

21 7 28

Tabla 5. Número de nidos de buitre leonado en los que se constató éxito o fracaso reproductor en Sierra Salvada en 2001.

[Number of Griffon Vulture nests with and without confi rmed breeding success in Sierra Salvada in year 2001.]


Figura 1. Buitre leonado Gyps fulvus adulto, en un nido de la buitrera del Pico del Fraile (foto: Juan Manuel Pérez de Ana).

[Adult Griffon Vulture Gyps fulvus, in a nest of Pico del Fraile colony.]

Figura 2. Buitre leonado, nido con pollo en la buitrera del Pico del Fraile (foto: Juan Manuel Pérez de Ana).

[Griffon vulture, nest with chick at Pico del Fraile colony.]


Figura 3. Vista panorámica parcial de la buitrera del Pico del Fraile (foto: Juan Manuel Pérez de Ana).

[Partial panoramic view of Pico del Fraile colony.]

Figura 4. Otros paredones de la buitrera del Pico del Fraile (foto: Juan Manuel Pérez de Ana).

[Different cliffs at Pico del Fraile colony.]


Salvada había 4 colonias en 1997, que ya sólo eran 3 en 1998, al igual que en 2001; la colonia de 4 parejas reproductoras que encontramos en el monte Solaiera en 1997 desapareció en 1998, cuando sólo quedó una pareja aislada, la cual tampoco fue encontrada durante el censo de 2001. Por lo tanto, actualmente no hay ninguna colonia en el tramo vizcaíno de Sierra Salvada, donde sólo hemos encontrado una pareja aislada, en el cantil del Bedarbide.

Mientras en 1997 el número de parejas de 3 de las 4 colonias fue similar, en 2001 una de las colonias desapareció (sólo había una pareja aislada), en otra disminuyó el número de pare-jas y en las dos restantes aumentó el número de parejas en un alto porcentaje, especialmente en la colonia Portillo Goldetxo-Puerto de Orduña. A lo largo de estos tres censos hemos observado una tendencia progresiva a la concentración de los nidos, habiendo aumentado el número de ni-dos en los cantiles con mayor densidad previa, y disminuyendo, a veces hasta desaparecer, en los cantiles con menor densidad (González-Oreja & Pérez de Ana, 1998; Pérez de Ana, 2002).

En la figura 5 se muestra que, teniendo en cuenta el censo de la Sociedad Ornitológica La-nius (1993), el de 1999 de Del Moral & Martí (2001) y los nuestros (González-Oreja & Pérez de Ana, 1998; Pérez de Ana, 2002), la pobla-ción nidificante de Sierra Salvada se ha dupli-cado ampliamente en 8 años. En concreto, ha aumentado un 117 %, de lo que se obtiene una media de incremento anual del 15 % entre 1993 y 2001. Se trata, sin embargo, de un porcentaje inferior al 26 % de incremento anual registra-do para el conjunto del País Vasco entre 1989 y 1999 (Del Moral & Martí, 2001). Además, se observa una clara tendencia a la estabilización del número de parejas nidificantes, ya que el in-cremento registrado entre los censos de 1993 y 1997 equivale a una media anual del 17 %, que disminuye a un 13 % entre los censos de 1997 y 1998 y sigue disminuyendo hasta alcanzar un incremento anual de un 5 % de media entre los censos de 1998 y 2001.

A este respecto, la evolución de la población reproductora de la buitrera del Pico del Fraile resulta clarificadora. En los años 1986, 1987, 1988, 1991, 1992, 1993, 1996 y 2001 censamos el número de parejas nidificantes entre el 31 de enero y el 17 de marzo, anotando los nidos en los que se observaron adultos incubando, huevos o pollos. Como puede observarse en la figura 6, el incremento fue pequeño entre 1986 y 1992 (una media del 3,03 % anual) y casi cuatro veces mayor entre 1993 y 2001 (una media del 11,97 % anual). No incluimos nuestros datos de 1997 y 1998 por proceder de censos realizados con posterioridad al 10 de mayo, por lo que no se contaron las parejas nidificantes que fracasaron antes de esta fecha.

Tanto en 1997 como en 1998 las orienta-ciones de mayor a menor frecuencia fueron las siguientes: NE, NW, SE = SW (tabla 3). Tras comparar el número de nidos observados en cada orientación con el número esperado en fun-ción de la longitud de cantil con esa orientación, vemos que los nidos con orientación SE fueron menos frecuentes que lo esperado tanto en 1997 (χ2 = 8,164; g. l. = 3; p = 0,042) como en 1998 (χ2 = 11,778; g. l. = 3; p = 0,008).

Respecto al emplazamiento del nido en función de la orientación (tabla 4), empleando una χ2 con la corrección de continuidad de Ya-tes, resulta que el buitre leonado en Sierra Sal-vada seleccionó positiva y significativamente las orientaciones al norte (NE+NW) tanto en 1997 (χ2=5’74; g.l.=1; p<0,05) como en 1998 (χ2=6’69; g.l.=1; p<0,01), al contrario de lo que sucede en los Pirineos, donde parecen evitarlas (Leconte, 1977). En Sierra Salvada quizás se-leccione negativamente las orientaciones al sur debido a la menor presencia de cuevas y repi-sas en las paredes orientadas al sur (obs. pers.), mientras que los factores climatológicos podrían determinar la selección negativa de las orienta-ciones al norte en los Pirineos (Donázar, 1993).

Aunque el número de nidos en los que pudi-mos determinar el éxito reproductor (porcentaje


de parejas que se reproducen con éxito) en el año 2001 fue sólo de 28, sí parece que el éxito repro-ductor de los nidos emplazados en cuevas (100 %) fue mayor que el de los situados en repisas (76 %), ya sean cubiertas o no (tabla 5), de lo que se deduce que los nidos emplazados en cue-vas presentaron ventajas frente a los situados en repisas. Se intuye que las condiciones meteoro-lógicas, más concretamente las precipitaciones, influyeron en el éxito reproductor del buitre leo-nado en Sierra Salvada en función del grado de cobertura que ofrecía el emplazamiento del nido, siempre mayor en cueva que en repisa.

Como observaciones destacables, señalare-mos que el día 2 de marzo de 1987 localizamos un nido con dos huevos en la buitrera del Pico del Fraile. Las puestas dobles son excepciona-les, aunque existen registros de este tipo (Elo-segi, 1989). Según Snow & Perrins (1998), se deberían muy probablemente a la puesta de dos hembras. Por otra parte, el 14 de febrero de 1988 observamos en la misma colonia un pollo de una o dos semanas de edad, que habría nacido más de dos semanas antes del inicio del período conoci-do de estancia de los pollos en el nido (Donázar, 1993).

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

Núm

ero

de

par

ejas

nid

ifica

ntes

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

Año

30

25

20

15

10

5

0

Núm

ero

de

par

ejas

nid

ifica

ntes

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

Año

Figura 5. Evolución de la población nidificante de buitre leonado en Sierra Salvada entre 1993 y 2001.

[Trend of Griffon Vulture breeding population in Sierra Salvada, 1993-2001.]

Figura 6. Evolución de la población nidificante de buitre leonado en la buitrera del Pico del Fraile entre 1986 y 2001.

[Trend of Griffon Vulture breeding population in Pico del Fraile colony, 1986-2001.]


Águila real

Especie principalmente sedentaria, que ge-neralmente nidifica en roquedos (Díaz et al., 1996). En España se estimó en 1990 una pobla-ción de entre 1.192 y 1.265 parejas reproduc-toras (Arroyo et al., 1990a). Actualmente se estima en 1.273-1.294 parejas, 8 de ellas en la CAPV, concretamente en Álava (Martí & Del Moral, 2003).

En 1998 una pareja inició la reproducción en Sierra Salvada por primera vez en varias dé-cadas. Esta pareja nidificante, formada por una hembra subadulta y un macho adulto, después de ser vista en repetidas ocasiones copulando y transportando material y alimento, estuvo in-cubando durante un mínimo de 40 días, aban-donando finalmente el nido los dos individuos de la pareja.

Halcón peregrino

Especie fundamentalmente sedentaria, cuya presencia está determinada por la de cantiles ro-cosos apropiados donde situar sus nidos (Díaz et al., 1996). En España se estimó en 1986 una población de 1.685-1.751 parejas (Heredia et al., 1988). Más recientemente Gainzarain et al. (2002) estiman en 2.384-2.690 parejas el tamaño de su población nidificante en España.

En 1997 encontramos 5 parejas nidificantes en Sierra Salvada, una más que en 1994 (Socie-dad Ornitológica Lanius, 1991), cuya localización omitimos para evitar posibles expolios. De ellas, una no obtuvo ningún pollo y las otras 4 criaron un pollo cada una (González-Oreja & Pérez de Ana, 1998). En 1998 confirmamos la reproduc-ción de las 5 parejas localizadas en 1997, más una sexta. De estas 6 parejas, sólo dos se reprodujeron con éxito, una crió un pollo y la otra dos.

Figura 7. Chovas piquirrojas Pyrrhocorax pyrrhocorax, Pico del Fraile (foto: Juan Manuel Pérez de Ana).

[Red-billed Choughs Pyrrhocorax pyrrhocorax, Pico del Fraile.]


En el año 2001 confirmamos la nidificación de 4 parejas reproductoras. Dos de ellas criaron con éxito un pollo, otra dos pollos, y una cuarta, de éxito reproductor desconocido, tenía su nido en un pequeño agujero, donde vimos entrar y sa-lir a los adultos. Este año detectamos un reajus-te en la localización de los nidos instalados en 1998. Tres de las 4 parejas reproductoras locali-zadas en 1997 y 1998 en el sector más oriental de Sierra Salvada variaron ligeramente la ubicación de sus nidos, una lo trasladó 1 km hacia el oeste, otra 1 km al este, otra 2 km hacia el este, donde ya lo tuvo antes de 1997; sólo la cuarta pareja lo mantuvo en el mismo emplazamiento. Probable-mente debido a fracasos reproductores tempra-nos, no detectamos las dos parejas nidificantes en el sector occidental. Ya en 1998 fracasaron en la reproducción estas dos parejas. La tasa de vuelo (número de pollos por pareja de las que se reprodujeron con éxito) resultante para el hal-cón peregrino en Sierra Salvada en 1997, 1998 y 2001 fue de 1,22 (11/9), muy por debajo de 2,17, que es el valor encontrado para 45 parejas estudiadas en el conjunto de Álava en 1996 y 1997 (J. A. Gainzarain, in litt.).

Por la localización de los territorios de las 4 parejas nidificantes en 2001, deducimos que el número de parejas reproductoras de Sierra Sal-vada debía seguir siendo de 6, al igual que en 1998. Si fuera así, el número de parejas repro-ductoras habría permanecido estable entre esos dos años. En cualquier caso, no registramos nin-gún aumento poblacional, al igual que sucede en el Parque Natural de Urkiola y al contrario de lo observado en la costa acantilada de Bizkaia, donde sí ha aumentado el número de parejas re-productoras (J. Hidalgo, com. pers.).

De los 7 emplazamientos de nidos locali-zados en Sierra Salvada en nuestros censos de 1997, 1998 y 2001, 6 se encontraron en cuevas, agujeros o grietas (86 %) y sólo uno en repisa (14 %). Por el contrario, en 44 nidos localizados en Álava en 1996 y 1997 (J. A. Gainzarain, in litt.), sólo 15 de ellos se encontraron en cuevas, aguje-ros o grietas (34 %) y 29 en repisas (66 %).

La meteorología durante la época de cría, principalmente la lluvia, es el factor que en ma-yor medida influye en el éxito reproductor de esta especie, sobre todo cuando coincide una elevada pluviosidad con el mes de eclosión de las puestas (Ratcliffe, 1984; Mearns & Newton, 1988; Ol-sen & Olsen, 1989a y 1989b). En Sierra Salvada, durante el mes de puesta de esta especie, abril, la pluviosidad suele ser muy elevada, ya que esta sierra es la primera gran barrera orográfica que encuentran en su camino los frentes del norte y noroeste que penetran, en esta zona, desde el Mar Cantábrico hacia el interior de la Península Ibérica. Quizás la búsqueda de emplazamientos más resguardados (cuevas, agujeros y grietas en lugar de repisas) sea una de las explicaciones a esos porcentajes tan distintos encontrados para los emplazamientos de los nidos de las parejas nidifi-cantes en Sierra Salvada por un lado y el conjunto de los emplazamientos de las de Álava por el otro. Sirva como ejemplo que en la primavera de 1998 se observó un adulto incubando entre la nieve en el único nido emplazado en repisa que hemos en-contrado en Sierra Salvada (Í. Zuberogoitia, com. pers.). El éxito reproductor en 2001 ha sido supe-rior al de 1998; así, mientras en 1998 sólo volaron pollos en 2 nidos de las 6 parejas reproductoras, en 2001 lo hicieron en 3 de ellos.

Búho real

La población europea se estimó en 12.000-42.000 parejas (Heath et al., 2000). La población española mínima se estima actualmente en 2.345 parejas (Martí & Del Moral, 2003). Se trata de una especie fundamentalmente sedentaria que ni-difica principalmente en roquedos (Sáez-Royuela, 1990). Al menos en nuestro ámbito geográfico, su distribución parece estar ligada a la disponibilidad de presas y roquedos (Donázar et al., 1989).

En la provincia de Burgos, Román et al. (1996) estimaron una población de 74-85 parejas, de las cuales 3-4 se localizaron en los Valles de Losa y Mena, limítrofes con Sierra Salvada. Faus


(1985) sólo localizó 2 parejas en el sureste de la CAPV. Fernández (1993), con una intensidad de muestreo muy superior, localizó 12 parejas en Álava y el Condado de Treviño (Burgos). En 1994 se localizó 1 pareja entre la Comunidad Autóno-ma de Cantabria y la provincia de Vizcaya (So-ciedad Ornitológica Lanius, 1994). Azkarraga et al. (1995) consideraron posible la nidificación de una pareja de la especie en la zona del Tologorri, donde localizaron algunos individuos en época estival y encontraron plumas en varios posaderos. Zuberogoitia & Torres (1997) localizaron un total de 3 parejas en Vizcaya, ninguna de ellas dentro del área de estudio.

Aunque existen referencias vagas e impreci-sas, dentro del territorio alavés del área de estu-dio se obtuvieron resultados siempre negativos en escuchas realizadas durante los inviernos de 1990 y 1991 en Delika, Tertanga y Madaria. El alejamiento de los roquedos de los posibles ca-zaderos de valle, y las fuertes pendientes con sus implicaciones energéticas a la hora de volar, jun-to con la escasez de recursos tróficos, deben ser factores cruciales (J. M. Fernández, com. pers.). Quizás se trate de áreas de estancia flemática, sin permanencia constante de la especie (Fernández 1993). El 18 de mayo de 1996, Aitor Ramos en-contró un ejemplar adulto muerto en la ladera del monte Solaiera (Í. Zuberogoitia, com. pers.).

En 1997 realizamos tres escuchas nocturnas con el apoyo de reclamos para localizar posibles individuos. En 1998 realizamos 21 escuchas en otras 3 jornadas, también con el empleo de recla-mos. Los resultados fueron siempre negativos, lo que nos lleva a pensar que el búho real es una es-pecie probablemente ausente de Sierra Salvada.

Chova piquigualda

La población europea se estimó en 63.000-200.000 parejas (Heath et al. 2000). La española se estima actualmente en 10.000-11.000 parejas (Martí & Del Moral, 2003).

Durante nuestro estudio de 1997 localizamos 9 colonias reproductoras ocupadas por un núme-ro variable de 1-2 a 21-30 parejas. Las colonias más numerosas son las de Eskutxi (25±5) y Ter-tanga (15±5). Estimamos una población total de 44-71 parejas para la zona.

Chova piquirroja

La población europea se estimó en 16.000-72.000 parejas (Heath et al., 2000). La española se estima en un mínimo de 16.943 parejas, 200-400 de ellas en la CAPV (Martí & Del Moral, 2003).

Durante nuestro estudio de 1997 localiza-mos 13 colonias reproductoras ocupadas por un número variable de 1-2 a 125-175 parejas. Las colonias más numerosas son las de Tertan-ga (150±25), Aro (55±5), Aro-Eskutxi (35±5) y Eskutxi (25±5). Entre Peña de Aro y Eskutxi hay un total de 115±15 parejas. Estimamos una población total de 281-392 parejas.

Quebrantahuesos

La población europea se estima en 190-210 parejas reproductoras (Heath et al., 2000). La población española es de 81 parejas, aunque el número de territorios es mayor. Dos territorios han sido colonizados en los Montes Vascos, a 40 kilómetros de la pareja pirenaica más próxi-ma, uno de ellos regentado por una pareja des-de 1995, que ha realizado su primera puesta en 2002. En conjunto, el número de parejas se ha duplicado durante la última década (Martí & Del Moral, 2003).

Durante el siglo XX, se extinguió en los principales macizos montañosos de la Penínsu-la Ibérica, siguiendo la tendencia general de la población europea (Martí & Del Moral, 2003). En 2003 he podido saber que en la continuación en territorio burgalés de la alineación montañosa de Sierra Salvada, existió un nido de Quebranta-


huesos, más concretamente, en las peñas sobre la localidad de El Ribero, dentro del municipio burgalés de Merindad de Montija. La persona entrevistada, Carmelo Uriarte, recuerda que veían de vez en cuando al quebrantahuesos, a veces usando un rompedero que se encontraba en la cuadrícula UTM VN6166, según me seña-ló en un mapa cartográfico. Actualmente, justo aquí se asienta una cantera en explotación, como también sabe el entrevistado. En el año 1947 re-cuerda que accedieron al lugar donde se encon-traba el nido, en la cuadrícula UTM VN6165 o VN6164 y cómo, tras trepar entre las rocas y fi-nalmente subirse un joven encima del otro (eran dos: Carmelo Uriarte y un hijo del veterinario), llegaron a ver, coger y llevarse el huevo único que se encontraba en el nido, que era de color ladrillo y del tamaño de los huevos de pavo, se-gún su testimonio. También recuerda el nombre que recibía el lugar donde se encontraba el nido: Cueva Labrada. Tras robarle el huevo en 1947 a la pareja de quebrantahuesos, ésta no volvió a utilizar este nido entre los años 1948 y 1950, ni recuerda haber vuelto a verlos en la zona. Aun-que quizás la pareja sólo cambió de nido dentro de su territorio, ya que aún en la década de los 50 existía un nido en la cercana localidad de Berce-do (Román et al., 1996).

En Sierra Salvada se han producido varias observaciones puntuales: un juvenil el 10 de abril de 1995 (Lorenzo & González-Oreja/So-ciedad de Ciencias Naturales de Sestao, 1995), un ave el 1 de marzo de 1997 (Conde, 1997), un inmaduro el 17 de marzo de 2000 (Conde, 2000) y una más ya en Burgos, en la adyacente Peña Angulo el 7 de abril de 1991 (Vadillo, 1991). Aunque no existen datos que hagan suponer que su expansión como reproductor desde los Piri-neos hacia el oeste esté produciendo un aumento de su presencia en Sierra Salvada, parece lógico que esta sierra, por sus características, junto con su continuación en territorio burgalés, pudiera acoger en el futuro un nuevo territorio de que-brantahuesos.

Problemática: parques eólicos

En 1997 estaba proyectada la construcción de un parque eólico en la zona alavesa de Sierra Salvada (“Salvada 1 y 2”) y otro en territorio burgalés (“Orduña 1 y 2”). Según la Sociedad Española de Ornitología (1995), deberían valo-rarse el impacto de los aerogeneradores y sus infraestructuras acompañantes sobre las aves, considerando la importancia ornitológica de la zona. En los espacios naturales no protegidos pero de reconocida importancia internacional, como las zonas IBA, sólo deberían autorizarse estas instalaciones si tras la realización de es-tudios detallados sobre su impacto, este fuera mínimo sobre la avifauna.

En 1997 estimamos el impacto sobre la avifauna rupícola de cada uno de los emplaza-mientos de los parques eólicos proyectados, si-guiendo la metodología del estudio de Energía Hidroeléctrica de Navarra (1994). Para ello cal-culamos qué porcentaje de la población repro-ductora en la CAPV nidificaba dentro de un área circular, centrada en el parque eólico, de radio 10 km para el alimoche común y el águila real, 20 para el buitre leonado, y 5 para el halcón pe-regrino. El tamaño de la población reproductora de cada especie (número de parejas) en Sierra Salvada fue el que determinamos en 1997 (1 pareja de alimoche común, 60 de buitre leona-do, 1 de águila real y 5 de halcón peregrino), y en la CAPV fue el considerado por la Sociedad Ornitológica Lanius (1992) para el alimoche co-mún (42 parejas), por la Sociedad Ornitológica Lanius (1993) y Rodríguez & Arambarri (1996) para el buitre leonado (310 parejas), por Arroyo et al. (1990a) para el águila real (8 parejas), y por la Sociedad Ornitológica Lanius (1991) para el halcón peregrino (48 parejas).

El parque eólico “Salvada” afectaría al 7,1 % de la población reproductora de alimoche común de la CAPV, al 22,9 % de la de buitre leonado, al 11,1 % de la de águila real, y al 2,1 % de la de halcón peregrino. Por su parte, el parque eólico “Orduña” afectaría al 7,1 % de la población re-


productora de alimoche común de la CAPV, al 22,9 % de la de buitre leonado, al 11,1 % de la de águila real, y al 8,3 % de la de halcón peregrino.

En general, el porcentaje de la población de cada especie que resultaría afectado por los parques eólicos proyectados sería alto, siendo previsible un impacto global elevado e inadmi-sible. Una de las líneas de aerogeneradores de “Salvada 2” se situaría sobre la colonia de buitre leonado de Peña del Aro-Monte Ungido; una de las líneas de aerogeneradores de “Orduña 1” se situaría a menos de 500 m de la colonia de buitre leonado de Tertanga y aproximadamente a un km de uno de los nidos de halcón peregrino; y la línea de aerogeneradores de “Orduña 2” se situa-ría sobre los nidos aislados de buitre leonado del Monte Solaiera y aproximadamente a un kilóme-tro de otro de los nidos de halcón peregrino.

Ahora bien, Sierra Salvada se localiza en el límite de la CAPV con la provincia de Burgos. Por lo tanto, para realizar una correcta evalua-ción del impacto sobre la avifauna de los parques eólicos proyectados deberían tenerse en cuenta no sólo las poblaciones de las parejas afectadas dentro de la CAPV, sino también las de la Sierra de la Carbonilla y la Sierra de la Magdalena o Montes de La Peña, localizadas dentro de los radios de acción antes definidos, pero ya dentro de la provincia de Burgos.

Una valoración ecológica de estos resultados necesitaría tener en cuenta algunos aspectos de la biología de la conservación de estas especies. Todas ellas son predadoras o carroñeras, que se sitúan en lo más alto de las pirámides tróficas, lo que limita su escasa abundancia natural. Por otro lado, son “estrategas de la K”, siendo ca-racterísticas de su reproducción: un reducido ta-maño de puesta en cada intento reproductor, una baja productividad, y una gran inversión para asegurar el futuro de la descendencia. La capa-cidad de carga del medio para estas especies, de gran longevidad, es generalmente baja, y viven en condiciones normales cerca de dicho límite. Las grandes rapaces carroñeras son extremada-

mente sensibles a un aumento de la mortalidad, de modo que las poblaciones se vienen abajo cuando ésta es elevada (Donázar & Fernández, 1990). Todo ello implica que cualquier mínima disminución en el tamaño de población de un área concreta puede tener graves consecuencias para la conservación local o regional de la espe-cie afectada (Donázar, 1993).

Líneas eléctricas

El de las aves es probablemente el grupo ani-mal que con mayor frecuencia y peor fortuna resulta afectado por las líneas eléctricas. Exis-ten dos tipos fundamentales de accidentes en tendidos eléctricos: la electrocución en el apo-yo o poste (más frecuente en aves de mediana o gran envergadura, como las rapaces, y en las líneas inferiores a 45 kV), y la colisión contra los cables (Ferrer & Negro, 1992), especialmente en condiciones de escasa visibilidad (Donázar, 1993). Las aves rapaces seleccionan a menudo posaderos situados en zonas de contacto entre diferentes hábitats o en collados y cumbres. Esta circunstancia incrementa significativamente la peligrosidad de determinados apoyos que reci-ben a la mayoría de las aves que acuden a posar-se en la línea, y llegan a ser auténticos puntos negros (Donázar, 1993). Para más información, véase la monografía de Ferrer & Janss (1999).

En 1997 valoramos el impacto de las líneas eléctricas existentes sobre la avifauna rupícola. Dos líneas cruzan Sierra Salvada en sentido nor-te-sur, una atravesando el borde de cantil por el Portillo de Goldetxo (45 kV) y la otra junto al monte Bedarbide (380 kV). Estimamos el im-pacto sobre la avifauna realizando itinerarios de búsqueda de cadáveres bajo los tendidos. En el caso de la línea de 45 kV utilizamos una banda de 5 a 10 metros a cada lado del recorrido, y de 15 a 20 metros para la línea de 380 kV.

Durante nuestro estudio recorrimos los si-guientes tramos de las líneas eléctricas: 3.400 metros de la línea de 380 kV el 7 de junio de 1997 y 2.100 metros el 14 de junio de 1997; para


la de 45 kV, prospectamos 2.000 metros el 12 de julio de 1997. No encontramos ningún indicio de accidentes (electrocuciones y choques) para las especies estudiadas. No obstante, nos cons-ta que al menos un buitre leonado se encontró muerto, poco antes del inicio de nuestro estudio, fuera del tramo recorrido de la línea de 380 kV (J. Zuberogoitia, com. pers.). Además, en agosto de 1997 se encontró un cuervo dentro del tramo recorrido de la línea de 45 kV (J. I. García, com. pers.). En cualquier caso, se sabe que algunos depredadores recorren las líneas eléctricas (obs. pers.) y aprovechan los cadáveres que aparecen bajo ellas, por lo que su tiempo de permanencia es reducido (Bevanger et al., 1994).

Tanto el alimoche común como el buitre leo-nado resultan afectados por los tendidos eléctri-cos en mayor o menor grado (Perea et al., 1990; Arroyo et al., 1990b). Estos últimos autores señalaron que la proximidad de tendidos a los cantiles de nidificación constituye una amenaza de impacto desconocido sobre la población de buitre leonado en Álava. Esto hace que, local-mente y en determinadas circunstancias, puedan producirse bajas importantes por electrocución o choques en la población de algunas de estas especies (Donázar, 1993). Para minimizar estos riesgos, deberían aislarse (Negro et al., 1989) y señalizarse convenientemente los tendidos que discurran por las proximidades de colonias y en los sectores de mayor densidad. En algunas zonas de España, los tendidos eléctricos suponen un problema para la conservación del águila real, pues sufre numerosas bajas por electrocución (Martí & Del Moral, 2003).

El mal de las vacas locas

Aunque ya existían restricciones antes del brote epidémico de la encefalopatía espongiforme bovina (EBB, en adelante), enfermedad más cono-cida como “mal de las vacas locas” (Real Decreto 2224/1993 sobre normas sanitarias de eliminación y transformación de animales muertos y desperdi-cios de origen animal, y Ley 10/1998 de residuos),

buena parte del ganado muerto acababa como ali-mento de la fauna carroñera. Pero para contener el brote epidémico de la EBB, se ha hecho más efectivo el cumplimiento de dichas disposiciones legislativas y han entrado en vigor otras tres:

a) Real Decreto 1911/2000, de 24 de noviembre, por el que se regula la destrucción de los mate-riales especificados de riesgo en relación con las encefalopatías espongiformes transmisibles.

b) Real Decreto 3454/2000, de 22 de diciembre, por el que se establece y regula el Programa integral coordinado de vigilancia y control de las encefalopatías espongiformes transmisibles de los animales.

c) Real Decreto-Ley 4/2001, de 16 de febrero, so-bre el régimen de intervención administrativa aplicable a la valorización energética de harinas de origen animal procedentes de la transforma-ción de despojos y cadáveres de animales.

Ahora los cadáveres de bovino, ovino y capri-no, y desde el 1 de marzo de 2001 también los de equino, porcino y avícola, son considerados mate-riales específicos de riesgo (MER) y, según la le-gislación vigente, deben ser eliminados mediante incineración o inhumación y nunca abandonados en el monte o muladares más o menos controla-dos y legales, salvo excepciones amparadas por el Real Decreto 1098/2002. En este caso, el cum-plimiento riguroso de unas disposiciones legisla-tivas necesarias para eliminar la EBB de entre la cabaña ganadera afectaría a la conservación de especies incluidas en los diferentes catálogos de especie amenazadas, puesto que la fauna carro-ñera depende del ganado muerto. En el ámbito de la CAPV, las poblaciones de alimoche común y buitre leonado seguramente dependen más del ganado que queda muerto en el monte ilegalmente que del trasladado a los muladares o “buitreras” legalmente constituidos. Y no olvidemos que en el primer caso se estarían incumpliendo las nor-mas legislativas, ya no sólo desde la entrada en vigor de esas tres nuevas disposiciones en los años 2000 y 2001, sino desde 1993 por el Real Decreto 2224/1993.


En el año 2001 pudimos estudiar el éxito re-productor de las parejas reproductoras de buitre leonado, factor clave a la hora de determinar la in-fluencia de las disposiciones legislativas que pro-híben el abandono de ganado muerto en el monte con el objetivo de frenar la expansión de la EBB. Así, teniendo en cuenta un total de 28 parejas en las que se encontró adulto incubando en enero y febrero, resultó que en 23 de los nidos había pollo crecido en los censos de finales de mayo a media-dos de agosto, lo que supone un éxito reproductor de un 82 %, superior al porcentaje registrado en 1999 para el País Vasco y el conjunto de España (un 75 % en ambos casos). De esto se deduce que la prohibición de abandonar ganado muerto en el monte no tuvo ningún efecto en el éxito reproduc-tor, donde más rápidamente se hubiera detectado cualquier influencia negativa, ya que la carroña en el monte no disminuyó lo suficiente. Tam-poco tuvo ninguna afección negativa la práctica supresión del muladar de Carranza, a 25 km de la colonia más cercana de Sierra Salvada, desde donde se trasladarían al mismo según sugerían las direcciones de vuelo observadas. Sin duda, el ré-gimen extensivo de la ganadería en las zonas altas de Sierra Salvada y otras áreas cercanas provee de carroña suficiente, ante la imposibilidad o la desidia a la hora de cumplir con las disposicio-nes legislativas que prohíben abandonar ganado muerto en el monte.

Molestias humanas en el área de cría

En numerosas ocasiones se ha señalado el efecto negativo que tienen las molestias ocasio-nadas por el ser humano sobre el éxito repro-ductor de las aves rapaces debido a visitas con-tinuas por parte de excursionistas, fotógrafos, naturalistas o cazadores. Otro factor causante de fallos en la reproducción de las grandes ca-rroñeras son las molestias derivadas de estudios e investigaciones sobre las propias aves; este riesgo es particularmente elevado en el caso de las especies coloniales (Donázar, 1993). Una de las medidas de conservación de las poblaciones de alimoche común (Perea et al., 1990) y buitre

leonado (Arroyo et al., 1990b) recomendadas en España es controlar la construcción de nuevas pistas y carreteras, especialmente si pueden fa-vorecer el trasiego masivo de turistas cerca de los cantiles.

Las molestias ocasionadas por visitantes y excursionistas son los principales factores de riesgo que afectan al buitre leonado en Ála-va (Arroyo et al., 1990b). Del mismo modo, Azkarraga et al. (1995) señalaron al progresi-vo aumento del número de visitantes en Sierra Salvada como posible causa de molestias a las poblaciones nidificantes de alimoche común, buitre leonado y halcón peregrino. Durante nuestro estudio hemos detectado dos zonas en las que este tipo de impacto es presumiblemente alto: buitrera de Tertanga o Pico Fraile y el tramo entre el mirador Esquina Rubén y la cascada del Nervión, donde un sendero promocionado con fines excursionistas (“Senda del Cortado”, de 3 km de longitud) discurre justo al borde del cantil sobre los nidos.

También Gainzarain (1998a) señala que la escasa productividad del alimoche común en Álava puede deberse a las actividades al aire li-bre y al trasiego humano (paseantes y ciclistas de mountain-bike) en las inmediaciones de los nidos. Por ello, y teniendo en cuenta las cate-gorías en las que se encuentran catalogadas las especies estudiadas, sería necesario estudiar con mayor profundidad este punto, incluyendo la re-gulación de estas actividades.

Además de las molestias, también se ha se-ñalado el vuelo libre y la escalada como factores de riesgo para las aves rapaces carroñeras, por lo que se ha propuesto la prohibición de estas actividades en los cantiles durante la época de reproducción (Perea et al., 1990). Desconoce-mos la posible incidencia del vuelo en ultrali-geros, ala-delta y parapente en Sierra Salvada, estas dos últimas practicadas junto a la buitrera de Tertanga o Pico del Fraile.

Una de las causas que podría explicar el fraca-so reproductor de la pareja de águila real en 1998


fueron las molestias humanas. En concreto, la práctica de los deportes de ala-delta y parapente desde el monte Arando (A. Conde y J. Maguregi, com. pers.). Gainzarain (1998b) señala entre los factores limitantes para el águila real las molestias ocasionadas durante la época de reproducción, como las derivadas del excursionismo, la foto-grafía y la escalada, que pueden hacer fracasar la crianza. Durante el censo de 2001 no vimos a nin-guno de los miembros de esta pareja reproducto-ra. Quizás la alta frecuencia de excursionistas por la senda entre los dos miradores del Monumento Natural de Monte Santiago, inmediatamente en-frente del emplazamiento del nido, haya influido también en el abandono del nido construido en 1998. El trasiego de gente en las zonas de nidi-ficación del águila real es, de hecho, la segunda amenaza más importante sobre el éxito reproduc-tor de la especie (Arroyo et al., 1990a).

Venenos

Pocos países como España han tenido y tie-nen todavía una tradición tan arraigada en el uso de venenos para el control de especies animales no deseadas. La consecuencia de estas actuacio-nes para las aves carroñeras es bien conocida: la cadena de envenenamientos secundarios es in-controlable y acaba finalmente en las aves carro-ñeras. Es posible que las especies habitualmente consumidoras de pequeños cadáveres, como el alimoche común, sean más susceptibles de re-sultar afectadas que los buitres leonados (Do-názar, 1993). Sin embargo, el 64 % de las muer-tes conocidas de buitre leonado, producidas en las últimas décadas en España, se han debido a venenos. Como medidas de conservación se ha propuesto aplicar con todo rigor las penas pre-vistas en la ley contra el uso de venenos (Arroyo et al., 1990b). En el caso del alimoche común, el uso ilegal de sustancias para control de de-predadores se considera una de las principales amenazas actuales (Del Moral & Martí, 2002). El repunte en el uso del veneno en España tam-

bién se cita como una de las amenazas para el águila real (Martí & Del Moral, 2003).

Azkarraga et al. (1995) señalaron la muerte por envenenamiento en 1991 de 10 buitres leo-nados en Sierra Salvada. Durante nuestro estudio no hemos encontrado ningún ejemplar muerto de las especies consideradas. No obstante, recorda-mos el macabro espectáculo que se produjo en los primeros meses de 1991, cuando media doce-na de buitres quedaron muertos en los posaderos de la buitrera de Tertanga o Pico del Fraile y algunos más bajo ella, tal y como suele suceder tras alimentarse de carroña envenenada.

Agradecimientos

Los datos de este artículo tienen su origen en tres estudios realizados por la Sociedad de Ciencias Naturales de Sestao y subvencionados por el Departamento de Agricultura y Pesca del Gobierno Vasco en 1997, 1998 y 2001. Serafín Alarcón, José Antonio González-Oreja y Juan Carlos Lorenzo participaron en el trabajo de campo. En 1997 también colaboraron Javier Ca-ñada y Roberto González. Agradecemos la ayu-da desinteresada de Iñaki Alonso, Alfredo Con-de, Eneko Díaz, José María Fernández, Mikel de Francisco, José Antonio Gainzarain, Rafael Garaita, José Ignacio García, Jon Hidalgo, Jon Maguregi, Francisco José Martínez, José Ángel Nuevo, Íñigo Zuberogoitia y Julen Zuberogoi-tia. También agradecemos la ayuda y paciencia de Maite Garrigós, que nos acompañó en varias ocasiones.

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EL ÁGUILA REAL Aquila chrysaetos EN ÁLAVA. ANÁLISIS DE LA SITUACIÓN

Y PERSPECTIVAS DE FUTURO

ANDRÉS ILLANA & DIANA PANIAGUA

Grupo Alavés para la Defensa y Estudio de la Naturaleza (GADEN)Apartado de correos 899. 01080 Vitoria

[email protected]

ResumenLa población de águila real en Álava, la única del País Vasco, ha mantenido 13 territorios ocupa-dos durante los años 90 del siglo XX, distribuida exclusivamente por las montañas de transición y meridionales. Se ha podido constatar la pérdida de una decena de territorios desde los años 50, aunque a partir de los 80 la población podría haber alcanzado una fase de estabilidad. La dieta se basa en el consumo de conejos y otros pequeños mamíferos, junto con algunas aves. La media de nidos por territorio se acerca a cuatro. Las molestias humanas en época de cría y el deterioro de los hábitats podrían ser los principales factores de amenaza.

Palabras clave: águila real, Aquila chrysaetos, Álava, País Vasco, distribución, conservación.

SummaryThe Golden EagleAquila chrysaetos in Álava. Situation and future perspectives

The population of Golden Eagle in Álava, the only one for the Basque Country, consisted on 13 occupied territories during the 90’s, and was distributed around central and Southern mountains. We came to know the lose of about ten territories since the 50’s, although from the 80’s the population is showing a period of stability. Main food is rabbit and some other small mammals, together with birds. Average number of nests per territory is nearly four. Human disturbance in nesting period and habitat deterioration could be the most important limiting factors.

Key words: Golden Eagle, Aquila chrysaetos, Álava, Basque Country, distribution, conserva-tion.

LaburpenaArrano Beltza Aquila chrysaetos Araban. Azterketa eta etorkizunerako perspektibak.

Euskadin aurkitzen den arrano beltzaren populazio bakarra Araban kokatzen da, eta XX. Mendeko 90. hamarkadan 13 lurraldez osatua zegoen, denak ere Hegoaldeko nahiz Trantsiziozko mendietan banatuak. 50. hamarkadatik aurrera hamarren bat lurralderen desagerpena egiaztatu da, 80. hamar-kadan populazioa egonkortasun garai baten sartu den arren. Arrano Beltzaren elikadura untxi eta beste ugaztun txikietan oinarritzen da nagusiki, baina zenbait hegazti ere harrapatzen du. Bataz beste, lurralde bakoitzeko lau kabi daude. Ugalketa sasoian jazotzen diren giza-eragozpenak eta habitatarenn hondaketa especie honentzako mehatxu nagusiak izan daitezke.

Hitz gakoak: Arrano beltza, Aquila chrysaetos, Araba, Euskadi, banaketa, kontserbazioa.

88 A. ILLANA & D. PANIAGUA

Introducción

Hemos estudiado la población de águila real Aquila chrysaetos en la provincia de Álava du-rante los últimos 15 años, efectuando un segui-miento de los territorios ocupados y anotando datos sobre reproducción y biología (Illana et al., 1991; Illana, 1994). La población alavesa es en la actualidad la única del País Vasco (Martí & Del Moral, 2003).

Distribución espacial y tamaño de la población

Durante los años 90 se han contabilizado 13 territorios ocupados. En 12 casos hemos podi-do confirmar intentos reproductivos y sólo en uno esto no ha sido posible. Conviene señalar la ausencia de territorios en zonas aparentemente óptimas para la especie (Sierra Salvada, Valde-rejo, etc.), lugares donde sabemos que existían parejas nidificantes en tiempos pasados.

Si analizamos la distribución de la especie según los sectores naturales de la Comunidad Autónoma del País Vasco, podemos observar cómo falta en la franja litoral, en los valles at-lánticos y subatlánticos, así como en los valles submediterráneos y Rioja Alavesa. Los valles subatlánticos y submediterráneos se caracteri-zan por la falta de zonas montañosas y no son favorable para la nidificación de las águilas. Por su parte, la Rioja Alavesa es una zona abrupta pero sin grandes roquedos. El águila real aparece solamente en dos sectores naturales: montañas y altos valles de transición (7 parejas) y montañas meridionales (6 parejas).

La distancia media internido es de 11,44 km. La densidad sería de 1 pareja cada 36,47 km2. La especie muestra un espaciamiento regular de los nidos (GMSAD=0,90).

Tendencias poblacionales

En la franja litoral de la Comunidad Autóno-ma Vasca no se tiene constancia histórica recien-te de que haya existido ningún territorio ocupa-do. En las montañas septentrionales se habrían

perdido desde los años 50 entre cuatro y cinco territorios. En los últimos años se han observado ejemplares dispersantes en los macizos de Aralar y Gorbea.

En las montañas y altos valles de transición se habrían perdido al menos dos territorios du-rante las últimas décadas, mientras que en las montañas meridionales habrían desaparecido al menos tres parejas. Por tanto, desde la década de los 50 la población habría disminuido en el País Vasco al menos un 40 %. Esta regresión ha sido mayor que la descrita para el conjunto de la po-blación europea, que se ha cifrado en un 30 %.

Las décadas de los 60 y 70 vivieron el decli-ve más acusado de la especie en el País Vasco. En los 80 se asistió a una lenta pero continuada modificación de la tendencia y, según apuntan todos los indicios, la población de águila real habría alcanzado en la actualidad una fase de estabilidad.

Alimentación

Durante el curso de nuestros trabajos hemos podido analizar 106 restos de presas, recogidos en 10 nidos correspondientes a 7 parejas. El es-pectro trófico del águila real en Álava incluye 22 especies de vertebrados además de la carroña. Solamente 5 especies (3 mamíferos y 2 aves su-peran) el 5 % del total de presas.

El conejo es la presa más frecuente (28,3 %). Le siguen el zorro con una frecuencia de 10,37 % y la liebre con 9,43 %. Entre las aves, la urraca y la perdiz son las presas más frecuentes. En con-junto, los mamíferos son el grupo mejor repre-sentado con una frecuencia del 60,35 %, frente al 36,75 % de las aves. El 23,5 % de las presas del águila está constituido por otros depredadores, tanto mamíferos (gato doméstico, zorro, coma-dreja) como rapaces diurnas (halcón peregrino, cernícalo vulgar) y nocturnas (cárabo, búho chico, etc.). Los reptiles han aparecido en un porcentaje muy pequeño (1,8 %), pero su importancia real en la dieta seguramente sea superior.

89EL ÁGUILA REAL Aquila chrysaetos EN ÁLAVA.

ANÁLISIS DE LA SITUACIÓN ACTUAL Y PERSPECTIVAS DE FUTURO

Figura 1. Distribución aproximada de los territorios de águila real Aquila chrysaetos en el marco de los sectores naturales de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Se señalan en azul territorios conocidos durante las décadas de los 50-70 del siglo XX pero

desocupados en la actualidad.

[Distribution of Golden Eagle Aquila chrysaetos breeding territories, in relation to natural regions in the Basque Country. In blue, known territories for 1950’s and 1970’s, but currently abandonned.]

Mamíferos

60%

Aves

37%

Reptiles

2%

Carroña

1%

Lepus

9%

Córvidos

16%

Oryc

28%

Vulpes

11%

Otros

26%

Alectoris

6%

Strix

4%

Figura 2. Frecuencia de aparición de tipos de presa (arriba) y de especies-presa (debajo) en la dieta del águila real en Álava, según restos recuperados en nidos.

[Frequency of types of prey (above) and prey-species (below) in Golden Eagle diet in Álava, deduced from feeding remains taken at nests.]

Número de parejas controladas 9,2Número de nidificaciones 8,3Número de fracasos 1,7Pollos que nacen 7,9Pollos que vuelan 7,1Productividad 0,77Éxito reproductor 0,84Tasa de vuelo 1,08Porcentaje de parejas con éxito 78,66

Tabla 1. Parámetros reproductores anuales medios de la población de águila real en Álava, durante el periodo 1989-1997.

[Breeding parametres of Golden Eagle population in Álava, 1989-1997.]

90 A. ILLANA & D. PANIAGUA

Las águilas de Álava y Burgos, presentan una diversidad trófica mayor que las de Navarra, Extremadura o Sierra Morena. Se concluye que las poblaciones donde el conejo es abundante presentan una afinidad trófica importante.

Reproducción

En total hemos localizado 47 nidos, pertene-cientes a 12 parejas de esta población. Todos los nidos estaban ubicados en sustratos rocosos.

La media de nidos por territorio ocupado es de 3,9, una cifra bastante elevada. Sin embargo, el que una pareja tenga muchos nidos no quie-re decir que utilice todos ellos; hemos podido determinar como aquellas parejas que tienen menos nidos (1-3), tienden a utilizar todos de forma alternativa, mientras que las parejas que tienen un número superior, tan sólo utilizan un pequeño porcentaje de ellos para la cría, aunque mantengan en buen estado el resto.

El número de nidos en una misma pared está determinado por las propias características de ésta, por lo que hay más posibilidades de en-contrar varios nidos en paredones continuos y en hoces y cañones que en las agrupaciones de riscos y en los riscos aislados. La especie parece sentir una cierta predilección por las paredes cu-biertas con algo de vegetación. La altura de las paredes utilizadas para la instalación de nidos oscila entre 10 y 50 metros.

Los nidos de una misma pareja se encuentran más o menos agrupados, con un rango de dis-tancia que ha oscilado entre los 0 y los 3.400 m. La mayoría de los nidos se localizan en cuevas y grietas, así como en salientes con apoyo en vegetación.

Los factores climáticos no parecen influir a la hora de seleccionar una zona cubierta o descubierta para la instalación de un nido. Sin embargo, la altura del punto seleccionado hasta la base de la pared sí parece que puede deter-minar esta cuestión. En este sentido, los nidos situados a menos de 5 m de la base de la pared tienden a estar cubiertos. Según estos resultados,

la seguridad ante posibles predadores o ante las molestias humanas condicionaría la ubicación de los nidos situados en la parte baja del cantil. En cualquier caso, parece que las águilas reales prefieren instalar los nidos en los tercios central y superior de las paredes.

Aparentemente, a mayor distancia de una pared a la pista forestal más cercana, más pro-babilidades existen de que en esa pared exista un mayor número de nidos. Los nidos situados a más distancia son estadísticamente utilizados un mayor número de años. Los más cercanos a las pistas forestales tenderían a situarse a mayor altura en la pared, mientras que aquellos cuya distancia es mayor, se ubican en la parte central o inferior del cantil.

Los parámetros reproductores hallados para esta población en el periodo 1989-1997 se expo-nen en la tabla 1.

Problemática y estado de conservación

Sólo dos parejas crían en el interior de un es-pacio natural protegido bajo la figura de parque natural. Por otro lado, únicamente cuatro parejas tendrían la mayor parte de su territorio en Álava, ya que el resto las compartimos con las provin-cias vecinas. Uno de los principales problemas que presenta la especie es la baja tasa de vuelo. Los principales factores de amenaza identifica-dos son las molestias humanas en época de cría y la alteración del hábitat de nidificación (Arroyo et al., 1990).

La conservación de la población alavesa de águila real pasa sin lugar a dudas por la protec-ción de los lugares de nidificación y por evitar actividades humanas que alteren dichos lugares. Las dos parejas que tienen sus nidos en un par-que natural han fracasado en su reproducción en el año 2003. Dos de las parejas estudiadas tienen un futuro incierto. No obstante, en el año 2003 se ha instalado una nueva pareja que ha conseguido criar satisfactoriamente.

91EL ÁGUILA REAL Aquila chrysaetos EN ÁLAVA.

ANÁLISIS DE LA SITUACIÓN ACTUAL Y PERSPECTIVAS DE FUTURO

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TÉCNICAS DE CARACTERIZACIÓN GENÉTICA DE POBLACIONES DE BECADA Scolopax rusticola

JONATHAN RUBINES & BENJAMÍN J. GÓMEZ-MOLINER

Departamento de Zoología y Biología Celular Animal. Universidad del País VascoPaseo de la Universidad, 7. 01006 Vitoria

[email protected]

Resumen

La Universidad del País Vasco, el Museo Nacional de Ciencias Naturales y el Club de Caza-dores de Becadas (CCB), han iniciado estudios de caracterización genética de las poblaciones europeas de becada. Actualmente se están poniendo a punto marcadores moleculares, tanto mitocondriales como nucleares, que permitan caracterizar las diferentes subpoblaciones. Entre los objetivos concretos del proyecto, se pretende diferenciar las poblaciones sedentarias de las migradoras y conocer si existe flujo génico entre ellas. Además, una vez caracterizadas cada una de las subpoblaciones, se podrán conocer las rutas migratorias seguidas por los individuos durante la época invernal, así como el origen de los efectivos invernantes en el sur de Europa. Se tratará de evaluar el polimorfismo de las poblaciones de becadas del norte de la Península Ibérica durante los últimos 20 años, para conocer su estado de conservación. Por último, se estudiarán las relaciones filogenéticas de las poblaciones de becada europeas y de las islas atlánticas, tratando de inferir la filogeografía de la especie. Las muestras están siendo cedidas por el CCB, la Federación de Asociaciones Nacionales de Becaderos del Paleártico Occidental (FANBPO) y la Real Federación Española de Caza (RFEC).

Palabras clave: Becada, Scolopax rusticola, genética, subpoblaciones, Europa.

Summary

Techniques of genetic characterization of Woodcock Scolopax rusticola

Basque Country University and Natural Science National Museum, with collaboration of Wo-odcock Hunter Club (CCB), have promoted studies about genetic characterization of European Woodcock populations. Currently, molecular markers, both mithocondrial and nuclear, are be-ing developed to define different subpopulations. Among particular objectives, resident and migratory populations will be separated, and genetic flow between them will be quantified.Besides, after this genetic characterization, we will be able to precise migrating routes, and the origin of birds wintering in Southern Europe. We will try to evaluate population polimorfics in Northern Iberian population for the last 20 years, to ascertain the conservation status. Finally, phylogenetic relationships in European and Atlantic islands populations will be investigated, to study the species phylogeography. Samples for the study are provided by CCB, Federation of National Associations of Woodcock Hunters (FANBPO) and the Spanish Royal Federation for Hunting (RFEC).

Key words: Woodcock, Scolopax rusticola, Genetics, subpopulations, Europe.

94 J. RUBINES, B.J. GÓMEZ-MOLINER

Introducción

Durante los últimos años, las técnicas en bio-logía molecular han demostrado ser de gran uti-lidad en la gestión de especies cinegéticas. Tal es el caso de la codorniz japonesa Coturnix japoni-ca (Tanaka et col., 2000; Nishibori et col., 2001), la perdiz roja Alectoris rufa (Randi & Lucchini, 1998) o la paloma bravía Columba livia (Traxler et col., 2000) entre otras. Estos estudios permiten profundizar en el conocimiento de la biología de las especies, conocer su variabilidad genética o los fenómenos evolutivos que explican el estado actual de las poblaciones.

A pesar de la importancia cinegética que tie-ne la becada Scolopax rusticola a nivel europeo, llama la atención la casi nula presencia de tra-bajos sobre genética que se han realizado para esta especie, apareciendo un único trabajo de cierta antigüedad (Burlando, 1996). Este hecho contrasta con la relativa abundancia de estudios en otros charadriformes (Wenink et col., 1994; Friesen et col., 1996; Crochet & Desmarais, 2000; Moum & Arnason, 2001).

La becada, también denominada pitorra, sor-da, chocha perdiz, oilagorra, arcea o gallineta,

pertenece a la familia Scolopacidae. Es un ave atípica dentro de su orden, debido a sus cos-tumbres solitarias y su preferencia por hábitats boscosos, aunque presenta características mor-fológicas propias del grupo, como su largo pico preparado para la búsqueda de invertebrados en-tre los limos. Presenta una distribución amplia, ocupando zonas templadas de todo el Paleártico occidental, desde las islas Canarias e islas Britá-nicas hasta China y las islas de Japón. En Europa se encuentra aproximadamente un tercio de la población reproductora mundial, presentando las principales zonas de cría en el Norte y Noreste (Rusia y Escandinavia; Hoodless, 1995). Esta población migra en invierno hacia la Europa mediterránea. Es aquí donde esta población so-lapa su distribución con la población sedentaria, presente en el sur de Europa (y Macaronesia, donde las poblaciones no se solapan), al parecer durante todo el año.

Se desconoce si existen diferencias poblacio-nales o algún tipo de cruce entre las poblaciones migradoras del norte y las sedentarias del sur de Europa. Ambas parecen tener un comporta-miento reproductivo diferencial, mostrando las poblaciones sedentarias una época reproductora

Summary

Oilagorraren Scolopax rusticola populazioen karakterizazio genetikorako teknikak

Euskal Herriko Unibertsitateak, Natur Zientzen Museo Nazionalak eta Oilagorraren Ehiztarien Elkartearekin batera, Europako oilagorraren populazioen karakterizazio genetikoaren ikerlanak abian jarri dituzte. Gaur egun, espezie honek Europan dituen azpipopulazioak karakterizatu ahal izateko markatzaile molekularrak, mitokondrialak zein nuklearrak, prest ari dira jartzen. Proiektuaren helburu zehatzen artean populazio sedentarioak eta migratzaileak bereiztea dago eta, era berean, populazio hauen artean fluxu genikoa ote dagoen ezagutzea ere. Horrez gain, azpipopulazio bakoitzaren karakterizazioa burutu ondoren, negu-garaian oilagorrek erabiltzen dituzten migrazio-bideak ezagutu ahal izango dira, bai eta Europako hegoaldean negua ematen duten aleen jatorria ere. Aldi berean, azken 20 urteetako Iberiar Penintsulako iparraldeko oila-gor-populazioen polimorfismoa ebaluatzen saiatuko dira, populazio horien kontserbazio-egoera ezagutu ahal izateko. Azkenik, Europako eta irla atlantiarretako oilagorren arteko harreman filogenetikoak aztertuko dira, espeziaren filogeografia ondorioztatzeko asmoz. Aipaturiko azter-keta guztiak egiteko beharrezkoak diren laginak CCB, Mendebaldeko Paleartikoko Oilagorren Ehiztarien Elkarteen Federazioa (FANBPO) eta RFEC erakundeak errazten ari dira.

Hitz gakoak: Oilagorra, genetika, azpipopulazioak, Europa.

95TÉCNICAS DE CARACTERIZACIÓN GENÉTICA

DE POBLACIONES DE BECADA Scolopax rusticola

más temprana, lo que pudiera deberse a diferen-cias genéticas, o simplemente a las diferencias climatológicas. Se desconoce también en qué proporción se capturan las becadas sedentarias durante el periodo de caza, y en qué medida afectan las capturas al futuro de esta población. Se piensa que la población sedentaria puede realizar pequeños desplazamientos migratorios durante el invierno (Lucio & Sáenz de Buruaga, 2000), o que no es más que un remanente de la población migradora que no regresa a su zona de cría habitual, pasando la época estival en el sur de Europa.

En España, la becada está ampliamente dis-tribuida durante la invernada, con mayor abun-dancia en la zona norte, donde se encuentra, a su vez, la población nidificante. En Canarias, cría en Gran Canaria, Tenerife, La Gomera, El Hierro y La Palma. Se piensa que esta población realiza desplazamientos estacionales entre islas. Se ha citado su posible reproducción en Baleares (Pu-rroy & Lucio, 1990).

No existen estimas fiables de la población sedentaria, estimándose en 3.600-4.000 parejas (Purroy et col., 1997). Si bien su número preci-so es desconocido, su tendencia poblacional es totalmente incierta, aunque se sospecha que se está produciendo un descenso progresivo, debi-do a la disminución en el número de citas fuera del periodo de caza. Por su parte, las becadas migradoras en España se calculan en 646.000-680.000 individuos (BirdLife International/Eu-ropean Bird Census Council, 2000). A pesar de las variaciones anuales, desde los colectivos de cazadores se pone de manifiesto un preocupante descenso en el número de capturas. Los datos son tremendamente variables en función de la región y existe un debate constante acerca de la salud de la población migradora, por lo que se precisa confirmar si existe un declive de la población reproductora europea y las causas que podrían propiciar este descenso. Entre otros factores, se podrían citar la pérdida de hábitats favorables para la cría o la intensa presión cine-gética que soporta (ONC, 1998; Lucio & Sáenz

de Buruaga, 2000) y que va en aumento debido al creciente interés de esta especie y al abandono de otras especies cinegéticas, como el conejo o la perdiz roja (Onrubia, 2003).

Para tratar de abordar la problemática actual de la becada en Europa y conocer su tendencia poblacional, la interacción entre la población sedentaria y la migradora, y colaborar en la rea-lización de planes de gestión cinegéticos efec-tivos, el Laboratorio de Zoología de la Facultad de Farmacia de la Universidad del País Vasco, en colaboración con el Museo Nacional de Cien-cias Naturales/CSIC, está llevando a cabo desde el 2003 un ambicioso proyecto a nivel europeo sobre la genética de la becada. El trabajo se está realizando, además, en coordinación con el Club de Cazadores de Becada (CCB), y está financia-do por la RFEC.

El objetivo principal del proyecto consiste en poner a punto diferentes técnicas de estudio que permitan realizar una caracterización genética de las poblaciones de becada, y utilizarlas de for-ma sistemática para conocer aspectos básicos de su biología y dinámica de poblaciones, de apli-cación práctica en la gestión cinegética y en la conservación de la especie. Para conseguir este objetivo general se van a estudiar tanto el ADN mitocondrial como el ADN nuclear. La región control del ADN mitocondrial y los microsaté-lites nucleares son los marcadores moleculares más utilizados para caracterizar poblaciones de una misma especie debido a su alta variabilidad (Wenink et col., 1993; Tarr & Feischer, 1999). La posibilidad de obtener estos marcadores me-diante PCR a partir de mínimas cantidades de ADN (procedente de plumas, sangre, etc.) per-mite realizar con éxito la caracterización genéti-ca de poblaciones de interés cinegético (Taberlet & Bouvet, 1991; Taberlet & Luikart, 1999; Stor-ch & Segelbacher, 2000).

Los objetivos concretos de este proyecto son:

a) Desarrollar marcadores genéticos que per-mitan caracterizar las poblaciones de becada


sedentarias del sur de Europa y las migrado-ras invernantes.

b) Identificar si las poblaciones sedentarias y migradoras son genéticamente diferentes.

c) Establecer o confirmar las rutas seguidas por los animales en sus desplazamientos migra-torios.

d) Conocer el origen de las poblaciones inver-nantes del sur de Europa y el flujo génico entre éstas y las nidificantes sedentarias.

e) Determinar los cambios genéticos acon-tecidos en las poblaciones del norte de la Península Ibérica y sur de Francia durante los últimos 20 años y evaluar su estado de conservación actual.

f) Estudiar las relaciones filogenéticas de las po-blaciones de becada europeas y de las islas at-lánticas, e inferir la filogeografía de la especie y su historia evolutiva (cómo ha ido poblando las diferentes regiones de Europa desde los refugios glaciares hasta la actualidad).

Material y métodos. Recogida de muestras

Las muestras proceden de alas enteras secas cedidas tanto por los cazadores del CCB de toda España, como del resto de Europa a través de la Fundación de Asociaciones Nacionales de Be-caderos del Paleártico Occidental (FANBPO) de la RFEC. Además, también se están recogiendo muestras procedentes de los anillamientos cien-tíficos de becada, actividad que se está realizan-do por los diferentes clubes de becaderos en toda Europa. Se estudiarán un total de 35 muestras de cada una de las subpoblaciones de becada, que incluyen subpoblaciones del norte, centro y sur de Europa, en este último caso, de individuos invernantes y nidificantes.

Extracción de ADN

Se parte preferentemente de músculo seco, aunque se puede trabajar a su vez con plumas

y/o sangre conservadas en seco. El ADN será purificado con los métodos rutinarios de diges-tión con proteinasa K y posterior extracción con fenol/cloroformo. En primer lugar, un pequeño fragmento de la muestra es sumergido en 600ul de tampón de homogeneizado (buffer CTAB), que incluye CTAB 2 %, 1,4 M de NaCl, 2 % β-mercaptoetanol, 20 mM EDTA y 100 mM tris/HCl pH 8. Se añaden 10 μl de proteinasa K (10 mg/ml), se agita y se deja incubar durante 48 horas en un baño con agitación constante a 47º C.

Para purificar el ADN se procede a su se-paración del medio líquido mediante la adición de fenol (300μl) y cloroformo-isoamilalcohol 24:1 (300 μl), con agitación constante durante 10 minutos. Después se centrifuga durante 10 minutos a 13.000 rpm. Se recupera la fase acuo-sa y se añaden 400 μl de cloroformo-isoamialco-hol, agitando 10 minutos y centrifugando otros 10 a 13.000 rpm. La fase acuosa se recupera de nuevo. Se añaden 1000 μl de solución de preci-pitado (50 μl de acetato sódico 2 M y 1000 μl de etanol absoluto a -20º C), dejando las muestras durante toda la noche a -20º C. De esta forma el ADN disuelto precipita, pudiéndose observar tras 15 minutos en centrifugación a 13.000 rpm, en forma de pastilla (pellet). Se desecha todo el material líquido y se realiza un lavado con etanol al 80 % frío. Tras centrifugar y eliminar el sobre-nadante, se deja secar el tubo con el precipitado de ADN bajo la lámpara unos 10 minutos, resus-pendiendo por último el contenido en 80 μl de agua autoclavada. Para confirmar el éxito de la extracción, se migran 4 μl de la solución en gel de agarosa 0,7 % durante 30 minutos.

En caso de no disponer de 35 muestras de plumas o sangre de animales nidificantes se pue-de recurrir al análisis de excrementos. En este caso, el protocolo de extracción está basado en una digestión con GuSCN (guanidinisotiocia-nato) y la adición de silica-gel a las muestras a estudiar. El éxito de la extracción se realiza siempre de la misma manera.



Secuenciación de ADN mitocondrial

Se amplifica un fragmento de unas 600 pares de bases de la región control del ADN mitocon-drial, para lo que se han diseñado primers espe-cíficos. Las amplificaciones se realizan añadien-do el ADN extraído a una solución conteniendo dNTP (0,2 mM), MgCl2 (2,5 mM), buffer (10X), primer forward (20 pmol), primer reverse (20 pmol), taq polimerasa (1,25 U) y BSA (20 μg), en un volumen total de 25 μl.

El éxito del amplificado se comprueba me-diante migración de 4μl en gel de agarosa al 1,5 %. La secuenciación se realiza mediante la téc-nica de secuenciación cíclica con primer marca-do en un secuenciador ABI PRISM model 310 (Applied Biosystems).

PCR-RFLPs

Se amplifica una región altamente polimórfi-ca del ADN mitocondrial que comprende el gen ND6 (nicotinamida-adenín-dinucleótido deshi-drogenasa subunidad 6) y la primera parte de la región control, para lo que se han diseñado pri-mers específicos. Los amplificados se realizan del mismo modo que anteriormente, con la solución propia, y con el uso de la metodología adecuada para conseguir múltiples copias del fragmento de ADN deseado. Tras una incubación previa a 95º C durante 5 minutos, las muestras son expuestas a 35 ciclos de amplificación mediante el uso de un termociclador Bio-Rad iCycler version 2.039 (Bio-Rad). Cada ciclo consiste en una desnatura-lización de 1,30 minutos a 94º C, un periodo de un minuto de anillamiento a 57º C y una extensión de 1,30 min a 72º C.

Sobre este amplificado de unas 2000 pares de bases, se está ensayando una batería de endonu-cleasas, seleccionando aquellas que presenten pa-trones de restricción idóneos para la identificación y diferenciación de poblaciones. Las digestiones enzimáticas se llevarán a cabo en un baño a 37º C durante toda la noche, y el resultado de la actividad se observará en gel de agarosa al 3 %.

Construcción de las librerías genómicas mediante genotecas enriquecidas

Para la construcción de la genoteca de beca-da, el ADN genómico es digerido con el enzima de restricción RsaI. Se verificará si los tamaños obtenidos tras la digestión se encuentran entre 0,5 y 1,5 kb. Mediante una técnica basada en DNAbeads, seleccionamos aquellos fragmen-tos del genoma ricos en GTs y AGs mediante el uso de fragmentos de ADN adheridos a las bo-las magnéticas (DNAbeads). Se clonan los frag-mentos seleccionados en el plásmido pGemT. Los productos de ligamiento son introducidos en bacterias Escherichia coli XGold competen-tes. Las bacterias transformadas son sembradas en placas con ampicilina, IPTG y X-Gal. Se seleccionan las colonias blancas que contienen plásmidos recombinantes. Se han analizado al menos 100 clones por genoteca.

Análisis de recombinantes

La detección de aquellos clones que conten-gan un inserto con un microsatélite se realiza mediante hibridaciones, utilizando como sonda microsatélites marcados con digoxigenina (DIG-11-dUTP; Roche) en el extremo 5’. Para ello, se siembran las colonias con plásmidos recom-binantes y se transfieren a membranas de nylon Hybond. Las membranas son incubadas en so-lución de desnaturalización, solución neutraliza-dora y lavadas con SSC (3 M NaCl, 0,3 M citrato sódico). El ADN es fijado a los filtros mediante exposición de 2-5 minutos a rayos ultravioleta (312 nm).

Las membranas son prehibridadas durante una hora a 65º C en presencia de SSC, SDS, solu-ción Denhardt (2 % BSA, 2 % Ficoll, 2 % PVP) y ADN de esperma de salmón sonicado. Las sondas son desnaturalizadas a 100º C durante 5 minutos y añadidas a la solución de prehibridación. Se incu-ban durante al menos 4 horas a 65º C. A continua-


ción se realizan lavados con distintas condiciones de astringencia (distintas concentraciones salinas y diferentes temperaturas). Los clones positivos son identificados en una reacción de revelado utilizando un conjugado anti-DIG–fosfatasa al-calina y el sustrato quimio-luminiscente CSPD y tras una exposición entre 5-20 minutos en placas autorradiográficas.

Los clones positivos son secuenciados a partir de primers universales que reconocen las secuen-cias flanqueantes al lugar de inserción en el pGe-mT. La secuenciación se realiza en un ABI PRISM model 310 (Applied Biosystems). Para aquellos clones que presenten un microsatélite potencial-mente interesante (perfectos y con un número de repeticiones superior a 10) se diseñan pares de pri-mers de PCR en las regiones flanqueantes.

Análisis con microsatélites de la estructura genética de las poblaciones de becada

Una vez determinados los microsatélites potencialmente más interesantes (procedentes de la literatura y de la genoteca), se marcan con fluoresceína (6-FAM, TET y HEX) cada uno de los dos primers de PCR que amplifican cada lo-cus. La longitud de los microsatélites se analiza corriendo los fragmentos en un gel de poliacri-lamida en un ABI Prism Model 310 (Applied Biosystems). Los geles son analizados mediante el programa GeneScan 3.0. Los parámetros para describir el nivel de polimorfismo del microsa-télite y la estructura y variabilidad genética de las poblaciones analizadas se obtendrán con el programa Arlequin v2.0.

Resultados esperados

Este ambicioso proyecto, pionero a nivel eu-ropeo, está enfocado como tesis doctoral, y pro-gramado para una duración de cuatro años. En estos primeros meses ya se han puesto a punto las

técnicas de extracción de ADN a partir de diferen-tes tejidos, como plumas, músculo o excrementos y actualmente se está extrayendo el material ge-nético de las más de 100 muestras almacenadas durante la temporada de caza 2002-2003.

En cuanto a los amplificados, se han dise-ñado los primers necesarios y se han puesto a punto las condiciones óptimas de PCR. Una vez conseguidos los amplificados, actualmente se están ensayando las endonucleasas que permitan conseguir unos patrones de restricción adecua-dos para la caracterización de cada una de las subpoblaciones europeas de becada.

Por otro lado, en cuanto al diseño de micro-satélites, ya se han realizado las genotecas en el Museo Nacional de Ciencias Naturales. Se dispone de más de 150 colonias positivas, que progresivamente se están secuenciando para la búsqueda de microsatélites óptimos para un seguimiento más profundo de las poblaciones ibéricas y del sur de Francia.

Trabajos paralelos y búsqueda de muestras de becadas nidifi cantes

Debido al desconocimiento de gran parte de la biología de la becada y al interés que despierta tanto científica como cinegéticamente, se están rea-lizando muchos esfuerzos en cuanto a propuestas de estudios relacionados con esta especie. Desde la temporada 2002-2003, se vienen desarrollando anillamientos científicos de becadas, coordinados por el CCB en todo el norte de la Península Ibé-rica y también desde la Asociación de Cazadores de Álava (ACCA). Estos estudios, además de pro-porcionar la información propia sobre migración y presión cinegética, aportan más muestras para los estudios genéticos.

Debido a la dificultad de encontrar muestras de becadas autóctonas, se está realizando un gran esfuerzo en la recogida de citas fuera de la época de caza, y en la prospección de zonas de nidificación históricas. Gracias a este trabajo,



se pudo localizar un nido de becada el 28 de ju-nio de 2003, en el interior del Parque Natural de Izki, en Álava (figura 1). Así, se pudo confirmar la presencia de nidificación en este territorio, re-cogiéndose todos los datos pertinentes acerca de este hecho. Tras la eclosión de los cuatro huevos que se encontraban en el nido, se pudo extraer ADN a partir de pequeños restos de sangre pe-gados a la cáscara, y así, se están analizando del mismo modo que el resto de las muestras. Por último, el CCB está comenzando a realizar un proyecto a gran escala sobre seguimiento me-diante radio-telemetría vía satélite de becadas durante sus desplazamientos migratorios.

No cabe duda que todos estos trabajos, en co-ordinación con las experiencias de seguimiento de la especie en el campo, ayudarán a conocer cada vez mejor la biología de esta misteriosa especie, y a alcanzar programas de gestión cine-gética sostenibles a nivel europeo.

Agradecimientos

A Rafael Zardoya (codirector del proyecto) y a todo el equipo investigador del Museo Nacional de Ciencias Naturales y del Laboratorio de Zoo-logía de la Facultad de Farmacia de Vitoria. A los clubes de cazadores que están cediendo muestras y mostrando un gran interés en la realización de este proyecto: CCB, RFEC y ACCA. Y por últi-mo, a las personas que, sin formar parte de ningún colectivo, han buscado muestras desinteresada-mente: Alejandro Onrubia, Javier López de Luzu-riaga, Ramón Rubines, Luis Lobo, Oscar Berdión e Iker Ayala. Este proyecto se está llevando a cabo gracias a las becas predoctorales de formación de investigadores del Gobierno Vasco.

Figura 1. Nido de becada Scolopax rusticola encontrado en Izki en junio de 2003. Las muestras recogidas aportan una información muy valiosa para el estudio de la población reproductora ibérica (foto: Ibon Telletxea).

[Woodcock Scolopax rusticola nest found in Izki forest in June 2003. Samples taken contain valuable information about Iberian breeding population.]


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EVOLUCIÓN RECIENTE DE LA POBLACIÓN DE PERDIZ ROJA Alectoris rufa EN ÁLAVA

IBON TELLETXEA

Asociación de Cotos de Caza de Álava (ACCA)Calle de Vicente Aleixandre, 38. 01003 Vitoria

[email protected]

Resumen

La población de perdiz roja en Álava experimentó una regresión durante el siglo XX (quizá más acusado en su segunda mitad) hasta, aproximadamente, el año 1990. En este período su área de distribución se vio reducida, desapareciendo de la zona cantábrica alavesa. Los estudios de campo iniciados por la Asociación de Cotos de Caza de Álava en 1992 muestran que, durante estos últimos años, se ha detenido el declive de la perdiz roja en Álava, evolucionando su po-blación ligeramente al alza.

Palabras clave: perdiz roja, Alectoris rufa, evolución, Álava.

Summary

Recent trend of Red-legged Partridge Alectoris rufa population in Álava

The Red-legged Partridge population in Álava showed a decline through the 20th century (maybe more pronounced in the second half) till, approximately, year 1990. In this period the species range was reduced, disappearing from the Cantabric area. Field work promoted by Asociación de Cotos de Caza de Álava since 1992 points out that, in recent years, Red-legged Partridge decline has been stopped or even reversed, with its population trend performing slightly upwards.

Key words: Red-legged Partridge, Alectoris rufa, population trend, Alava.

Laburpena

Eper gorriaren Alectoris rufa populazioaren azken eboluzioa Araban

Araban eper gorriaren populazioak atzerapen handia jasan zuen XX. mendearen zehar (beharba-da nabarmenagoa mendearen bigarren erdialdean) gutxi gorabehera 1990. urtera arte. Denboral-di horretan, espeziaren banaketa-area murriztu zen eta Arabako isurialde kantauriar aldean erabat desagertu. 1992. urtean Arabako Ehiza-barrutien Elkarteak hasitako landa-ikerketek espeziearen urripena gelditu egin dela azken urteotan eta bere populazioa hazi egin dela erakusten dute.

Hitz gakoak: Eper gorria, Alectoris rufa, eboluzioa, Araba.

Evolución histórica de la perdiz roja en Álava

Según Madoz (1850), a mediados del siglo XIX la perdiz roja Alectoris rufa estaba presen-

te por toda la geografía de Álava y de Euskadi, cazándose incluso en localidades costeras de Gi-

102 I. TELLETXEA

puzkoa y Bizkaia. El gran incremento demográ-fico experimentado con el proceso de industria-lización en el País Vasco (fundamentalmente en Gipuzkoa y Bizkaia), el abandono de la siembra de cultivos de cereal y su sustitución por pastiza-les para el ganado, la transformación del medio y la presión humana y de caza hicieron desapa-recer progresivamente a la perdiz de todo el área de influencia cantábrica (SIRN SA, 1990; Bea & Fernández de Mendiola, 1998) hasta quedar relegada (ver figura 1) a la zona central y meri-dional alavesa (menos humanizada y de hábitat más favorable).

Si observamos el mapa de las zonas climáti-cas definidas en Euskadi (figura 2), se aprecia que el área de distribución actual de esta especie coin-cide aproximadamente con las áreas de clima sub-cantábrico y mediterráneo (siendo más abundante en esta última zona), faltando por el contrario en el área cantábrica (Álvarez et al., 1986).

Evolución reciente según los resultados de las tablas de capturas

La actividad cinegética puede aportar valiosa información acerca del estado de las poblaciones objeto de caza. En el caso de los partes de captu-ra, la Diputación Foral de Álava estableció hace unos años la obligatoriedad de cumplimentar partes individuales para cada cazador. En ellos se indican los ejemplares vistos y capturados de cada una de las especies cinegéticas. El resumen de la temporada es enviado por cada cazador al coto de caza, y son los responsables de éstos los encargados de realizar el cómputo global del acotado y de comunicarlo a Diputación.

Así, en la figura 3 se indica la evolución de las capturas anuales de perdiz en Álava, desde la temporada 1984-1985 hasta la 2004-2005. Se observa cómo en apenas siete años, desde la temporada 1984-1985 hasta la 1990-1991, las capturas se habían reducido algo más de un 50 %. Esta preocupante situación llevó a aplicar medidas para el fomento de la perdiz, que iban

adoptando los cotos de forma individual, como la reducción de jornadas de caza, los cupos dia-rios y, en algún caso, las repoblaciones.

En el año 1991, con el nacimiento de ACCA, se dio un giro importante en el panorama cine-gético alavés que supuso, entre otras cosas, el comienzo de una gestión global de las especies de caza. En el caso de la perdiz roja, las direc-

Subcantábrico MediterráneoCantábrico

Figura 1. Distribución actual y abundancia relativa de la perdiz roja Alectoris rufa en Álava.

[Current distribution and relativa abundante of Red-legged Partridge Alectoris rufa in Álava.]

Figura 2. Sectores bioclimáticos en el País Vasco.

[Bioclimatic regions in the Basque Country.]

103EVOLUCIÓN RECIENTE DE LA POBLACIÓN DE PERDIZ ROJA

Alectoris rufa EN ÁLAVA

trices iniciales constaban de dos pilares básicos: trabajar exclusivamente con la perdiz roja au-tóctona, descartando las repoblaciones y sueltas con ejemplares de granja, frecuentes en aquellos años, y la instauración de muestreos de campo para conocer el estado de la población en las dis-tintas comarcas alavesas y poder, sobre la base de dichos muestreos, ajustar el aprovechamiento cinegético cada temporada.

Si observamos los resultados de las captu-ras durante la última década, vemos que se ha conseguido detener el declive, tendiendo a una situación más estable, con oscilaciones relacio-nadas fundamentalmente con el éxito reproduc-tor de cada temporada.

El análisis de las capturas nos permite una aproximación a la situación de la perdiz, pero existen factores que influyen en los resultados obtenidos, como la realización o no de sueltas y repoblaciones, la disminución actual de días de caza por temporada o la menor presión cine-gética actual por la disminución del número de licencias de caza (ver figura 4) o por el traspaso de cazadores hacia otras modalidades de caza. Por todo ello, debemos analizar otros datos para intentar conocer los resultados de la gestión ci-negética de la perdiz roja.

Evolución reciente según los resultados de los muestreos de campo: metodología y resultados

En la actualidad, en los cotos con aprove-chamiento de perdiz roja de nuestro territorio asociados a ACCA se realizan muestreos en dos épocas del año: primavera y verano, con la fina-lidad de estudiar tanto la abundancia de repro-ductores antes del período de cría como el éxito reproductivo y el estado de la población antes del comienzo de la temporada de caza. Estos pa-rámetros son necesarios para la elaboración de los planes de seguimiento cinegético y la planifi-cación, por tanto, de la temporada de caza.

Las batidas en mano (también denomina-das “censo en banda”) se realizan a pie sobre recorridos prefijados por los técnicos de ACCA, por equipos compuestos por 4 o 5 personas, se-paradas entre sí unos 50 m. Hay que resaltar la cada vez mayor implicación de los cazadores en estos muestreos de perdiz, de forma que en cada temporada de censos un alto porcentaje de los recorridos son realizados exclusivamente por cazadores de los cotos.

Los recorridos transcurren por zonas de distinta capacidad potencial de acogida para la

Figura 3. Capturas de perdiz roja en Álava, según los partes compilados por la Diputación Foral de Álava.

[Annual Red-legged Partridge hunting bag in Álava, regarding hunters information compiled by Diputación Foral de Álava.]

10.000

9.000

8.000

7.000

6.000

5.000

4.000

3.000

2.000

1.000

0

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85

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19

86

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19

87

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19

88

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19

89

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19

90

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19

91

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19

92

-19

93

19

93

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19

94

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95

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96

19

96

-19

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19

97

-19

98

19

98

-19

99

19

99

-20

00

20

00

-20

01

20

01

-20

02

20

02

-20

03

20

03

-20

04

20

04

-20

05

104 I. TELLETXEA

perdiz roja, muestreándose aproximadamente el 10 % de la superficie hábil para la especie en cada coto. Los resultados obtenidos se expre-san mediante un índice de densidad (número de perdices/ha).

Además de estos recorridos, que se vienen repitiendo con la misma metodología desde el verano del año 1992, y como fuente de informa-ción complementaria, durante la primavera de 1999 se puso en marcha otro tipo de muestreos,

realizados éstos por las patrullas de guardas par-ticulares del campo de ACCA. Dichos muestreos consisten en transectos en vehículo, llevados a cabo durante las primeras horas del día, sobre unos recorridos prefijados, con la participación de dos personas. En estos recorridos se van ano-tando las distintas observaciones de especies ci-negéticas, obteniéndose un índice kilométrico de abundancia (IKA) para cada una de ellas.

En ambos casos, muestreos en banda y tran-sectos en vehículo, los resultados obtenidos no se emplean para intentar determinar el número total de ejemplares de perdiz presentes en cada coto, sino que son aplicados como indicadores de la evolución de la abundancia de perdiz roja a lo largo del tiempo. Los resultados de estos muestreos son analizados de forma conjunta para todo el área de estudio, pero, además, se estudia la evolución por zonas (ver figura 5) y finalmente coto a coto.

En la figura 6 se indican los resultados globa-les obtenidos en los muestreos de perdiz median-te batidas en mano, tanto en primavera (excepto los años 1992, 1994 y 1996) como en verano. La superficie total muestreada en cada temporada de censos oscila entre las 7.500-8.000 hectáreas. El índice de densidad obtenido en primavera, so-bre población reproductora, ha pasado de 0,111 perdices por hectárea en el año 1993 a 0,197 en

Figura 4. Número de licencias de caza tramitadas por la Diputación Foral de Álava.

[Number of hunting licenses issued by Diputación Foral de Álava.]

Figura 5. Sectores de gestión para la caza menor en Álava.

[Regions for management of small game in Álava.]

16.000

14.000

12.000

10.000

8.000

6.000

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2.000

0

1993

1994

1995

1996

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2000

2001

2002

2003

105EVOLUCIÓN RECIENTE DE LA POBLACIÓN DE PERDIZ ROJA

Alectoris rufa EN ÁLAVA

0,500

0,450

0,400

0,350

0,300

0,250

0,200

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0,100

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0,000

1992

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1995

1996

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1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

Primavera Verano

el 2005. Los datos de verano, supeditados en gran medida al mayor o menor éxito reproductor de cada año, muestran también una tendencia al alza, alcanzando el máximo valor (0,481 per-dices/ha) durante el verano de 2004, en el cual se constató una muy buena reproducción de la perdiz roja en la mayoría del territorio alavés.

En la figura 7 se expresan los resultados globales obtenidos en los transectos en vehícu-lo realizados entre los años 1999 y 2003, en los cuales se vienen recorriendo al año, aproxima-damente, 600 km. El resultado máximo se ha obtenido en la primavera de 2005, con un IKA de 0,308 perdices/km.

Conclusión

Sobre la base de estos resultados podemos concluir que la población de perdiz en Álava ha mostrado una tendencia regresiva hasta comien-zos de los años 90, momento a partir del cual se consigue detener el declive e iniciar un ligero proceso de recuperación a escala general (Telle-txea & Markina, 2000). La planificación de la actividad cinegética sobre la base del seguimien-

to continuado de las poblaciones de perdiz, a tra-vés de los muestreos, se está mostrando como una herramienta fundamental para el fomento de la perdiz roja en Álava. Además, otros trabajos iniciados en el campo de la Genética o los pro-yectos de mejora del hábitat deben contribuir a la conservación de esta emblemática especie de la fauna cinegética alavesa.

Figura 6. Densidades de perdiz roja (número de ejemplares/ha) a partir de los resultados de batidas en mano realizadas por ACCA.

[Red-legged Partridge densities (number of birds/ha) deduced from ACCA censuses.]

0,350

0,300

0,250

0,200

0,150

0,100

0,050

0,000

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

Figura 7. Índices kilométricos de abundancia de perdiz roja, calculados en base a los transectos primaverales con vehículo

realizados por ACCA.

[Red-legged Partridge relative abundante (number of birds/km), deduced from ACCA spring censuses.]

106 I. TELLETXEA

PrimaveraPerdices/hectárea

VeranoPerdices/hectárea

Llanada Oriental 0,070 0,144Llanada Occidental 0,137 0,363

Estribaciones Gorbea 0,055 0,219Cantábrica - -

Valles 0,189 0,426Lantarón-Ribera Baja 0,227 0,781

Montaña Alavesa 0,100 0,237Rioja Alavesa 0,163 0,530

Tabla 1. Densidades de perdiz roja por sectores, para el año 2003.

[Regional Red-legged Partridge densities, year 2003.]

Primavera • Perdices/kmLlanada Oriental 0,061Llanada Occidental 0,191Estribaciones Gorbea 0,023Cantábrica 0,000Valles 0,428Lantarón-Ribera Baja 0,792Montaña Alavesa 0,084Rioja Alavesa 0,761

Tabla 2. Índices kilométricos de abundancia por sectores, durante el año 2003.

[Regional relative abundante (number of birds/km), year 2003.]

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DISTRIBUCIÓN Y HÁBITAT DE LA LAVANDERA CASCADEÑA Motacilla cinerea, EL MIRLO ACUÁTICO Cinclus cinclus Y EL

MARTÍN PESCADOR COMÚN Alcedo atthis EN EL RÍO BAYAS (ÁLAVA, PAÍS VASCO)

JORGE ECHEGARAY

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Resumen

La lavandera cascadeña, con 50-60 parejas, se encuentra repartida por toda la cuenca, pero está ligada a la existencia de microzonas de aguas someras entre sectores de curso más rápido, de pendiente moderada y en tramos fluviales de anchura intemedia. El mirlo acuático, con unas 7-9 parejas, es la especie con mayor carácter bioindicador, puesto que su distribución guarda relación muy significativa con la altitud, número de rápidos por km, pH, pendiente y, en menor medida, con la orla riparia de los tramos fluviales que ocupa. El martín pescador común, que cuenta con 4-7 parejas, usa sobre todo tramos de río anchos, zonas de los cursos medios o bajos, las áreas de menor altitud y de aguas menos turbulentas, con baja pendiente, y muestra indiferencia por variables como el pH.

Palabras clave: lavandera cascadeña, Motacilla cinerea, martín pescador común, Alcedo atthis, mirlo acuático, Cinclus cinclus, selección de hábitat, Álava.

Summary

Distribution and habitat of Grey Wagtail Motacilla cinerea, Dipper Cinclus cinclus and Kin-gfisherAlcedo atthis at the river Bayas (Álava, Basque Country)

The Grey Wagtail, with 50-60 breeding pairs, occurs all over the river basin, but is related to the existence of superficial water microareas among zones of speedly watercourses, moderate slope and medium width. The Dipper, with 7-9 breeding pairs, was pointed out as the best biondicator bird species, because its distribution kept a close and significant relationship with altitude, num-ber of rapids per kilometer, pH, slope and, to a lesser extent, with the presences of river forests. The Kingfisher, with 4-7 breeding pairs, prefers and selects positively wider and slower water sections corresponding to the lowest elevations, but does not show significant relationship with other parameters such as pH.

Key words: Grey Wagtail, Motacilla cinerea, Kingfisher, Alcedo atthis, Dipper, Cinclus cinclus, habitat selection, Álava.

Laburpena

Buztanikara horia Motacilla cinerea, ur-zozoa Cinclus cinclus eta martin arrantzalearen Alcedo atthis hedapena eta habitata Baias ibaian

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Objetivos

Con la realización de este trabajo se ha in-tentado diagnosticar el estado de conservación, estudiar los condicionantes de la distribución y los patrones de selección del hábitat de tres especies de aves estrechamente ligadas al eco-sistema fluvial. Como objetivo aplicado, se pre-tende aportar información para evaluar la salud del ecosistema fluvial en el área de estudio del río Bayas (Álava). De manera más concreta:

a) Estudio de la biología, ecología y estatus poblacional del mirlo acuático Cinclus cin-clus, martín pescador común Alcedo atthis y lavandera cascadeña Motacilla cinerea, en el río Bayas y afluentes.

b) Estudiar su cohabitación, grado de simpatría o segregación interespecífica.

c) Diagnosis del papel de bioindicadores, que pueden desempeñar esas especies en función de sus requerimientos de hábitat, caracterís-ticas y parámetros abióticos y bióticos del medio que ocupan.

Material y métodos

El área de estudio es la cuenca del río Bayas, la segunda en extensión del Territorio Histórico de Álava tras la del Zadorra, y comprende una superficie de más de 270 km2. El Bayas tiene una longitud de 63,5 km. La máxima cota de altitud de la cuenca se encuentra en el monte Gorbea, con 1.481 m de altitud y la mínima en

plena depresión del Ebro, a 450 m. En cuanto a la sectorización biogeográfica, el río nace en la región Eurosiberiana, desembocando en el Ebro en la Mediterránea.

Este río se caracteriza por su excepcional va-lor de conservación, en el contexto del País Vas-co. Su peor estado de conservación se encuentra en el tramo final, situado en pleno polo industrial y químico de Miranda de Ebro (Burgos). Acusa severamente la infiltración que recarga el acuífe-ro de Subijana, motor de regadíos y extracciones masivas de agua para la agricultura de la zona.

Para la localización y estudio de las especies de aves se realizaron transectos a pie a lo lar-go del río por las orillas (Järvinen & Väisänen, 1975a; Järvinen & Väisänen, 1975b; Asbirk, 1983; Tellería, 1986, Peris et al., 1991; Bibby et al., 1993; Santamarina, 1995; SCV, 2000), de longitud y duración en el tiempo variables, con un recorrido mínimo de 5 km (2,5 km curso arriba y 2,5 km curso abajo). Fueron realizados aprovechando las horas de máxima actividad y detectabilidad de las aves (alba y crepúsculo) durante la época de cría. Los transectos se dis-tribuyeron uniformemente de febrero a julio del 2001 y 2002. En total se efectuaron un total de 90 km recorriendo, una vez al menos, los tramos susceptibles de albergar poblaciones de las aves objeto de estudio.

Para el estudio de los factores bióticos y abióticos que sirvieran para indicar algún tipo de selección de hábitat, se confeccionó una fi-cha específica de registros, con las variables de

Buztanikara horia, 50-60 bikoterekin, arro osoan zehar banatuta dago, baina urlasterren arteko azaleko uretara lotuta dago. Tarteko aldapa eta zabalerak nahiagu ditu ere. Ur-zozoa, 7-9 biko-terekin, adierazle biologikorik hoberena da espezie hauen artean. Bere banaketak goratasuna, kilometroko urlasterren zenbakia, pH-a eta aldaparekin erlazio estua erakusten du, baita ibai-tar-teetako erripako landaretzarekin ere (hein txikiago batean). Martin arrantzaleak, 4-7 bikoterekin, ibaibide tarteko eta baxuan aurkitzen da batez ere. Beraz, okupatzen dituen ibai-tarteak zabalak eta goratasun gutxikoak dira, malda txikiak eta ur lasaiekin. Uraren pH-ak, beste aldagiaen artean, ez du eragin handirik bere banaketan.

Hitz gakoak: buztanikara horia, Motacilla cinerea, martin arrantzalea, Alcedo atthis, ur-zozoa, Cinclus cinclus, habitat-hautespena, Araba.

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DISTRIBUCIÓN Y HÁBITAT DE LA LAVANDERA CASCADEÑA Motacilla cinerea, EL MIRLO ACUÁTICO Cinclus cinclus Y EL MARTÍN PESCADOR COMÚN Alcedo atthis

EN EL RÍO BAYAS (ÁLAVA, PAÍS VASCO)

interés a priori: altitud, pendiente, pH, anchura y profundidad aproximada del cauce, tipo de vegetación, anchura de la orla riparia e índices bióticos de calidad (BMWP). La metodología empleada para caracterizar las distintas variables ha estado en función del tipo de magnitud. Así, variables como el pH, la anchura (m) y altitud (m), que son cuantitativas, se midieran para cada punto de registro y/o contacto. Para caracteri-zar el hábitat disponible se eligieron 29 puntos al azar, uniformemente distribuidos por toda la cuenca, que pudieran ser comparados con los puntos en los que se obtuvieron registros con las especies objeto de estudio.

La “anchura” se valoró efectuando una pon-deración mínima para aquellos cursos fluviales inferiores a dos metros, un valor medio para los tramos de dos a diez metros de anchura y un valor máximo para aquellos tramos superiores a los diez metros de anchura, aplicados para los puntos de contacto con las especies.

El “número de rápidos por km” se evaluó registrando el número de discontinuidades en el discurrir del agua en tramos fluviales de 1 km de longitud, mediante una escala de ponderación que tenía un valor mínimo para un número de rápidos inferior a diez, uno intermedio de diez a veinte rápidos, y un valor máximo para más de veinte rápidos. Preferimos utilizar esta variable antes que la superficie de rápidos (en unidades de superficie por unidad de longitud), dado el grado de complejidad y temporalidad que a nuestro juicio plantea esta última.

La “pendiente”, medida en metros por km, es el desnivel entre dos puntos situados a 500 m aguas arriba y aguas abajo del punto de registro de las especies. Fue calculada cartográficamente.

La variable “orla riparia” fue medida mediante una evaluación subjetiva de la calidad y represen-tación del soto fluvial (extensión, complejidad, es-tructura, naturalidad, etc...). Se utilizó una escala con un valor mínimo de 0 y un máximo de 3.

Los “índices bióticos de calidad (BMWP)” se obtuvieron mediante consulta en la biblio-grafía (Alba-Tecedor & Sánchez-Ortega, 1988;

Gobierno Vasco, 1988; Gobierno Vasco, 1999), y se empleó la misma escala de categorías de I a VI, de mayor a menor calidad, respectivamente, según dicho índice.

Se calcularon los estadísticos descriptivos básicos (media y desviación típica) de cada una de las variables. Para comprobar la normalidad de éstas, se realizó el test de Kolmogorov-Smir-nov (Sokal & Rohlf, 1981) con corrección de la significación de Lilliefors (Ferrán, 1996). El análisis de los datos se realizó mediante la prue-ba U de Mann-Whitney, comparando el estadís-tico U con los valores críticos tabulados (Fowler & Cohen, 1999).

El material de campo empleado fueron botas de pescador, calzado de montaña, prismáticos, cuaderno de campo, cartografía militar y mapa del Parque Natural de Gorbea 1:25.000, pHme-tro de bolsillo Milwaukee 600 de resolución y precisión 0,1 pH, y GPS.

Resultados

En cuanto a la lavandera cascadeña, se en-contraron 31 parejas seguras, 14 probables y 10 posibles. El tamaño de la población debe situar-se en el entorno de las 50-60 parejas nidificantes en la cuenca del Bayas. Para el cálculo de abun-dancias, empleando el número de km de curso fluvial aptos para la especie (cercano a los 80 km) y el número máximo estimado de parejas, se obtendrían valores de 0,75 parejas/km de río (1 pareja/1,33 km). Si se tuvieran en cuenta sólo las parejas seguras y probables, se obtendrían abundancias promedio de 0,6875 parejas/km o, lo que es lo mismo, 1 pareja/1,45 km.

Tras el análisis estadístico mediante el test de la U de Mann-Whitney, el único parámetro que mostró diferencias altamente significativas fue la orla riparia (p<0,001). También se detec-taron diferencias significativas para la anchura (p=0,011) y la pendiente (p=0,025; tabla 1).

En relación con el mirlo acuático, estimamos un número de parejas entre 7 y 9 en el área de

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Puntos al azarPuntos con presencia de

lavandera cascadeña

Media SD Media SD U de Mann-Whitney g. s.

Altitud (m) 556,21 69,27 592,689 92,7652 534,00 0,189

Anchura (m) * 2,72 0,59 2,31 0,76 453,00 0,011

Índice biótico (BMWP) 5,21 1,80 5,53 1,38 610,00 0,428

Número de rápidos/km 1,55 0,74 1,60 0,72 624,00 0,724

Orla riparia *** 2,97 0,91 1,84 0,85 261,00 0,0006

Pendiente (m/km) * 15,45 9,33 31,6531 31,3950 450,50 0,025

pH 7,70 0,51 7,5844 0,7061 481,50 0,056

Tabla 1. Variables consideradas para la caracterización del hábitat de la lavandera cascadeña Motacilla cinerea durante la época de nidificación (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).

[Variables used to describe Grey Wagtail Motacilla cinerea breeding habitat (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).]


lavandera cascadeña


Altitud (m) *** 556,21 69,27 672,00 42,5 73,50 0,0008

Anchura (m) *** 2,72 0,59 2,08 0,33 117,50 0,0004


Número de rápidos/km *** 1,55 0,74 2,77 0,44 44,00 0,0003

Orla riparia * 2,97 0,91 2,15 1,07 133,50 0,034

Pendiente (m/km) ** 15,45 9,33 35,5631 20,0874 67,00 0,001

pH ** 7,70 0,51 7,2385 0,3305 82,500 0,003

Tabla 2. Variables consideradas para la caracterización del hábitat del mirlo acuático Cinclus cinclus durante la época de nidificación (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).

[Variables used to describe Dipper Cinclus cinclus breeding habitat (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).]


martín pescador


Altitud (m) * 556,21 69,27 500,67 42,5 73,50 0,049

Anchura (m) 2,72 0,59 2,89 0,33 117,50 0,492


Número de rápidos/km 1,55 0,74 1,44 0,53 126,50 0,876

Orla riparia * 2,97 0,91 2,11 1,05 71,00 0,033

Pendiente (m/km) 15,45 9,33 20,1367 15,2627 106,00 0,400

pH 7,70 0,51 7,8444 0,3678 94,00 0,205

Tabla 3. Variables consideradas para la caracterización del hábitat del martín pescador Alcedo atthis durante la época de nidifica-ción (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).

[Variables used to describe Kingfi sher Alcedo atthis breeding habitat (* p<0,05; ** p<0,01; *** p<0,001).]

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estudio. Señalamos 6 parejas seguras, 1 probable y 2 más posibles. Estos datos darían un rango de abundancia de 4,15–5,6 parejas/10 km. La especie ocupa principalmente los tramos de cabecera.

En cuanto a las variables descriptoras de la presencia del mirlo acuático (tabla 2), diremos que ocupó tramos de altitud media de 672 m (SD=46,48), anchura del cauce superior a 2 m seleccionando preferentemente los de 2 a 15 m, pendientes medias de 35,56 m/km (SD=20,0874), pH=7,23 (SD=0,3305), así como cauces con una orla riparia buena o excelente. Se observó una significación estadística muy alta (p<0,001) para las variables altitud, número de rápidos por km y anchura del río. La pendiente y el pH fueron con-sideradas como altamente significativas (p<0,01), mientras que la variable orla riparia resultó esta-dísticamente significativa (p<0,05).

Por último, para el martín pescador común apuntamos un total de 4-7 parejas nidificantes, desglosables en 4 seguras, 1 probable y 2 posi-bles, ocupando los tramos medio y bajo del río Bayas.

Si tuviéramos que caracterizar su hábitat (tabla 3), nos quedaríamos con que evita las zo-nas de mayor cota altitudinal del Bayas y usa tramos anchos (no utiliza aquellos de anchuras inferiores a los 2 m), así como los tramos con pH moderadamente básico (promedio global de pH=7,78). La orla riparia (p=0,001) y la altitud (p=0,040) fueron las variables más significativas a la hora de explicar la selección de hábitat.

Discusión

La lavandera cascadeña es la especie más distribuida y la que mayor variedad de biotopos puede ocupar, porque se la ha podido encontrar incluso fuera de los ríos y arroyos, aunque siem-pre ligada a sus inmediaciones. Este comporta-miento más generalista dificulta la descripción de patrones claros. No obstante, parece elegir, en el ámbito de estudio del Bayas, aquellos tramos con menor cobertura de sotos. Estos resultados concordarían con la presencia relativamente más

frecuente de la especie en los cauces de orden pri-mario (arroyos de cabecera, tramos marginales de afluentes), que presentan generalmente menor desarrollo y calidad de los bosques de ribera.

Aparece con mayor frecuencia en aquellos tramos de ríos de anchura intermedia y pendiente moderada, con predilección por tramos de aguas someras y más tranquilas entre zonas de rápidos, definidos por una cierta heterogeneidad fisiográ-fica. En los casos de ríos amplios y anchos, o de sectores montanos, la existencia de microzonas de aguas someras entre zonas de curso más rápi-do, con afloramientos de piedras, se ha revelado como una característica relevante para explicar la distribución de esta especie (Román et al., 1996; Purroy, 1997; Tellería et al., 1999).

Las parejas nidificantes de mirlo acuático quedan acantonadas entre el valle de Cuartango y la cabecera del Bayas, incrementándose su pre-sencia y densidad gradualmente hacia el norte. La presencia de individuos en otros puntos de la cuenca puede obedecer a dispersiones fuera de la época de cría, tras la cual los límites territoriales de las parejas se flexibilizan. Así, los adultos pue-den aparecer ocupando tramos menos aptos o fue-ra de sus lugares habituales, explotando recursos estacionales. Ahora bien, aunque efectivamente el mirlo acuático presenta movimientos locales, éstos suelen ser breves y limitados (Masa 1991; Román et al., 1996; Purroy, 1998).

La abundancia obtenida en el area de estudio sería ligeramente superior a la estimada para la Sierra de Madrid (3,9 parejas/10 km; SCV, 2000) y similar a la obtenida para la provincia de Sala-manca (5,42 parejas/10 km; Peris et al., 1991) y para Galicia (4,5-6 parejas/10 km; Santamarina, 1991). Purroy (1997) cita valores extremos de 3-10 parejas/10 km para la región gallega. En la zona óptima del Bayas, de unos 6 km de longitud, la abundancia del mirlo de agua alcanzaría 8 pare-jas/10 km, pero se reduce considerablemente en sectores menos adecuados (p. ej. en el río Ugal-des, donde en una extensión de más de 2 km sólo se pudo registrar una pareja).

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En tramos con densidades bajas y cobertura de vegetación en orillas, es posible que algún territorio haya pasado desapercibido durante las prospecciones de campo No obstante, el método de muestreo parece el más apropiado para censar poblaciones de esta especie (Roman et al., 1996; SCV, 2000).

La altitud y el número de rápidos/km son las variables más influyentes sobre la presencia del mirlo acuático. Éste ocupa los tramos de cota ele-vada, más accidentados y los que presentan mayor número de rápidos. La mayor parte de los regis-tros se ha obtenido en tramos de río de anchura moderada-baja (de 2 a 15 m), en zonas de cabece-ra con escasa o baja representación de orla riparia (en forma de saucedas arbustivas y/o principios de alisedas-fresnedas). Las mayores pendientes (150 m/km) se localizan también en cabeceras. En los tramos medio y bajo la pendiente disminuye, con mínimas de 4,2 m/km en el tramo final y ausen-cia de mirlo acuático. Los rasgos fisiográficos del territorio y la calidad físico-química de las aguas (Rodríguez & Wright, 1988; Bogardi et al., 1991; Carbonell-Martín, 1996) son determinantes para la presencia de ésta especie (Noval, 1967; Elóse-gui, 1985; Monig, 1985; Galarza, 1989; Grandío & Belzunce, 1989; Gainzarain, 1990; Peris et al., 1991; Tucker & Health, 1994; Santamarina, 1995; Galarza, 1996, Román et al., 1996; Tellería et al., 1996; Purroy, 1997; Tucker & Evans, 1997; Te-llería et al., 1999).

La pendiente y la altitud son dos de los facto-res que guardan relación directa con la presencia y abundancia de mirlo acuático en numerosos ríos europeos estudiados (Peris et al., 1991; SCV, 2000), ya que condicionan a su vez la disponibi-lidad de cazaderos y recursos tróficos (plecópte-ros) en zonas profundas y turbulentas. Los valores elevados del índice BMWP se vinculan con una oferta trófica óptima en forma de riqueza de ma-croinvertebrados bénticos, alimento primordial de pollos y adultos, aunque es cierto que en oca-siones se ha descrito que la mayor abundancia de macroinvertebrados-presa se produce en tramos fluviales con menor pendiente (2,5-20 m/km en el Reino Unido, Peris et al., 1991).

En relación al pH, comprobamos que el mirlo acuático aparece en aguas ligeramente básicas y, en el contexto del Bayas, las aguas tienen un pH medio moderadamente básico. Peris et al. (1991) señalan que los factores abióticos que limitan la distribución y abundancia del mirlo acuático serían la pendiente y la acidez del agua. En con-junto, las variables altitud, número de rápidos, pendiente y pH son las que definirían el carácter bioindicador de esta especie en el Bayas.

Llama la atención el escaso número de pare-jas nidificantes de martín pescador común dadas las características y longitud del Bayas, con alta potencialidad piscícola y buena calidad de aguas. Por un lado, este hecho pudiera estar relacionado con la escasez de biotopos idóneos (taludes areno-sos) para la nidificación, o con una fase de regre-sión demográfica achacable a inviernos duros o malas temporadas de cría (Martín & Pérez, 1990). También se apunta la tendencia generalizada de descenso poblacional señalada ya por algunos au-

Figura 1. Pequeño cauce de montaña (foto: Nerea Ruiz de Azua).

[Mountain river stream.]

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tores para esta especie (Tucker & Health, 1994; Tucker & Evans, 1997; Purroy, 1997).

Parece existir un patrón de segregación altitu-dinal entre el martín pescador y el mirlo acuático, evitando el primero las zonas altas de la cabecera del Bayas. Los tramos bajos, de menor altitud, aguas tranquilas, escasa pendiente y con mayor biomasa de peces, se adaptan al hábitat óptimo para el martín pescador común (Álvarez et al., 1985; Tellería et al., 1996; Purroy, 1997; Bea et al., 1998). Resulta notable ese grado de exclusión si tenemos en cuenta que no existe competencia trófica entre ambas especies; mientras el martín es piscívoro, el mirlo es básicamente insectívoro. Los rasgos definitorios de esta segregación es-pacial se encontrarían en la selección de la fisio-grafía del territorio de cada especie, distinta en cuanto a altitud, pendiente y turbulencia.

Fuera de la época de cría sí parece registrar-se un aumento poblacional del martín pescador común debido a la instalación de efectivos inver-nantes y a los nomadeos dispersivos de indivi-duos inmaduros. También aumenta el grado de simpatría entre ambas especies.

Aunque careciendo de significación estadís-tica, puede observarse que el martín pescador común utiliza áreas con un menor número de rápidos que la media obtenida para el conjunto del Bayas y elige tramos de anchura algo supe-riores a la media. El pH de aguas que utiliza son los correspondientes a la zona neutra o de pH más básico del Bayas (la zona de tramos medio y bajo del río).

Agradecimientos

Para la realización de este trabajo se contó con una beca del Instituto Alavés de la Natura-leza. Diana Paniagua, José Antonio Gainzarain, Andrés Illana y Jose María Fernández presta-ron su colaboración a la hora de la realización y preparación de este trabajo. Alberto Hernando y Félix Martínez de Lecea también aportaron sus experiencias con estas especies.

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