BAHE nº 23 · volumen 1 [2012] by Marcos Pérez de Tudela Gely

SUMARIO nº 23(1) - 2012 Editorial ................................................................ Historia Natural Ecological aspects of Kentropyx calcarata (Squamata: Teiidae) in a mangrove area in northeastern Brazil. Igor Joventino, Lucas Brito & Thieres Pinto ..................................................... Comportamiento carroñero en Malpolon monspessulanus. Francisco Ventura ............................... Dieta herpetófaga en una garcilla bueyera (Bubulcus ibis). Iñigo Sánchez-García .............. Podarcis liolepis con trazas de ocelos axilares azules. Oscar J. Arribas .................................... Un caso de xantismo en larvas de Pelobates cultripes en la Península Ibérica. Roberto GarcíaRoa & Paula Sainz ............................................ Descubrimiento de dos casos de momificación natural en la rana arborícola de Tabasco, SE México. Javier Hernández-Guzmán & Rosa Isela Ahumada-Hernández ................................ Diseño singular con líneas dorsolaterales claras y actividad arborícola en Iberolacerta monticola de la Sierra del Sueve (Asturias). Oscar J. Arribas ............................................................... Depredación de Tarentola mauritanica por Mantis religiosa en el sur de la Península Ibérica. Micah N. Scholer & Alejandro Onrubia.............. Comportamiento alimentario inusual en Gallotia atlantica. Albert Martínez-Silvestre, José A. Mateo, Medwyn Jones, Sergio Gallego & Joaquím Soler ................................................... Lucilia bufonivora, díptero parásito de anuros, en la Selva de Irati (Navarra). Ainhoa Díez de Salazar, Alberto Gosá, Xabier Rubio & Beatriz Díaz ................................................................... Posible capacidad trepadora de Mauremys leprosa. Juan Domínguez & Alfonso Villarán ............ Nuevas aportaciones a la ecología trófica de Caretta caretta. José Carlos Báez, Salvador García-Barcelona, José Luis Rueda & David Macías ............................................................... Selección de la morfología del suelo de Chioglossa lusitanica y Salamandra salamandra en Galicia. Pedro Galán .............................. Dos casos de melanismo en Lissotriton boscai en Zamora. Abel Bermejo & Rosa Otero................ Anfibios y reptiles como potenciales agentes de dispersión de moluscos en el norte ibérico. Aitor Laza-Martínez, Iñaki Sanz-Azkue & Alberto Gosá...................................................... Un nuevo caso de melanismo en Vipera latastei. Fernando Martínez-Freiría, Xosé Pardavila & Adrián Lamosa .................................................. Un caso de polidactilia en Lacerta schreiberi en el Sistema Central. Rodrigo Megía .......................

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An unusual case of scavenging behavior in Rhinella schneideri in the upper Paraná River basin, Brazil. Fabrício H. Oda & Guilherme O. Landgraf............. Primera cita de depredación de Coronella austriaca sobre Vipera seoanei. Xosé Pardavila, Adrián Lamosa & Fernando Martínez-Freiría.... Aproximación al conocimiento de la fauna de parásitos intestinales de Gallotia bravoana. Vicente Roca..... Distribución Nuevas localidades para Coronella austriaca en la provincia de Palencia. Luis C. Herrero & Jesús Caro .................................................... Datos sobre una nueva localidad de Pelobates cultripes en la provincia de Pontevedra (Galicia). Rafael Salvadores & Fina Rodríguez ................ Actualización de la distribución de Podarcis muralis en el Penyagolosa (País Valenciano). Guillem Pérez i de Lanuza, Sergio Luna & Josep Lozano .................................................... Descubierta una posible población relicta de Emys orbicularis en el Parque Natural de Gorbea, Álava. Xabi Buenetxea & Leire Paz .................. Distribución de Iberolacerta monticola en la provincia de A Coruña (Galicia, Noroeste de España). Supervivencia de un relicto climático. Pedro Galán ................................................................. Presencia de Emys orbicularis en el Monumento Natural de las Médulas, León. David Miguélez, Rocío Gallego & Rosalía Fernández.................

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Conservación Expansión de la población introducida de Triturus marmoratus en la provincia de Lleida. Ramón 92 Ruíz-Jarillo, Dani Villero & Albert Montori ........ Estatus de Coronella austriaca en Sierra Nevada (SE Península Ibérica). Jesús Caro, Juan R. Fernández-Cardenete, Gregorio Moreno94 Rueda & Juan M. Pleguezuelos ........................ Medidas para minimizar los efectos de una actuación agresiva sobre una comunidad de galápagos: un caso práctico. Gonzalo Alarcos, Fabio Flechoso, Miguel Lizana & Ricardo Álvarez...... 103 Observaciones de interacciones entre Trachemys scripta elegans y Mauremys leprosa en el pantano del Foix (Barcelona). Albert Martínez Silvestre, Carl Flecha & Joaquim Soler Massana ................ 106 Situación de Trachemys scripta elegans en Menorca. Jonathan J. González........................................ 109 Declive de una población de Bufo calamita por invasión de la planta Azolla filiculoides. Pedro Galán ............. 113 Normas de Publicación ..................Interior contraportada

Foto portada: Testudo hermanni. Paratge Natural de l'Albera, Girona. X. Capalleres. Foto contraportada: Cerastes cerastes. Guelb el Gheicha, N. Choum, Mauritania. F. Martínez-Freiría

DE la asoCiaCióN HErPEtológiCa EsPañola

EDITORIAL Boletín nº 23(1). Año 2012. Editores: Alex Richter, Xavier Santos y Andrés Egea Departament de Biologia Animal, Universitat de Barcelona, Av. Diagonal 645, E-08028 Barcelona Diseño y maquetación: Marcos Pérez de Tudela Url: www.marcos-pdt.com Impresión: igrafic Url: www.igrafic.com

Junta Directiva Presidente Juan Manuel Pleguezuelos Vicepresidente Jaime Bosch Pérez Secretario General Miguel Ángel Carretero Fernández Vicesecretario General José Antonio Mateo Miras Tesorero Enrique Ayllón López Vocales César Ayres Fernández (Conservación) Victor Javier Colino Rabanal (Biblioteca) Francisco Javier Diego Rasilla (Página web y promoción)

Marc Franch Quintana Gustavo A. Llorente Cabrera (Atlas) Adolfo Marco Llorente (Tortugas marinas) Albert Montori Faura (Atlas) Revista Española de Herpetología (Editores) Manuel Eloy Ortiz Santaliestra Ana Perera Leg Boletín de la AHE (Editores) Alex Richter Boix Xavier Santos Santiró Andrés Egea Serrano Depósito Legal: M-43.408-2001 ISSN: 1130-6939

La publicación de un artículo científico sometido a revisión es un largo proceso que implica una cadena compuesta por diversos eslabones. Estos eslabones están representados por autores y editores de las diferentes publicaciones, siendo éstos últimos responsables de la gestión y aceptación de los artículos enviados. Un tercer eslabón está constituido por los revisores. La revisión de un artículo científico es el proceso clave que permite la discusión crítica de hipótesis, protocolos empleados, análisis, resultados obtenidos y conclusiones generadas, lo que incrementará la calidad final del artículo publicado en relación a la versión original. La adecuada revisión de un texto científico es una tarea que exige una cuidadosa atención, tanto a aspectos científicos como a cuestiones más formales relacionadas con la gramática y el léxico. Por ello, representa un importante esfuerzo para el revisor y puede conllevar una significativa inversión de tiempo. Dada la alta competitividad que se exige hoy en día en las carreras investigadoras y docentes, no es sencillo que un investigador, por muy buena voluntad que tenga, encuentre el tiempo para centrarse en la revisión de un texto, considerando, además, que las revisiones se realizan de manera totalmente altruista, ya que ni están remuneradas de ninguna manera ni incrementan la calidad del curriculum vitae del revisor. Los motivos anteriormente expuestos explican las dificultades que un autor puede encontrar para conseguir que su artículo sea revisado, un hecho que por ejemplo ha sido constatado por los editores del Boletín de la Asociación Herpetológica Española (BAHE) cuando, actuando como autores, hemos enviado nuestros trabajos a alguna revista. Actuar como evaluador es importante por el beneficio recíproco que supone evaluar y ser evaluado para la calidad final de los artículos publicados. Es por ello que la labor de los revisores debería estar justamente reconocida al menos por los comités encargados de evaluar la actividad profesional de un científico. En el caso del BAHE, una revista con revisión externa de los manuscritos, el equipo de editores desea dejar patente la facilidad y rapidez que siempre hemos tenido para conseguir revisores para los manuscritos recibidos. Por ello expresamos nuestro más sincero agradecimiento por la buena disposición de los revisores y por su destacable labor, en parte responsable de la calidad de los artículos publicados en el BAHE. Gracias a todos y cada uno de los revisores que han actuado en la revisión de los 650 artículos recibidos hasta ahora en el BAHE.

Historia Natural Ecological aspects of Kentropyx calcarata (Squamata: Teiidae) in a mangrove area in northeastern Brazil Igor Joventino Roberto1,*, Lucas Brito2 & Thieres Pinto3 Programa de Pós-Graduação em Bioprospecção Molecular. Departamento de Ciências Físicas e Biológicas, Laboratório de Zoologia. Universidade Regional do Cariri (URCA). Rua Cel. Antônio Luiz Pimenta, 1161. 63105-000 Crato. Brazil. 2 Programa de Pós-Graduação em Ecologia e Recursos Naturais. Departamento de Biologia. Universidade Federal do Ceará – UFC. Av. Humberto Monte, 2977. 60455-760 Fortaleza. Brazil. 3 Sertões Consultoria Ambiental e Assessoria. Rua Bill Cartaxo, 135. Sapiranga. 60833-185 Fortaleza. Brazil. * Correspondence: Rua Coronel Jucá, 1100. Apt. 102. Meireles, CEP 60170-320, Fortaleza, Ceará, Brazil. C.e.: igorjoventino@yahoo.com.br. 1

Fecha de aceptación: 13 de octubre de 2011. Key words: ecology, genus Kentropyx, mangrove forests, Teiidae.

RESUMEN: Kentropyx calcarata se distribuye al este de los Andes desde el este de Venezuela y Guayanas hasta el centro-sur de Brasil, encontrándose en la selva amazónica, el bosque lluvioso atlántico y las regiones del Cerrado y la Caatinga. En este estudio se aportan datos sobre una población de K. calcarata en el estado de Piauí, nordeste de Brasil, en un ecosistema de manglares. La especie sólo fue hallada dentro del bosque de mangle y en la orilla del río. El 83% de los animales se encontró en el barro o en las raíces aéreas de Rhizophora mangle. Se observaron diversas conductas defensivas como correr sobre el agua, nadar y zambullirse. Con la marea baja, K. calcarata forrajeaba dentro de los agujeros de cangrejos en el barro. Dentro de un estómago diseccionado se hallaron pinzas de cangrejo (familia Grapsidae). Este es el primer registro de K. calcarata en un área de manglar y, por primera vez, se documenta el consumo de cangrejos para el género. Esta población parece haber desarrollado estrategias específicas para vivir en zonas de manglares, tales como su comportamiento defensivo y de alimentación. La dependencia de esta especie de las zonas boscosas de mangle conservadas alerta de la urgencia de desarrollar estrategias de conservación que puedan aliarse con la protección del medio ambiente y la prosperidad social de la comunidad local.

The South American lizards of the genus Kentropyx are the only teiids possessing phylloid keeled ventral scutes. Three species groups are recognised: striata group (Kentropyx striata), paulensis group (Kentropyx paulensis, Kentropyx viridistriga, Kentropyx vanzoi, Kentropyx sp.) and calcarata group (Kentropyx calcarata, Kentropyx pelviceps, Kentropyx altamazonica) (Gallagher et al., 1986; Werneck et al., 2009). K. calcarata is the most widespread species of the genus, occurring in eastern Amazonia (in eastern Venezuela, Guyana, French

Guiana, Suriname, and Bolivia), and in parts of the Atlantic Forest, and some forested environments within the Cerrado and Caatinga regions, in Brazil (Avila-Pires, 1995; Borges-Nojosa & Caramaschi, 2003; Sousa & Freire, 2008; Nogueira et al., 2009).

This terrestrial, heliothermic, wide-foraging species inhabits forested areas and forest edges, usually in riparian habitats (Vitt, 1991; Avila-Pires, 1995; Vitt et al., 1997, 2000). No ecological studies on the populations from northeastern Brazil have been published and existing information is restricted to dis-

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tributional records and analyses of individuals in a taxonomic or biogeographical context (Gallaguer et al., 1986; Borges-Nojosa & Caramaschi, 2003; Sousa & Freire, 2008; Nogueira et al., 2009).

Herein we provide ecological data regarding a population of K. calcarata inhabiting the mangroves of Parnaiba River Delta in the State of Piauí, northeastern Brazil. Observations on the ecology of K. calcarata were made at the Delta do Parnaiba Environmental Protection Area (DPEPA), state of Piauí, northeastern Brazil (2º47’24.20”S / 41º50’40.91”W). The DPEPA covers 3138 km2, comprising the entire littoral of Piauí state, and part of the littoral of Maranhão and Ceará States (Loebmann et al., 2010). Climate in the area is tropical wet and dry (savanna) (Aw) with a pronounced dry season winter according to Köppen´s classification (Peel et al., 2007). Temperatures are warm over the year, varying from 22 to 33ºC, with two pronounced seasons: rainy season is from January to May and dry season from June to December (Loebmann et al., 2010). The area consists mostly of mangrove forests with Rhizophora mangle (Rhizophoraceae), Avicennia germinans (Avicenniaceae), Laguncularia racemosa (Combretaceae), coastal dunes, rocky shores, sandy beaches, and some rice crops in the interior of the mangrove areas. Tidal variation in the area is classified as mesotidal (Davies, 1964), with a maximum range of 3.3 m (Loebmann et al., 2010). To search for the lizards we used visual active search by terrestrial transects and boat surveys along the margins of the mangrove forest. Visual observations were made exclusively in the mangrove forests and in the rice crop fields. Visual search was performed by the same two researchers (IJR and TP), in two periods of the day: 8:00 – 12:00 h and 14:00 – 17:00 h. Field work

occurred in September and December 2007 and February and April 2008, totalizing 16 days of observations, and 224 hour-man sampling effort. When a lizard was seen data was taken on its habitat, microhabitat and defensive strategy when capture was attempted. One voucher specimen was sacrificed with a Tiopental injection, fixed in 10% formalin and preserved in 70% alcohol. The specimen was deposited in the Coleção Herpetológica da Universidade Federal do Ceará (CHUFC L4236). At the laboratory, its stomach was removed, dissected and its contents analyzed on a Petri-dish under a stereomicroscope. All required legal permits were obtained prior to fieldwork. K. calcarata apparently is not very common in the area; only 30 individuals were seen during fieldwork. The species was only observed in mangrove forest areas and in the margin of the river (exposed to sunlight). In the rice crop fields the species did not occur. Microhabitats used varied between mud, roots of mangroves (heights 0-2 m), crab holes on the ground, vegetation on the ground, and fallen tree trunks. The 83% of lizards were seen either in the mud or on mangrove roots of R. mangle (Figure 1). Individuals were very agile in climbing the R. mangle roots foraging for food (Figure 2). Some lizards crossed small puddles of water by running. During low tide, individuals foraged inside crab holes in the mud. As the tide raised, individuals stopped foraging and began to seek refuge in the canopy. K. calcarata displayed a wide variety of defensive strategies. The first line of defense was to flee and seek refuge by climbing on to R. mangle roots upon the first sight of predator. After being chased by the researchers, one lizard climbed a tree at a height of 3 m. As we tried to reach it, the lizard jumped into the water and swam with its body partially sub-

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5 Figure 1. Microhabitats used by K. calcarata in the mangrove ecosystem. Figura 1. Microhabitas usados por K. calcarata en el ecosistema de manglar.

Microhabitats used N = 30 50% 33% 17% 7%

Mud

Roots of Rhizophora

Ground vegetation

3% Holes on the ground

mersed, making an ondulatory movement using body and tail. We continued to pursue the lizard trying to catch it in the water, after which the lizard dove and spent almost 60 s under the water surface, appearing in another R. mangle root, from where it escaped. One adult male (SVL 89 mm, TL 160 mm) was collected and its stomach content analyzed. We found only claws and legs of a crab of the Grapsidae family. The voucher was deposited at the Coleção Carcinológica do Laboratório de Invertebrados Marinhos da UFC (n° 329; Figure 2). Although K. calcarata is found in several habitats throughout its range, until now the species was never mentioned occupying mangrove ecosystems (Avila-Pires, 1995; Nogueira, 2006; Sousa & Freire, 2008). The canopy formed by the preserved mangrove forest creates a shadow environment, providing an adequate habitat for K. calcarata. The species was found mostly in these mangrove forests and in the edge of river banks. In the rice crops inside the mangroves, where the forest was cut down, the species was not found, suggesting its dependence of forested environments and its relative low tolerance to open areas (Martins, 1991; Vitt, 1991; Avila-Pires, 1995; Vitt et al., 1999).

Fallen tree sterm

In the mangroves, K. calcarata used a wide range of microhabitats as observed in other ecological studies for the species (Vitt, 1991; Vitt et al., 1997, 2000). The ability to climb mangrove trees, swim and run across small puddles (see Luke, 1986) make this species very adapted to this particular environment. Tidal variation throughout the day makes foraging microhabitats available only for some periods and forces individuals to seek refuge in the arboreal substrate. Such arboreal habit, especially in flooded areas, has been reported for K. striata in the Amazon Rain Forest (Vitt & Carvalho, 1992). The rectangular fringed toes of K. calcarata are cited as an adaptation to locomotion across water and to explore the arboreal substrate (Luke, 1986), which seems compatible with the ecology of the populations of K. calcarata in the mangrove habitat, and has been documented in K. altamazonica and K. striata (Vitt & Carvalho, 1992; Vitt et al., 2001). Unfortunately we were not able to collect enough specimens to compare and verify if there are morphological adaptations in the mangrove populations of K. calcarata, such as more developed toe fringed when compared to other populations of forested areas.

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Photos Igor Joventino Roberto

Figure 1. Adult male of K. calcarata (a); mangrove ecosystem, showing aerial roots of R. mangle (b); K. calcarata foraging on R. mangle root (c); crab of the Grapsidae family, found inside the stomach of K. calcarata (d). Figura 1. Adulto de K. calcarata (a); ecosistema de manglar, mostrando las raíces aéreas de R. mangle (b); K. calcarata buscando alimento sobre una raíz de R. mangle (c); cangrejo de la familia Grapsidae, hallado en el estómago de K. calcarata (d).

K. calcarata shows impressive swimming capacity, diving and under-water resistance to escape from predation. Those behaviors have been documented in other lizards, especially in the semi-aquatic species Crocodilurus amazonicus, Uranoscodon superciliaries, Dracaena guianensis (Howland et al., 1990; Martins, 2005; Mesquita et al., 2006) and in the genus Kentropyx (Vitt, 1991; Vitt et al., 2001). Swimming and diving performances are effective means of escaping from predators or foraging for food (Pianka & Vitt, 2003). In the case of K. calcarata we did not see

any foraging behavior on water and it seems like this behavior is only used for defensive and locomotive purposes. The ability to spend time under water for long periods has been reported in the families Agamidae, Diplodactylidae, Iguanidae, Lanthanotidae, Scincidae, Varanidae (Hare & Miller, 2009), Gymnophthalmidae and Teiidae (Pianka & Vitt, 2003), appearing independently in several lineages of lizards (Hare & Miller, 2009), with the utilization of freshwater habitats and resources evolving numerous times within lizards (Bauer & Jackman, 2008).

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The diet reported for K. calcarata in other ecological studies demonstrates the preference for arthropods, especially Orthoptera and Arachinidae (Martins, 1991; Vitt, 1991; Vitt et al., 1997; Teixeira, 2001). Crab predation in this individual of K. calcarata arises different questions: are crabs the major source of food for this population? Was this predation an isolated event? In the stomach content of this particular individual we were only able to find crab parts of one species of the Grapsidae family. Since only one individual had its stomach analyzed we cannot conclude if this was an isolated case or if it is common in this particular population. However, the foraging behavior observed, such as the exploration of crab holes in the mud may indicate a specialized behavior appropriate for crab predation on mangroves. To our knowledge crab predation among the genus Kentropyx has never been reported. This particular prey is more common in semi-aquatic lizards such as C. amazonicus and D. guianensis (Martins, 2005; Mesquita et al., 2006), and in the Varanidae family which has species well adapted to feeding on crabs, such as Varanus mertensis and Varanus dumerilii (Losos & Greene, 1988; Mayes et al., 2005; Cota et al., 2008). As a forest adapted species, K. calcarata was only seen in areas with mangrove forests.

No individuals were found in degraded areas or deforested mangroves with higher sun incidence. The deforestation of the mangroves for coal production and rice crops in this region is intense and common, despite the fact that it is within a protected area (DPEPA). The lack of law enforcement and sustainable economic activities in the region make it difficult to preserve this ecosystem that is home to several endangered species such as the Caatinga Howler monkey (Alouatta ululata) and the manatee (Trichechus manatus manatus). In conclusion this paper presents the discovery of a new population of K. calcarata in the mangroves of northeastern Brazil, with behavioral data showing ecological adaptations to this particular environment. Future research is needed to confirm the preliminary results obtained in this study. ACKNOWLEDGEMENTS: P.A.G. Sousa reviewed the manuscript, F. Bezerra identified the crab´s family of diet content, G.A.C. Portilla translated the Spanish Abstract. Finnanced by Fundação O Boticário de Proteção à Natureza, as part of the Project - História natural e percepção das comunidades locais acerca da conservação de Alouatta ululata, Nº 0773_20081. LBMB received grant from FUNCAP (Fundação Cearense de Apoio a Pesquisa).

REFERENCES Avila-Pires, T.C.S. 1995. Lizards of Brazilian Amazonia (Reptilia: Squamata). Zoologische Verhandeligen (Leiden), 299: 1-706. Bauer, A.M. & Jackman, T. 2008. Global diversity of lizards in freshwater (Reptilia: Lacertilia). Hydrobiologia, 595: 581-586. Borges-Nojosa, D.M. & Caramaschi, U. 2003. Composição e análise comparativa da diversidade das afinidades biogeográficas dos lagartos e anfisbenídeos (Squamata) dos brejos nordestinos. 463-512. In: Leal, I.R., Tabarelli, M. & Silva, J.M.C. (eds.), Ecologia e Conservação da Caatinga. Recife, UFPE. Brazil. Cota, M., Chan-Ard, T., Mekchai, S. & Laoteaw, S. 2008. Geographic distribution, instinctive feeding behavior and

report of nocturnal activity of Varanus dumerilii in Thailand. Biowak, 2: 152-158. Davies, J.L. 1964. A morphogenic approach to world’s shorelines. Zeitschrift fur Geomorphologie, 8: 127-142. Gallagher, D.S., Dixon, J.R. & Schmidly, D.J. 1986. Geographic variation in the Kentropyx calcarata species group (Sauria: Teiidae): a possible example of morphological character displacement. Journal of Herpetology, 20: 179-189. Hare, K.M. & Miller, K.A. 2009. What dives beneath: diving as a measure of performance in lizards. Herpetologica, 65: 227-236. Howland, J.M., Vitt, L.J. & Lopez, P.T. 1990. Life on the edge: the ecology and life history of the tropidurine igua-

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nid lizard Uranoscodon superciliosum. Canadian Journal of Zoology, 68: 1366-1373. Loebmann, D., Mai, A.C.G. & Lee, T. 2010. The invasion of five alien species in the Delta do Parnaíba Environmental Protection Area, Northeastern Brazil. International Journal of Tropical Biology and Conservation, 58: 909-923. Losos, J.B. & Greene, H.W. 1988. Ecological and evolutionary implications of diet in monitor lizards. Biological Journal of the Linnean Society, 35: 379-407. Luke, C. 1986. Convergent evolution of lizard toe fringes. Biological Journal of Linnean Society, 27: 1-16. Martins, M. 1991. The lizards of Balbina, Central Amazonia, Brazil: a qualitative analysis of resource utilization. Studies on Neotropical Fauna and Environment, 26: 179-190. Martins, M. 2005. Life in the water: ecology of the jacarerana lizard, Crocodilurus amazonicus. Herpetological Journal, 16: 171-177. Mayes,P.J., Thompson, G.G. & Withers, P.C. 2005. Diet and foraging behavior of the semi-aquatic Varanus mertensi (Reptilia: Varanidae). Wildlife Research, 32: 67-74. Mesquita, D.O., Colli, G.R., Costa, G.C., França, F.G.R., Garda, A. & Peres Jr, A.K. 2006. At the water´s edge: ecology of semiaquatic Teiids in Brazilian Amazon. Journal of Herpetology, 40: 221-29. Nogueira. C. 2006. Diversidade e Padrões de Distribuição da fauna de lagartos do Cerrado. Unpublished Ph.D. Thesis. Universidade de São Paulo. Brazil. Nogueira, C., Colli, G.R. & Martins, M. 2009. Local richness and distribution of the lizard fauna in natural habitat mosaics of the Brazilian Cerrado. Austral Ecology, 34: 83-96. Peel, M.C., Finlayson, B.L. & McMachon, T.A. 2007. Updated world map of the Köppen-Geiger climate classification. Hydrology and Earth System Sciences Discussions, 4: 439-473.

Pianka, E.R. & Vitt, L.J. 2003. Lizards: Windows to the Evolution of Diversity. University of California Press, Los Angeles, California, USA. Sousa, P.A.G. & Freire, E.M.X. 2008. Kentropyx calcarata: Geographic Distribution. Herpetological Review, 39: 238. Teixeira, R.L. 2001. Comunidade de lagartos da Restinga de Guriri, São Mateus - ES, sudeste do Brasil. Atlântica, 23: 77-84. Vitt, L.J. 1991. Ecology and life history of the wide-foraging lizard Kentropyx calcarata (Teiidae) in Amazonian Brazil. Canadian Journal of Zoology, 69: 791-799. Vitt, L.J. & Carvalho, C.M. 1992. Life in the trees: the ecology and life history of Kentropyx striatus (Teiidae) in the lavrado area of northern Brazil, with comments on the life histories of tropical teiid lizards. Canadian Journal of Zoology, 70: 1995-2006. Vitt, L.J., Zani, P.A. & Lima, C.M. 1997. Heliotherms in tropical rain forest: the ecology of Kentropyx calcarata (Teiidae) and Mabuya nigropunctata (Scincidae) in the Curuá-Una of Brazil. Journal of Tropical Ecology, 13: 199-220. Vitt, L.J., Zani, P.A. & Espósito, M.C. 1999. Historical ecology of Amazonian lizards: Implications for community ecology. Oikos, 87: 286–294. Vitt, L.J., Sartorius, S.S., Avila-Pires, T.C., Espósito, M.C. & Miles, D.B. 2000. Niche segregation among sympatric Amazonian teiid lizards. Oecologia, 122: 410–420. Vitt, L.J., Sartorius, S.S., Avila-Pires, T.C.S. & Espósito, M.C. 2001. Life at the river’s edge: ecology of Kentropyx altamazonica in Brazilian Amazonia. Canadian Journal of Zoology, 79: 1855–1865. Werneck, F.P., Giugliano, L.G., Collevatti, R.G. & Colli, G.R. 2009. Phylogeny, biogeography and evolution of clutch size in South American lizards of the genus Kentropyx (Squamata: Teiidae). Molecular Ecology, 18: 262-278.

Comportamiento carroñero en Malpolon monspessulanus Francisco Ventura Barrio Milagrosa, 13 bis. 50500 Tarazona. Zaragoza. C.e.: bichosventura@hotmail.com

Fecha de aceptación: 29 de noviembre de 2011. Key words: carrion, Montpellier snake, Spain.

La culebra bastarda (Malpolon monspessulanus) probablemente es uno de los colúbridos más abundantes en la Península Ibérica. Su gran tamaño provoca desenlaces fatales en los habituales encuentros con el hombre, ya que sigue sufriendo los temores atávicos y desinformación habitual en la relación de los ofidios con el ser humano. A pesar de esto parece estar aumentando su presencia en la comunidad de

colúbridos mediterráneos en la Península Ibérica por ser una especie altamente adaptable a los ambientes antrópicos (cultivos, construcciones, basureros, etc.) (Segura et al., 2007). Se beneficia de su dieta generalista, ya que el número de especies presa sobre las que depreda supera la treintena (Pleguezuelos, 2003). El 29 de mayo de 2011, durante un recorrido en coche por un camino rural que comu-

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nica las localidades de Tarazona (Zaragoza) y Monteagudo (Navarra), UTM 30-XM04, se observó un ejemplar de M. monspessulanus intentando devorar un ave (Figura 1) hasta que aquél decidió abandonar la presa, probablemente debido a la presencia del observador, y refugiarse en la vegetación próxima al camino. Se debe descartar que abandonara el ave por imposibilidad de devorarlo entero, ya que M. monspessulanus puede consumir presas de gran tamaño (Pleguezuelos, 2003). Una vez examinada la presa resultó ser un ejemplar joven de estornino (Sturnus unicolor). Posteriormente, se confirmó que el ave presentaba evidentes indicios de haber sufrido una colisión con un vehículo y mostraba signos de haber comenzando el proceso de descomposición. M. monspessulanus destaca por su adaptación a una gran diversidad de ambientes (Segura et al., 2007), y por su capacidad de aprovechar un amplio espectro de presas (Pleguezuelos, 2003), sin desdeñar la posibilidad de usar carroña como un recurso trófico. A Fotos F. Ventura

Figura 1. (arriba) Ejemplar de M. mosnpessulanus devorando un estornino previamente muerto por colisión con un coche. (derecha) Detalle del proceso.

pesar de ser una especie común en España, este comportamiento carroñero sólo había sido descrito con anterioridad por Valverde (1974) al observar un lagarto ocelado (Timon lepidus), previamente atropellado por un vehículo, devorado por un ejemplar de M. monspessulanus. Igualmente en la provincia de Jaén han sido observados ejemplares de M. monspessulanus consumiendo saurios (Podarcis hispanica y Psammodromus algirus) atropellados en carretera (E. García-Muñoz, comunicación personal). Aunque escasas, existen referencias bibliográficas sobre comportamiento carroñero en otras especies de nuestra herpetofauna, como es el caso de la culebra de collar (Natrix natrix; Poschadel & Kirschey, 2002; Luiselli et al., 2005), o de la culebra de herradura (Hemorrhois hippocrepis; Capula et al., 1997). Por tanto, es posible que este comportamiento sea más habitual de lo que parece en M. monspessulanus y otras especies de ofidios, aunque es probable que pase desapercibido en la mayoría de las ocasiones.

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REFERENCIAS Capula, M., Luiselli, L., Rugiero, F., Evangelisti, F., Anibaldi, C., & Jesús, V.T. 1997. Notes on the food habits of Coluber hippocrepis nigrescens from Pantellaria Island: a snake that feeds on both carrion and living prey. Herpetologial Journal, 7: 67-70. Luiselli, L., Filippi, E. & Capula, M. 2005. Geographic variation in diet composition of the grass snake (Natrix natrix) along the mainland and an island of Italy: The effects of habitat type and interference with potential competitors. Herpetological Journal, 15: 221-230. Pleguezuelos, J.M. 2003. Culebra bastarda - Malpolon monspessulanus. In: Carrascal, L.M. & Salvador, A. (eds.), Enciclopedia

Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 29 octubre 2011]. Poschadel, J. & Kirschey, T. 2002. Aasfressen bei der Ringelnatter (Natrix n. natrix). Zeitschrift fuer Feldherpetologie, 9: 223-226. Segura, C, Feriche, M., Pleguezuelos, J.M. & Santos, X. 2007. Specialist and generalist species in habitat use: implications for conservation assessment in snakes. Journal of Natural History, 41: 2765-2774. Valverde, J.A. 1974. Malpolon monspessulanus llevando Lacerta lepida aplastado por un coche. Doñana, Acta Vertebrata, 1: 56.

Dieta herpetófaga en una garcilla bueyera (Bubulcus ibis) Iñigo Sánchez-García Zoobotánico de Jerez. Cl. Madreselva, s/n. 11404 Jerez de la Frontera. Cádiz. C.e.: bioinigo@gmail.com

Fecha de aceptación: 13 de octubre de 2011. Key words: Cattle egret, Moorish gecko, Iberian wall lizard, diet.

La garcilla bueyera (Bubulcus ibis) experimentó durante el siglo XX una fuerte expansión geográfica, pasando de estar en el continente africano y sur de la Península Ibérica a ocupar Europa, Asia, América y Australia. En nuestro país, se ha extendido espectacularmente durante la segunda mitad del siglo XX, desde escasas poblaciones en el suroeste peninsular, hasta alcanzar el norte y este, llegando a convertirse en la garza más abundante de la Península Ibérica (Garrido, 2003). Menos vinculada a zonas húmedas que otras garzas, es una especie muy ligada a la actividad humana, especialmente a la agricultura y la ganadería y, cada vez más, frecuenta entornos urbanos, donde se ha adaptado a alimentarse en basureros de residuos sólidos, en los que consumen fundamentalmente residuos orgánicos (Siegfried, 1978). En hábitats naturales, este ave se alimenta fundamentalmente de insectos (especialmente saltamontes y langostas), estando los vertebrados poco

representados en su dieta y siendo éstos preferentemente roedores, peces y ranas (Del Hoyo et al., 1992). El 17 de mayo de 2011 tuvimos la ocasión de observar a un ejemplar de garcilla bueyera que acababa de ser víctima de un accidente de tráfico en la periferia de la ciudad de Jerez de la Frontera, en Cádiz (29S 4066202 N / 756672 E; 63 msnm). Aunque no sufrió heridas de consideración, el ave, un ejemplar adulto en plumaje nupcial, quedó temporalmente conmocionado por el choque y regurgitó la totalidad de su contenido estomacal. La ingesta de este ejemplar estaba compuesta exclusivamente por saurios, en particular por ocho ejemplares de salamanquesa común (Tarentola mauritanica) (dos machos, dos hembras y cuatro juveniles) y por dos adultos (macho y hembra) de lagartija ibérica (Podarcis hispanica), oscilando la longitud de dichas presas entre 30 y 80 mm de longitud (media ± 1 SE = 58,5 ± 6,17 mm). Los ejem-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) 1974),

de 1.478 presas analizadas, la gran mayoría fueron invertebrados, predominando los insectos (94,3%) y, entre ellos, especialmente los ortópteros (79,3%), seguidos por crustáceos, miriápodos y arácnidos. Los únicos vertebrados encontrados fueron una anguila (Anguilla anguilla), una musaraña común (Crocidura russula), nueve ranas verdes (Pelophylax perezi), 29 eslizones tridáctilos (Chalcides striatus), cuatro lagartijas colilargas (Psammodromus algirus) y tan sólo una salamanquesa común (T. mauritanica). En un estudio sobre la composición de la dieta de esta ave en el delta del río Ebro a lo largo del ciclo anual, Ruiz (1985) cita como únicos reptiles hallados a la culebra de collar (Natrix natrix) y a la lagartija ibérica (P. hispanica), si bien ambas especies son capturadas en escaso número, especialmente en el mes de septiembre. En Australia, sin embargo, sí se ha registrado un mayor consumo de reptiles. En tres colonias de Queensland se analizaron los contenidos de 850 regurgitaciones de pollos en avanzado estado de crecimiento (McConnell & Fotos Iñigo Sánchez

plares se encontraban frescos, no habiendo sido ingeridos mucho antes del accidente, que tuvo lugar a las 14:20 h, y sumaban en conjunto un peso de 85,1 g, lo que supera ampliamente el consumo medio diario de 62,25 g estimado para la garcilla bueyera (Si Bachir et al., 2001). Deducimos, tanto por la fecha como por el plumaje nupcial y por la cantidad de alimento ingerida, que el ejemplar llevaba una ceba para su nidada. A pesar del oportunismo de esta especie, que tiene una alimentación muy amplia dependiendo de la disponibilidad de presas, este hallazgo puede considerarse excepcional. Sus presas habituales son capturadas en lugares abiertos, preferentemente en pastizales, zonas húmedas, cultivos y basureros urbanos, por lo que sorprende la captura de lagartija ibérica y salamanquesa común, especies típicamente asociadas a hábitats rupícolas. También sorprende la gran cantidad de salamanquesas capturadas ya avanzada la mañana, a plena luz del día. En la ciudad de Jerez de la Frontera hemos podido observar en varias ocasiones a garcillas bueyeras recorriendo a pie la base de muros, posiblemente en busca de reptiles, y también subidas a los naranjos de las calles, depredando sobre los abundantes nidos de jilguero común (Carduelis carduelis) (I. Sánchez, comunicación personal). En la región Mediterránea, el estudio más amplio de su dieta fue realizado por Si Bachir et al. (2001), quienes identificaron en una colonia de Argelia 3.493 presas, de las que los insectos supusieron el 99% (63% de ellos ortópteros) y los vertebrados constituyeron tan sólo el 0,8% de las presas, sin que se encontrara entre ellos ningún reptil. En un estudio realizado en la provincia de Cádiz a través del análisis de las regurgitaciones de los pollos en una colonia (Herrera,

Figura 1. Ingesta de una garcilla bueyera en Jerez de la Frontera.

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McKilligan, 1999).

Entre los vertebrados se encontraron una especie de mamífero, 16 especies de reptiles y nueve de anfibios, depredando sobre el 50% de las especies de anfibios y reptiles registradas en la zona, algunas de ellas muy escasas. En nuestra opinión, el oportunismo trófico de esta especie le podría permitir cambiar en las ciudades de una dieta eminentemente entomófaga a una más basada en vertebrados, dada la escasez de grandes insectos en hábitats urbanos.

La mencionada expansión y, en ocasiones, superabundancia de esta ave, facilitada sin duda por la actividad humana, unida a su plasticidad ecológica y a su oportunismo trófico, han llevado a calificarla como especie invasora (Global Invasive Species Database, 2008) y podrían llegar a convertirla en una amenaza para poblaciones aisladas de pequeños vertebrados amenazados en zonas próximas a sus colonias de cría.

REFERENCIAS Del Hoyo, J., Helliot, A. & Sargatal, J. 1992. Handbook of the Birds of the World. Lynx Edicions. Barcelona. Garrido, J.R. 2003. Garcilla bueyera - Bubulcus ibis. 112-113. In: Martí, R. & Moral, J.C. (eds.), Atlas de las Aves Reproductoras de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Sociedad Española de Ornitología. Madrid. Global Invasive Species Database. Retrieved 2008-02-06. <http://www.issg.org/database> [Consulta: 13 junio 2011]. Herrera, C.M. 1974. Observaciones sobre una colonia de Garcillas Bueyeras (Bubulcus ibis) en Andalucía. Ardeola, 20: 287-306.

Mc Connell, P.J. & Mc Killigan, N.G. 1999. Vertebrates found in Cattle Egret chick regurgitates. Corella, 23: 83-84. Ruiz, X. 1985. An analysis of the diet of cattle egrets in the Ebro Delta, Spain. Ardea, 73: 49-60. Si Bachir, A., Hafner, H., Tourenq, J.N., Doumandji, S. & Lek, S. 2001. Diet of adult cattle egrets (Bubulcus ibis) in a new North African colony (Soummam, Kabilie, Algeria): taxonomic composition and seasonal variability. Ardeola, 48: 217-223. Siegfried, W.R. 1978. Habitat and the modern range expansion of the cattle egret. 315-324. In: Sprunt, A., Ogden, J.C. & Winckler, S. (ed.s), Wading Birds. National Audubon Society, New York.

Podarcis liolepis con trazas de ocelos axilares azules Oscar J. Arribas Avda. Francisco Cambó, 23. 08003 Barcelona. C.e.: oarribas@xtec.cat

Fecha de aceptación: 13 de enero de 2012. Key words: Iberoccitane lizard, blue occelli, Iberian Peninsula.

Podarcis liolepis (Boulenger, 1905) es una especie perteneciente al complejo de Podarcis hispanica que se extiende por un amplia franja que va por la costa mediterránea desde Valencia (localidad tipo) hacia el Norte a través de Cataluña y la Provenza francesa hasta el río Ródano. Hacia el interior, penetra por todo el valle del río Ebro desde donde desborda al Alto Tajo, todo el curso alto y medio del río Duero y grandes zonas del País Vasco y

centro y este de Cantabria (Pinho et al., 2008; Renoult et al., 2010; Rivera et al., 2011).

Las lagartijas del complejo P. hispanica no poseen ocelos azules axilares, si bien este carácter está bastante extendido entre las poblaciones pertenecientes al género Podarcis del Mediterráneo central y oriental, aunque en general faltan en el clado tirrénico (Podarcis filfolensis, Podarcis tiliguerta, Podarcis pityusensis y Podarcis lilfordi) y en el

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iberomagrebí (P. hispanica sensu lato, P. liolepis, Podarcis vaucheri, Podarcis bocagei, Podarcis carbonelli) (véase por ejemplo un compendio completo en Glandt , 2010). Estos ocelos azules parecen ejercer un papel de comunicación intraespecífica, tanto en el rango de los colores visibles como en el del ultravioleta cercano que estos saurios (como otros muchos vertebrados) parecen poder percibir (véase más información general en Arribas [2001] y Pérez de Lanuza & Font [2010]).

El día 11 de agosto del 2010 fue capturado un macho de P. liolepis con trazas de ocelos azules (Figura 1). Posteriores observaciones en la misma zona permitieron detectar que no era un hecho aislado, sino que otros especimenes (posiblemente con fuerte grado de parentesco ya que se trata de una construcción aislada con pocos individuos y en pleno bosque) también mostraban trazas de ellos. La zona de la observación corresponde a una zona de recreo junto al pantano de la Cuerda del Pozo (Abejar, Soria) (30 T 4633400 N / 517788 E ; 1.102 msnm) en un pinar maduro de Pinus sylvestris que crece sobre antiguos bosques de Quercus pyrenaica, que todavía se dejan entrever en forma de renuevos de roble que forman un matorral en el subsuelo del pinar. El ejemplar fue fotografiado, se le tomó una muestra de la punta de la cola disponible para estudios posteriores y se liberó en el lugar donde había sido capturado.

Fotos Oscar J. Arribas

Figura 1. P. liolepis, macho con trazas de ocelos azules en la zona axilar. En el recuadro, fotografía (girada) en espectro UV del lado opuesto del mismo animal, donde se aprecian los ocelos y puntos azules de las escamas ventrales externas que son moderadamente reflectantes en UV-cercano (UVA, de 320 a 385 nm, con un pico de transmitancia hacia los 360 nm).

La observación no deja de ser una anécdota, ya que en especies o grupos enteros que han perdido estos ocelos posiblemente siguen sin ser útiles ni conferir ninguna ventaja aunque aparezcan en algún ejemplar. La aparición de estos caracteres en un grupo en el que ya estaban perdidos debe interpretarse como un atavismo, es decir, un carácter primitivo que determinadas circunstancias (e.g., una simple mutación) hacen que aparezca de nuevo en una línea. Un caso totalmente paralelo sería la aparición de algún individuo con ocelos axilares azules en Iberolacerta cyreni, una especie caracterizada precisamente por su ausencia (Arribas, 1996, 2010; pero véase Figura 66 en Garcia-Paris et al., 1989).

REFERENCIAS Arribas, O.J. 1996. Taxonomic revision of the Iberian Archaeolacertae I: A new interpretation of the geographical variation of Lacerta monticola Boulenger, 1905 and Lacerta cyreni Müller & Hellmich, 1937 (Squamata: Sauria: Lacertidae). Herpetozoa, 9: 31-56. Arribas, O. 2001. Diseños en la banda ultravioleta en algunos lacértidos europeos: datos preliminares. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 13: 35-38.

Arribas, O.J. 2010. Intraspecific variability of the Carpetane Lizard (Iberolacerta cyreni [Müller & Hellmich, 1937]) (Squamata: Lacertidae), with special reference to the unstudied peripheral populations from the Sierras de Avila (Paramera, Serrota and Villafranca). Bonn zoological Bulletin, 57: 197-210. Boulenger, G.A. 1905. A contribution to our knowledge of the varieties of the Wall-Lizard (Lacerta muralis) in Western Europe and North Africa. Transactions of the Zoological Society of London, 17: 351-436.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

García París, M., Martín, C., Dorda, J. & Esteban, M. 1989. Los Anfibios y Reptiles de Madrid. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid. Glandt, D. 2010. Taschenlexicon der Amphibien und Reptilien Europas. Quelle & Meyer Verlag. Wiebelsheim. Pérez de Lanuza, G. & Font, E. 2010. Lizard blues: Blue body coloration and ultraviolet polychromatism in lacertid lizards. Revista Española de Herpetología, 24:67-84. Pinho, C., Harris, D.J. & Ferrand, N. 2008. Non-equilibrium estimates of gene flow inferred from nuclear genealogies suggest that

Iberian and North African wall lizards (Podarcis spp.) are an assemblage of incipient species. BMC Evolutionary Biology, 8: 63 Renoult, J.P., Geniez, P., Bacquet, P., Guillaume, C.P. & Crochet, P.A. 2010. Systematics of the Podarcis hispanicus-complex (Sauria, Lacertidae) II: the valid name of the north-eastern Spanish form. Zootaxa, 2500: 58–68. Rivera, X., Escoriza, D., Maluquer-Margalef, J., Arribas, O. & Carranza, S. 2011. Amfibis i rèptils de Catalunya, País Valencià i Balears. Lynx Ed. & Societat Catalana d’Herpetologia. Bellaterra, Barcelona.

Un caso de xantismo en larvas de Pelobates cultripes en la Península Ibérica Roberto García-Roa1 & Paula Sainz2 Fonoteca Zoológica. Departamento de Biodiversidad y Biología Evolutiva. Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). Cl. José Gutiérrez Abascal, 2. 28006 Madrid. C.e: roberto.garcia.roa@gmail.com 2 Instituto de Ciencias Agrarias (CSIC). Cl. Serrano, 115. 28005 Madrid. 1

Fecha de aceptación: 3 de enero de 2012. Key words: albinism, leucism, tadpole, Spain.

1992; Budó, 1998; Diego-Rasilla et al., 2007; Romero & Real, 2007).

Bosch (1991), describe un caso de albinismo en Pelobates cultripes (Cuvier 1829), pero la existencia de casos de xantismo en esta especie no estádocumentada. El 18 de mayo de 2011 se encontró en la Finca Los Quiñones de Levante, localizada en Almadén (provincia de Ciudad Real; 38º47'39,03'' N / 4º47'27,25'' O; 470 msnm), una larva de P. cultripes que presentaba un albinismo parcial, predominantemente xántico. El ejemplar fue localizado en un depósito de agua destinado al almacenaje para uso agrícola y ganadero. En él se encon-

traban numerosos ejemplares de su misma especie (se contabilizaron 137 larvas) con su coloración típica marrón oscura, por lo que el ejemplar atípico resaltaba sobre el resto, así como Pelophylax perezi adultos. Fotos R. García-Roa

Se han descrito numerosos casos de despigmentación (albinismo) completa y parcial con casos de distribución heterogénea de pigmentos melánicos (coloración oscura) y xánticos (coloración amarillenta) en anfibios. El albinismo parcial o completo está representado tanto en anuros (e.g.,Capanna, 1969; Benavides et al., 2000), como en urodelos (e.g., Arribas & Rivera,

Figura 1. Comparación de un ejemplar típico (arriba) de P. cultripes y el xántico (abajo) encontrado en la Finca Los Quiñones de Levante (Almadén, Ciudad Real).

15 Foto R. García-Roa

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Figura 2. Vista lateral del ejemplar xántico P. cultripes encontrado en la Finca Los Quiñones de Levante (Almadén, Ciudad Real).

El ejemplar larvario medía 6,78 cm de longitud total en el momento de la observación. Su estadio era el 25 según Gosner (1960). La diferencia respecto a la coloración típica de las larvas de la especie es evidente (Figura 1). Presentaba una coloración xántica, es decir, los cromatóforos predominantes son los xantóforos, pigmentos responsables del color amarillo. Sus zonas dorsal y caudal eran de color amarillo pálido, con las membranas de la cola visiblemente translúcidas. La zona ventral era blanquecina, solo interrumpida por algunos capilares que se transparentaban. En la zona bucal, los dentículos eran negros, mientras que la zona del pico era manifiestamente xántica. A diferencia de otros ejemplos de despigmentación parcial, en este caso los ojos eran oscuros (Figura 2). Los casos de despigmentación parcial o completa tienen un porcentaje de aparición muy

bajo. Esto se debe a que dichas mutaciones se originan por genes mayoritariamente recesivos y pueden producir la incapacidad de realizar correctamente determinadas funciones fisiológicas (Rivera et al., 2001). Esta razón se suma a que la mayoría de las anomalías pigmentarias disminuyen la capacidad de supervivencia en el medio natural, debido en muchos casos a la falta de mimetismo que es propia de cada especie. Además, y en ocasiones, algunos genes recesivos acompañantes a la mutación que nos ocupa pueden aparecer, pudiendo ocasionar la muerte de forma directa o indirecta del ejemplar. El ejemplar en cuestión fue recogido sin vida ocho días después en el mismo lugar del hallazgo. AGRADECIMIENTOS: A J. Bosch por revisar las fotografías del ejemplar. A R. Márquez y D. Llusia. A los dueños y al cuidador de la Finca Los Quiñones de Levante.

REFERENCIAS Arribas, O. & Rivera, J. 1992. Albinismo en Salamandra salamandra (Linnaeus, 1758) en el noreste ibérico. Boletín Asociación Herpetológica Española, 3: 14-15. Benavides, J., Viedma, A., Clivilles, J., Ortiz, A. & Gutiérrez, J.M. 2000. Albinismo en Alytes dickhilleni y Salamandra salamandra en la Sierra de Castril (Granada). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 11: 83. Bosch, J. 1991. Albinismo en Pelobates cultripes (Cuvier, 1829)

(Amphibia, Anura, Pelobatidae). Revista Española de Herpetología, 5: 101-103. Budó, J. 1998. Un ejemplar albino parcial de Triturus marmoratus en el Pirineo Oriental (Serra del’Albera). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 9: 38-39. Capanna, E. 1969. Albinismo parziale in una popolazione insulare di Discoglossus sardus Tschudi. Bollettino Zoológico, 36: 135-141. Diego-Rasilla, F.J., Luengo, R.M. & Rodríguez-García, L.

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2007. Triturus marmoratus (Marbled Newt). Albinism. Herpetological Review, 38: 68. Gosner, K.L. 1960. A simplified table for staging anuran embryos and larvae with notes on identification. Herpetologica, 16: 183-190.

Rivera, X., Arribas, O. & Martí, F. 2001. Anomalías pigmentarias en anfibios y reptiles. Quercus, 180: 18-22. Romero, D. & Real, R. 2007. Albinismo parcial en un macho de Triturus pygmaeus (Wolterstorff, 1905). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 93.

Descubrimiento de dos casos de momificación natural en la rana arborícola de Tabasco, SE México Javier Hernández-Guzmán & Rosa Isela Ahumada-Hernández División Académica de Ciencias Biológicas. Universidad Juárez Autónoma de Tabasco, entronque Bosques de Saloya. 86150 Villahermosa. Tabasco (México). C.e.: jhernandez-guzman@hotmail.com

Fecha de aceptación: 2 de agosto de 2011. Key words: mummification, treefrog, Smilisca baudinii, Tabasco, Mexico.

La momificación es una variedad de procesos y factores bioquímicos, geofísicos y climatológicos que interactúan en los organismos vivos después de su fallecimiento. En general, existen tres tipos de momificación: (1) la natural, que se debe a factores como la desecación, efectos químicos, anaerobiosis, quelación y congelación; (2) la artificial, la cual se realiza con la intervención humana; y (3) la momificación natural inducida, que consiste en una combinación de los dos tipos de momificación anteriores (Mansilla-Lory & Leboreiro-Reyna, 2009). En los anfibios, la momificación natural es un proceso poco común debido al tamaño patrón que poseen, sobre todo las especies arborícolas de ranas. Por ello, los reportes de momificación natural en ranas de México son inexistentes. En otras regiones del mundo se han descrito casos aislados como son los hallazgos de restos momificados de escápula pertenecientes a la especie Rhinella marina y la identificación de ilion, escápula y radio-cúbito de Rhinella granulosa en Colombia (PeñaLeón et al., 2007), y los restos óseos momificados de una extremidad posterior derecha comple-

ta de un anuro procedente de Ecuador, el cual no ha sido identificado (González-Fernández, 2006). Sin embargo, algunos estudios similares donde se documentan hallazgos de estructuras de anuros como la piel son más frecuentes, como es el caso de los registros de capullos de ranas (recubrimiento de estructura mucosa sobre la piel que provee de humedad a los individuos durante temporadas largas de sequía) en las siguientes especies: Smilisca fodiens en hábitats de Estados Unidos de América (Ruibal & Hillman, 1981), Smilisca baudinii en hábitats de Costa Rica (McDiarmid & Foster, 1987), Litoria alboguttata ( Withers & Richards, 1995), Litoria australis y Litoria cultripes (Withers & Thompson, 2000) siendo estos tres últimos trabajos de Australia. Debido a que en México no existen publicaciones de momificación natural en ranas arborícolas, se elaboró el primer estudio de esta categoría en dos ejemplares de S. baudinii localizados en el estado de Tabasco, México. Las ranas momificadas de S. baudinii de Tabasco Los especímenes de la rana arborícola S. baudinii fueron recolectados en la localidad

17 Fotos J. Hernández-Guzmán

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Figura 1. (a) Reconstrucción 3D de la rana S. baudinii en vida; (b) momificación de S. baudinii con filtros RBG; (c) vista ventral; (d) vista dorsal; (e) vista dorsolateral; (f ) vista frontal.

de Brisas del Carrizal (18º00´N / 92º58´O; 0 msnm) en el municipio de Nacajuca, Tabasco, en los años 2008 y 2010. Debido al buen estado de conservación de los ejemplares, se pudo llevar a cabo su identificación específica. Para ello se utilizaron las claves dicotómicas propuestas por Flores-Villela et al. (1995). Las mediciones morfométricas fueron las siguientes: longitud hocico cloaca (LHC), longitud del cuerpo (LC), anchura del cuerpo (ACu), anchura de la

cabeza (ACa), longitud del húmero (Hu), longitud de la radioulna (LR), longitud del fémur (LF) y longitud de la tibia (LT), utilizando los programas ImageJ 1.42 y TPSutil 1.44 sobre imágenes digitales. Las fotografías fueron tomadas con una cámara Samsung Digimax (S500) y mejoradas con filtros RBG del software Photoshop CS3© para observar el patrón de manchas oscuras en la parte dorsal de las ranas con mayor facilidad (Figura 1).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

Tabla 1. Mediciones morfométricas (mm) de la rana arborícola S. baudinii en estado de momificación natural. Morfometría Sb-1 Sb-2

LHC

ACu

ACa

60 35

21 25

31 8

18 12

25 7

13 8

11 18

28 17

En la estructura momificada del ejemplar localizado en 2008 (Sb-1) es observable con facilidad la composición ósea de las vértebras, la vértebra sacra, el urostilo y el ilion (Figura 1). El peso de la estructura momificada del individuo fue de 3,1 g. Las mediciones morfométricas del ejemplar Sb-1 permiten describir que el espécimen era un individuo adulto y capaz de haber presentado actividad reproductiva. El segundo ejemplar recolectado en 2010 (Sb-2) fue de menor talla que Sb-1. El peso de Sb-2 fue inferior a 2 g (Tabla 1), y presentaba las características de un individuo juvenil. De la misma manera, se observaron caracteres fácilmente reconocibles en su estructura ósea y manchas irregulares que son característicos de los individuos en vida. Algunas hipótesis Las características generales de todo cuerpo momificado, de acuerdo con Isidro (2006), son el color parduzco de la piel o color de cuero curtido, la pérdida de forma y turgencia de los globos oculares y la disminución sistemática de otras características generales, a excepción de las momias preparadas por saponificación, refiriéndose a la reducción corporal natural. Por la aparición de todos estos caracteres debido a factores naturales como la temperatura, humedad y minerales, el estado de conservación de las ranas momificadas descubiertas en el sureste mexicano es considerado como óptimo. En el estudio descriptivo de los descubrimientos de fauna momificada es importante la identificación de las causas de la muerte de los

especímenes encontrados, por lo que a continuación se hacen mención a algunas causas probables en la zona tropical en las cuales fueron encontrados los individuos de S. baudinii. De acuerdo con el aspecto físico de las ranas, se descarta totalmente la muerte por algún depredador. Esto es debido a que la piel de los especímenes no presentó rasgaduras ni otro tipo de señal de ataque. Por otro lado, considerando las mediciones morfométricas señaladas en la Tabla 1, también se descarta la muerte natural por edad de los organismos. Los especímenes momificados de las ranas presentaron una edad no muy longeva, pero sí manifestaron ser ranas arborícolas jóvenes capaces de efectuar amplexo en épocas de reproducción. De acuerdo a lo anterior, la muerte de las ranas S. baudinii Sb-1 y Sb-2 de Tabasco fue causada por algún tipo de enfermedad fúngica o bacteriana. De esta manera, si los estudios de microbiología son efectuados y confirman la presencia de enfermedades microbianas, la situación sería alarmante para el estado de Tabasco en México, ya que en el año 2009 se descubrió el cadáver de un ejemplar de S. baudinii con las características físicas y morfológicas señaladas por Bosch (2003) para ranas muertas por la enfermedad de la pata roja. Si se confirma esta hipótesis con estudios posteriores de histología y bacteriología en ambos ejemplares, la biodiversidad de la herpetofauna del sur de México se encontrará en riesgo de disminuir sus poblaciones, afectando más gravemente a los anfibios, debido a su ciclo de vida y a que el principal causante de la enfermedad de la

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pata roja es la bacteria Aeromonas hydrophila, la cual se desarrolla eficientemente en cuerpos de agua. Sin embargo, la posibilidad de que las ranas hayan muerto por cambios drásticos en la temperatura en su hábitat no debe ser descartada. Consideraciones y recomendaciones Los especímenes momificados de S. baudinii fueron depositados en el Área de Genética en Acuicultivos de la Universidad Juárez Autónoma de Tabasco para efectuar estudios posteriores de genética molecular avanzada, histología y biología general. Es importante señalar que los descubrimientos de restos de ranas momificados por procesos naturales son muy difíciles de encontrar y registrar. En la actualidad sólo se tienen documentados los restos de estructuras óseas de la escápula en R. marina y del ilion, escápula y radio cubito en R. granulosa, los cuales fueron debidamente estudiados en el Laboratorio de Arqueología del Instituto de Ciencias Naturales de la Universidad Nacional de Colombia, de acuerdo con Peña-León et al. (2007), así como los restos

óseos momificados de una extremidad posterior derecha completa de un anuro de Ecuador, la cual se encuentra en la colección de anfibios conservados del Museo Nacional de Ciencias Naturales de Madrid, de acuerdo con González-Fernández (2006). Se recomienda realizar diversos estudios de la comunidad de anfibios y de biología general en el sureste mexicano con la finalidad de descubrir nuevos restos momificados de anuros y de fauna en general, lo cual ayudaría a la comprensión de la momificación en diferentes etapas del desarrollo de los individuos momificados. Además, Isidro (2006) realizó estudios de aplicación de microscopia electrónica de barrido para la obtención de imágenes planas o tridimensionales de células momificadas o de microorganismos que parasitaron a individuos momificados en vida, revelándose esta técnica como una herramienta útil para obtener mayor información sobre las características microscópicas y microbiológicas de los anuros descubiertos. Además, la aplicación de exámenes radiológicos (radiología digital o xeroradiografía) permitiría obtener imágenes óptimas de las estructuras óseas tridimensionales.

REFERENCIAS Bosch, J. 2003. Enfermedades emergentes en anfibios. El Ecologista, 37: 28-30. Flores-Villela, O.A., Mendoza-Quijano, F. & González-Porter, G. 1995. Recopilación de claves para la determinación de anfibios y reptiles de México. Publicaciones Especiales del Museo de Zoología, 10: 1-285. González-Fernández, J.E. 2006. Anfibios colectados por la Comisión Científica del Pacífico (entre 1862 y 1865) conservados en el Museo Nacional de Ciencias Naturales de Madrid. Graellsia, 62: 111-158. Isidro, A. 2006. Las momias: tipología, historia y patología. Revista Española de Antropología Física, 26: 37-62. Mansilla-Lory, J. & Leboreiro-Reyna, I.S. 2009. El fenómeno de la momificación en el México prehispánico. Arqueología Mexicana, 17: 22-29. McDiarmid, R.W. & Foster, M.S. 1987. Cocoon formation in another hylid frog, Smilisca baudinii. Journal Herpetology, 21: 352-355.

Peña-León, G.A., Gómez-García, A.N. & Salgado-López, H. 2007. Restos faunísticos en contextos funerarios prehispánicos del Valle del Magdalena Tolimense (Espinal, Colombia). Caldasia, 29: 1-17. Ruibal, R. & Hillman, S. 1981. Cocoon structure and function in the burrowing hylid frog, Pternohyla fodiens. Journal of Herpetology, 15: 403-408. Withers, P.C. & Richards, S.J. 1995. Cocoon formation by the treefrog Litoria alboguttata (Amphibia: Hylidae): a “waterproof ” taxonomic tool?. Journal of the Royal Society of Western Australia, 78: 103-106. Withers, P.C. & Thomson, G.G. 2000. Cocoon formation and metabolic depression by the aestivating hylid frogs Cyclorana australis and Cyclorana cultripes (Amphibia: Hylidae). Journal of the Royal Society of Western Australia, 83: 39-40.

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Diseño singular con líneas dorsolaterales claras y actividad arborícola en Iberolacerta monticola de la Sierra del Sueve (Asturias) Oscar J. Arribas Avda. Francisco Cambó, 23. 08003 Barcelona. C.e.: oarribas@xtec.cat

Fecha de aceptación: 24 de febrero de 2012. Key words: Cantabric lizard, Lacertidae, coloration dorsolateral stripes, arboreal behaviour, Iberian Peninsula.

La lagartija cantábrica (Iberolacerta monticola) fue citada por primera vez en la Sierra del Sueve por Noval (1976) y, aunque apenas ha sido estudiada, ha sido citada en posteriores estudios (Arribas, 1996; García-Díaz, 2011), incluyendo el atlas de anfibios y reptiles de España (Pérez-Mellado, 2004). Recientemente se han publicado algunos datos sobre el hábitat y la densidad de esta población que indican que, pese a ocupar una superficie más reducida y aislada que otras zonas más nucleares en la distribución de la especie, presenta densidades similares (aproximadamente 4.000 individuos / km2 [García-Díaz, 2011]). Este autor la cita y censa entre 660 y 930 msnm. Nuestros estudios (O.J. Arribas, datos no publicados) indican que estos animales son muy similares en morfología y coloración a aquéllos del Macizo de los Picos de Europa. En la Sierra del Sueve ha sido encontrada desde los 647 msnm, prácticamente desde el Mirador del Fitu, hasta la misma cumbre del pico Pienzu (1.161 msnm) (O.J. Arribas, datos no publicados), ocupando dos tipos de hábitat completamente diferentes: prados con roquedos (principalmente areniscas), descrito pormenorizadamente en García-Díaz (2011), así como zonas altas por encima del límite del bosque, donde la arenisca cede su sitio a calizas abundantemente fisuradas por fenómenos cársticos, con muy escasa vegetación arbustiva y herbácea (O.J. Arribas, datos no publicados). Durante su

observación, en el marco de un estudio más amplio realizado en toda la Cordillera Cantábrica, se apreciaron un par de detalles interesantes sobre los que versa la siguiente nota. Se observó que en algunos machos, en una baja proporción (16,7%, tres entre 18 machos adultos observados en tres visitas: 2003, 2007 y 2011), se dibujan líneas dorsolaterales claras a ambos lados del tracto dorsal (Figura 1). Dichas líneas, de un color amarillento, están muy bien marcadas y contrastadas, tanto contra la banda temporal (costal) como contra el resto del color de fondo (en este caso pardoverdoso) del tracto dorsal que, en el caso de los individuos observados con este diseño, no es verdoso como en la mayor parte de ejemplares adultos de esta población, sino más bien pardo. En estos animales, en los que el límite de la banda costal no es aserrado sino liso, parece que esta zona se ha unido y da la sensación de que aparecen de forma secundaria estas líneas, bien visibles especialmente en la mitad anterior del cuerpo (Figura 1). En las hembras también aparece pero, al no tener las líneas perfiladas con color oscuro, no resultan tan llamativas (una entre 13 hembras observadas). En el género Iberolacerta, estas líneas dorsolaterales han desaparecido como tales, así que su presencia, por ejemplo en una clave dicotómica o la diagnosis de una guía, podría descartar (y de hecho descarta) la atribución a

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Foto Oscar J. Arribas

Figura 1. Machos de I. monticola de la Sierra del Sueve (Asturias). A la izquierda, macho de lineas dorsolaterales claras, junto a otros dos ejemplares normales que muestran notable variabilidad en el diseño y en la anchura del tracto dorsal.

este género. En los individuos de coloración habitual con frecuencia quedan hacia los lados del tracto dorsal unas zonas más claras, homólogas a las líneas dorsolaterales en otros géneros, que contactan con las bandas temporales y si el borde de esta última es aserrado quedan descompuestas en una especie de ocelos claros incompletamente cerrados entre los entrantes del límite superior de la banda costal. Las líneas dorsolaterales claras son frecuentes e incluso características en muchas especies de lacértidos (e.g., Podarcis spp., especialmente en hembras) y no sólo en Lacertini, sino que están muy extendidas y aparecen en muchos Eremiadini e incluso Gallotinae. Estas líneas son comunes entre los Lacertidae, apareciendo en muchas otras familias de Scincomorpha (e.g., escíncidos, téjidos y gimnoftálmidos), pero también en iguánidos, cordílidos o ánguidos, por lo que cabe suponer,

sin entrar a analizar homologías o analogías entre ellas, que son comunes y primitivas a todos estos grupos, pudiendo estar relacionadas con cuestiones de cripsis entre la vegetación. A este respecto, Arnold et al. (2007) indican que “A number of forms often have narrow pale longitudinal stripes in the pattern, especially those that spend some time among grassy vegetation with dead pale stems. They include Lacerta, some Parvilacerta, many Podarcis and Zootoca. Some other Lacertini have broad dorsolateral stripes that are lighter than the flanks and mid-dorsum but sometimes consist of ground colour rather than being lighter than this; they occur in some Anatololacerta, Apathya, Scelarcis, Takydromus and Teira” [sic]. Esta cripsis se desarrolla en nuestras latitudes normalmente entre la vegetación a ras del suelo, pero en otros lugares se conoce también en

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especies de costumbres arborícolas (véase por ejemplo Pianka & Vitt [2003], pag. 257). En relación a esto último, la segunda observación objeto de esta nota es una conducta calificable como de “arborícola” en un macho de esta especie: el día 10 de agosto de 2011, hacia las 11:15 hora solar, un macho adulto de I. monticola fue observado a más de 1 m de altura sobre el suelo (aproximadamente 1,30 m), en el interior de un tojo (Ulex sp.), por entre cuyas ramas se escabulló. Aunque se movió y volvió a aparecer al menos en otras dos ocasiones, lo hizo siempre en modo arborícola, sin bajar al suelo (coordenadas: 43’ 42781 / - 5’ 24390; 978 msnm). No es infrecuente, especialmente en zonas de arbustos densos, generalmente espinosos (e.g., Ulex spp. o Juniperus spp.) y que ofrezcan un sustrato lo bastante firme como para desplazarse por encima y por su interior, que ejemplares de saurios tomen el sol encima o se desplacen por su interior en caso de peligro. Esto ocurre tanto en especies pequeñas (Podarcis muralis, Zootoca vivipara, I. monticola) como más grandes (Lacerta agilis). Sin embargo, lo que es más raro es que esta actividad y desplazamiento sea a una notable altura del suelo (superior a 1 m) entre las ramas finas y las hojas, en vez de sobre el sustrato firme que ofrecen troncos o ramas gruesas, y que esta actividad no sea puntual o fruto de una casualidad, sino que se repita sucesivas veces, denotando que es una costumbre al menos en el animal en cuestión. Resulta chocante observar este uso especializado del interior de un arbusto, que da una tridimensionalidad al hábitat utilizado por la lagartija. En general, los lacértidos son especies de suelo, aunque muchos grupos colonizan el medio saxícola (e.g., Iberolacerta spp. o muchos Podarcis spp.), que constituye un

medio especialmente favorable respecto a otros en condiciones frías (latitudes altas, montaña, etc.), presentando adaptaciones muy específicas y convergentes (o paralelas) entre diferentes géneros, que se desarrollan más o menos en función de la especialización en el uso de este hábitat (por ejemplo, en Dalmatolacerta oxycephala o Archaeolacerta bedriagae, la adaptación al uso de las rocas es extrema). En el caso de las poblaciones galaico-cantábricas de I. monticola, la adaptación a las rocas es moderada, y son capaces de vivir también en taludes terrosos o al límite de matorrales con una presencia reducida de roca, aunque sus máximas abundancias se dan en zonas de rocas así como en antiguas construcciones de piedra en seco. Los lacértidos pueden usar el medio arbóreo por varias razones: a) Porque viven en el suelo, frecuentemente en lugares umbríos, y utilizan los troncos para termorregular por encima del sustrato en mejor ángulo o por encima de la hierba, como ocurre en Darevskia chlorogaster (en tocones y troncos [Darevsky, 1967]), D. brauneri darevskyi (“arboreal mode of life” [sic] [I. Darevsky †, comunicación personal]), D. dryada (“prefers arboreal mode of life” [sic] [Darevsky & Tuniyev, 1997]) o en Podarcis bocagei (Galán, 2011); o porque el sustrato (por ejemplo, arenoso) no es propicio y ocupan mejor los troncos si no hay rocas (Podarcis vaucheri en Doñana [Valverde, 1967], Podarcis hispanica complex en Túnez [Kaliontzopoulou et al., 2009], o Podarcis liolepis en el NE Ibérico [Santos & Poquet, 2010]). Otros autores también nombran un uso marginal de troncos de árboles, a veces para invernar en ellos, en P. hispanica complex (Gonzalez de la Vega, 1988; Malkmus, 2004) o en especies más generalistas (e.g., P. muralis y Podarcis sicula [Arnold & Ovenden, 2007]).

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b) Porque usan los árboles como lugar de refugio durante la huida (Timon lepidus; O.J. Arribas, datos no publicados) o Psammodromus algirus trepando hasta ramitas muy delgadas de matorrales y saltando de unos a otros (X. Santos, comunicación personal). c) Porque usan, de forma anecdótica, cavidades del troncos como refugio (T. lepidus) o incluso nidos de ave durante la noche (en Lacerta schreiberi [Hernández, 1992]). d) Por último, algunas especies, como P. sicula, parecen estar usando los viejos troncos

de olivo que frecuentan y donde invernan como mecanismo involuntario de dispersión tanto dentro como fuera de su área natural (Bruekers, 2003, 2006; Valdeón et al., 2010; Rivera et al., 2011). Es interesante hacer notar que todo este uso de los árboles recogido en la bibliografía (excepto quizá el caso del nido de alcaudón), al contrario del caso que nos ocupa, consiste en la vida o desplazamiento por partes duras y firmes de los vegetales, que no difieren biomecánicamente por su consistencia del desplazamiento por el suelo o las rocas.

REFERENCIAS Arnold, E.N. & Ovenden, D. 2007. Reptiles y anfibios. Guía de campo. (2ª ed.). Ed. Omega. Barcelona. Arnold, E.N., Arribas, O. & Carranza, S. 2007. Systematics of the Palaearctic and Oriental lizard tribe Lacertini (Squamata: Lacertidae: Lacertinae), with descriptions of eight new genera. Zootaxa,1430: 1-86. Arribas, O.J. 1996. Taxonomic revision of the Iberian Archaeolacertae I: A new interpretation of the geographical variation of Lacerta monticola Boulenger, 1905 and Lacerta cyreni Müller & Hellmich, 1937 (Squamata: Sauria: Lacertidae). Herpetozoa, 9: 31-56. Bruekers, J. 2003. Nieuwe vindplaats van de Italiaanse muurhagendis (Podarcis sicula sicula) in Frankrijk. Nederlandse Vereniging voor Herpetologie en Terrariumkunde. Lacerta, 61: 203-205. Bruekers, J. 2006. Waarnemingen aan de Ruïnehagedis (Podarcis sicula sicula) en de Muurgekko (Tarentola mauritanica) in Noord-Italië (Gardameer). Nederlandse Vereniging voor Herpetologie en Terrariumkunde. Lacerta, 64: 101-105. Darevsky, I.S. 1967. Rock lizards of the Caucasus. (Systematic, ecology and phylogenesis of the polymorphic groups of rock lizards of the subgenus Archaeolacerta). Nauka Press. Leningrad. Darevsky, I.S. & Tuniyev, B.S. 1997. A new lizard species from Lacerta saxicola group - Lacerta dryada sp.nov. (Sauria, Lacertidae) and some comments relative to Lacerta clarkorum Darevsky et Vedmerja, 1977. Russian Journal of Herpetology, 4: 1-7. Galan, P. 2011. Comportamiento arborícola en Podarcis bocagei. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 54-56. García-Diaz, P. 2011. Presencia de Iberolacerta monticola en la sierra del Sueve (Asturias). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 120-122. González de la Vega, J.P. 1988. Anfibios y reptiles de la provincia de Huelva. Ed. J.P. González de la Vega. Imprenta Jiménez. Huelva.

Hernandez, A. 1992. Lacerta schreiberi using a Lanius collurio nest as a sleeping site. Amphibia-Reptilia. Brill Leiden, 13: 79-80. Kaliontzopoulou, A., Sillero, N., Martínez-Fereiría, F., Carretero, M.A. & Brito J.C. 2009. Podarcis hispanica complex (North African Wall Lizard). Arboreal Behavior. Herpetological Review, 40: 224-225. Malkmus, R. 2004. Cork Oaks, Quercus suber, as hibernation choice of the Southern Spanish Wall Lizard, Podarcis hispanica. Pod@rcis, 5: 12-14. Noval, A. 1976. La fauna salvaje asturiana. Ayalga Ediciones. Salinas, Asturias. Pérez-Mellado, V. 2004. Lacerta monticola Boulenger, 1905. Lagartija serrana. 228-230. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Ministerio de Medio Ambiente - Asociación Herpetológica Española (3ª impresión). Madrid. Pianka, E.R. & Vitt L.J. 2003. Lizards. Windows to the evolution of diversity. University of California Press. Berkeley, Los Angeles, London. Rivera, X., Arribas, O., Carranza, S. & MaluquerMargalef, J. 2011. An introduction of Podarcis sicula in Catalonia (NE Iberian Peninsula) on imported olive trees. Bulletí de la Societat Catalana d´Herpetologia, 19: 83-88. Santos, X. & Poquet, J.M. 2010. Ecological succession and habitat attributes affect the postfire response of a Mediterranean reptile community. European Journal of Wildlife Research, 56: 895-905. Valdeon, A., Perera, A., Costa, S., Sampaio, F. & Carretero, M.A. 2010. Evidencia de una introducción de Podarcis sicula desde Italia a España asociada a una importación de olivos (Olea europaea). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 21: 122-126. Valverde, J.A. 1967. Estructura de una Comunidad de Vertebrados Terrestres. C.S.I.C. Madrid.

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Depredación de Tarentola mauritanica por Mantis religiosa en el sur de la Península Ibérica Micah N. Scholer1 & Alejandro Onrubia2 1 2

Department of Biology. Boise State University. Boise, ID 83725. United States. C.e.: micahscholer@gmail.com Fundación Migres. Ctra N-340. Huerta Grande, El Pelayo. 11390 Algeciras. Cádiz. España.

Fecha de aceptación: 10 de febrero de 2012. Key words: Mantis religiosa, Iberian Peninsula, predation, Tarentola mauritanica.

La salamanquesa común (Tarentola mauritanica) se encuentra ampliamente distribuida por el sector occidental de la región Mediterránea de Europa y norte de África. Ocupa una gran variedad de hábitats naturales, desde roquedos en ambientes frescos y arbolados hasta zonas desérticas, y resulta frecuente en muros, troncos y rocas de ambientes humanizados como áreas urbanas y paisajes agrícolas (Salvador, 1997; Hódar, 2002). A pesar de tratarse de una especie común, no se han descrito muchos casos de depredación de esta especie o de otros gekkónidos por artrópodos (Salvador, 1997; véase & Sánchez-Piñero, 2002).

En esta nota breve describimos una observación de una mantis religiosa (Mantis religiosa) consumiendo una salamanquesa común en Huerta Grande, Andalucía (36º04’49,47’’ N / 5º30’18,37’’ W; 263 msnm). El 16 de octubre de 2011, a las 02:00 h, de noche, observamos en una planta de zarzamora (Rubus ulmifolius) a una hembra adulta de mantis que acababa de capturar una salamanquesa que se debatía entre sus patas delanteras (Figura 1). La mantis sujetaba la salamanquesa por la cabeza con la extremidad delantera derecha y por la zona superior de la región torácica con la extremidad delantera izquierda. En la zona dorsal del cuello y de la cabeza de la salaman-

Foto Micah N. Scholer

no obstante Tomala, 1903; Jehle et al., 1996; Hódar

quesa se apreciaban signos evidentes de consumo (Figura 2). Observamos a los contendientes durante 2 h, durante las cuales la salamanquesa se debatía esporádicamente en un intento por liberarse mientras la mantis continuaba alimentándose. Regresamos a la zona al día siguiente y encontramos el cuerpo de la salamanquesa parcialmente consumido. La mantis había devorado la mayor parte de la cabeza, cuello y pecho, mientras los cuartos traseros permanecían intactos. El cadáver no se había deteriorado lo suficiente como para impedir una medida exacta de su longitud. La sala-

Figura 1. M. religiosa observada capturando un ejemplar de T. mauritanica en Huerta Grande, Andalucía.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Foto Micah N. Scholer

Figura 2. Evidencia de consumo del cuello y la cabeza de T. mauritanica por un insecto, M. religiosa.

manquesa medía 11,93 cm y era aproximadamente del mismo tamaño o ligeramente mayor que la mantis que la capturó. Aunque existen registros en Centroeuropa de un insecto (e.g., M. religiosa) alimentándose de reptiles, todavía resultan escasos en la literatura científica (Tomala, 1903; Bauer, 1990; Jehle, 1996; Massana et al., 2008). El registro de eventos como el aquí documentado ayudará a ampliar nuestro conocimiento sobre la complejidad de las cadenas tróficas.

REFERENCIAS Bauer, A.M. 1990. Gekkonid lizards as prey of invertebrates and predators of vertebrates. Herpetological Review, 21: 83-87. Hódar, J.A. 2002. Tarentola mauritanica. 188-190. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y libro rojo de los anfibios y reptiles de España. Dirección General de la Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid. Hódar, J.A. & Sánchez-Piñero, F. 2002. Feeding habits of the blackwidow spider Latrodectus lilianae (Araneae: Theridiidae) in an arid zone of south-east Spain. Journal of Zoology, 257: 101-109.

Jehle, R., Franz, A., Kapfer, M., Schramm, H., Tunner, H.G. 1996. Lizards as prey of arthropods: praying mantis Mantis religiosa (Linnaeus, 1758) feeds on juvenile sand lizard Lacerta agilis (Linnaeus, 1758). Herpetozoa, 9: 157-159. Massana, M., Bonet, B. & Bertolero, A. 2008. Intento de depredación de mantis sobre juvenil de galápago europeo. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 19: 22-23. Salvador, A. 1997. Reptiles. In: Ramos, M.A. et al. (eds), Fauna Ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales. CSIC. Madrid. Tomala, N. 1903. Mantis religiosa eletmódjàról. Rovartani Lapok, 10: 177-178.

Comportamiento alimentario inusual en Gallotia atlantica Albert Martínez-Silvestre1, José A. Mateo2, Medwyn Jones1, Sergio Gallego1 & Joaquím Soler1 1 2

CRARC (Centre de Recuperació d’Anfibis i Rèptils de Catalunya). 08783 Masquefa. Barcelona. C.e.: crarc@amasquefa.com Servei de Protecció d'Espècies. Govern de les Illes Balears. 07009 Palma.

Fecha de aceptación: 13 de enero de 2012. Key words: Gallotia atlantica, Tarentola angustimentalis, diet, depredation.

El lagarto atlántico (Gallotia atlantica) es un lacértido de tamaño pequeño a mediano cuyos adultos suelen ser consumidores de frutos e invertebrados en proporciones que varían dependiendo de la disponibilidad de recursos y del tamaño de los ejemplares (Kreft, 1950; Barbadillo et al., 1999; Valido & Nogales, 2003; Salvador, 2007a).

Los vertebrados no son una presa habitual en la dieta de esta especie (Salvador, 2007a).

En la presente nota se describe un comportamiento alimentario inusual en G. atlantica, en el que un macho adulto de esta especie (alrededor de 75-80 mm entre hocico y cloaca) intentó - sin conseguirlo - ingerir un ejemplar subadulto de perenquén majorero (Tarentola angustimentalis; alrededor de 50 mm entre hocico y cloaca). La fotografía, tomada en enero de 2009 en el espacio natural del Corralejo,

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

Noreste de Fuerteventura (Islas Canarias) (28º42’ N / 13º52’ W ; 72 msnm) (Figura 1), muestra un momento de la ingestión, que se prolongó durante 15 ó 20 minutos. Cuando finalmente el lacértido desestimó su presa, pudo comprobarse que el ejemplar de T. angustimentalis había sido decapitado. Se desconoce, sin embargo, si el lagarto había ingerido previamente la cabeza del geco, si éste había sido cazado activamente o si, por el contrario, el macho de G. atlantica sólo intentaba aprovechar un cadáver fresco que había encontrado, en cuyo caso se trataría de un comportamiento carroñero. A la vista de lo observado, el consumo de gecos de mediano tamaño por lacértidos del género Gallotia, aunque anecdótico y ocasional, parece restringido a los ejemplares adultos de las especies de mayor tamaño, como Gallotia stehlini, Gallotia simonyi o Gallotia bravoana (más de 150 mm entre

hocico y cloaca) en las que sí se ha podido comprobar la depredación e ingestión de gecos (Machado, 1985; Salvador, 2007b; datos propios no publicados para G. bravoana). En las especies de menor tamaño, como G. atlantica o Gallotia caesaris, (generalmente menos de 100 mm entre hocico y cloaca), el consumo de ejemplares del género Tarentola estaría probablemente limitado, sin embargo, a los gecos recién nacidos ya que, como hemos podido comprobar, estas especies tienen verdaderos problemas para deglutir ejemplares de mayor tamaño. Si el comportamiento correspondiera a un caso de necrofagia, cabe la posibilidad de que el lacértido encontrara al geco decapitado por algún otro depredador, posibilidad que se ha sugerido para explicar el consumo de carroñas por G. stehlini en Fuerteventura (Quilis et al., 1991). En nuestro caso, y al tener el geco decapitado una medida menor a la habitual,

Foto Medwyn Jones

Figura 1. Macho de G. atlantica intentando ingerir un perenquén majorero (T. angustimentalis) en el noreste de Fuerteventura.

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podría ser que el lacértido decidiera intentar la difícil tarea de ingerir el resto del cadáver. Ello sugiere una elevada capacidad

de aprovechamiento por G. atlantica de los recursos alimentarios que le ofrece el hábitat donde vive.

REFERENCIAS Barbadillo, L.J., Lacomba, J.I., Pérez-Mellado, V., Sancho, V. & López-Jurado, L.F. 1999. Anfibios y Reptiles de la Península Ibérica, Baleares y Canarias. Geoplaneta. Barcelona. Kreft, G. 1950. Beiträge zur Kenntnis der kanarischen Echsenfauna. Zoologischer Anzeiger, 145: 426-444. Machado, A. 1985. New data concerning the Hierro Giant lizard and the Lizard of Salmor ( Canary Islands ). Bonner zoologische Beitrage, 36: 429-470. Quilis, V., Nogales, M. & Naranjo, J.J. 1991. Sobre la presencia de Gallotia stehlini en la isla de Fuerteventura (Canarias) y datos preliminares de su alimentación. Revista Española de Herpetología, 6: 45-48.

Salvador, A. 2007a. Lagarto atlántico - Gallotia atlantica. In: Carrascal, L.M. & Salvador, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 18 diciembre 2011]. Salvador, A. 2007b. Lagarto gigante de Gran Canaria - Gallotia stehlini. In: Carrascal, L.M. & Salvador, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 18 diciembre 2011]. Valido, A. & Nogales, M. 2003. Digestive ecology of two omnivorous Canarian lizard species (Gallotia, Lacertidae). Amphibia-Reptilia, 24: 331-344.

Lucilia bufonivora, díptero parásito de anuros, en la Selva de Irati (Navarra) Ainhoa Díez de Salazar1, Alberto Gosá1, Xabier Rubio1 & Beatriz Díaz2 1 2

Sociedad de Ciencias Aranzadi, Departamento de Herpetología. Zorroagagaina, 11. 20014 San Sebastián. C.e.: agosa@aranzadi-zientziak.org Dpto. de Zoología y Biología Celular Animal. Universidad del País Vasco (UPV-EHU). Apdo. 644. 48940 Leioa. Vizcaya.

Fecha de aceptación: 12 de marzo de 2012. Key words: myiasis, parasitism, Lucilia bufonivora, Calliphoridae, Bufo bufo, Anura.

La presencia de la moscarda Lucilia bufonivora Moniez, 1876, parásito obligado de diversos anfibios anuros, se encuentra bien documentada en países del centro y norte de Europa como Holanda (Vestjens, 1958; Hendriks, 1974; Strijbosch, 1980), Polonia (Sandner, 1955), Checoslovaquia (Zavadil et al., 1997), Noruega (Rognes, 1980), Dinamarca (Rognes, 1991) y Finlandia (Koskela et al., 1974). En el norte de la Península Ibérica (región Eurosiberiana, desde Asturias a Navarra) son recurrentes las observaciones de larvas de dípteros califóridos produciendo miasis en diversas especies de anuros, especialmente en Bufo bufo, aunque apenas existen publicaciones al respecto

(Fernández & Ruiz de Azua, 2007; Gosá et al., 2009). En la Selva de Irati (norte de Navarra, región Eurosiberiana Atlántica) se ha documentado el parasitismo de dípteros califóridos sobre B. bufo desde 1999 (Gosá et al., 2009). En el transcurso de un estudio de seguimiento poblacional de anfibios en dicha zona se localizó el 26 de julio de 2010 un nuevo ejemplar de esta especie (macho adulto) atacado por el insecto (Figura 1) en la regata Contrasario (borde de un hayedo y pastizal montano), fronteriza con Francia (UTM: 4763655 N; 651328 E ; 838 msnm). El 02 de julio de 2011 se capturó, dentro de dicho programa de seguimiento (Gosá, 2011), otro macho adulto de

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

B. bufo parasitado por el díptero, en la regata Ler (UTM: 4759826 N; 656887 E ; 1.022 msnm), distante de la anterior unos 6,8 km, en ambiente de hayedo-abetal. El ejemplar portaba unas 20-30 larvas en las fosas nasales, que estaban completamente deformadas. Fue trasportado al laboratorio, donde murió la noche siguiente a la captura. Las larvas se conservan en la colección entomológica de la Sociedad de Ciencias Aranzadi, en cuyo Departamento de Entomología han sido clasificadas como pertenecientes a la especie L. bufonivora (Díaz et al., 2012). Una muestra de las mismas fue enviada para su validación al especialista Dr. K. Szpila (Universidad Nicolaus Copernicus, Toruń, Polonia), quien corroboró su pertenencia a esta especie. Se confirma, por tanto, la presencia de L. bufonivora en la Península Ibérica y la permanencia de la especie como parásito de B. bufo durante más de un decenio en la Selva de Irati (Navarra). La mayor parte de las infestaciones adjudicadas presuntamente a las moscardas (género Lucilia) en el norte peninsular probablemente sean debidas a L. bufonivora, especie parásita obligatoria de anuros, por lo que podríamos considerar comparativamente menor la acción parasitaria ejercida sobre estos vertebrados por Lucilia silvarum, parásito solamente facultativo de anfibios, también presente en la Península (Carles-Tolrá, 2002; Saloña et al.,

Foto Iñaki Sanz-Azkue

Figura 1. Macho de B. bufo atacado por L. bufonivora en Irati (26 de julio de 2010). 2009)

y fácilmente confundible con la especie anterior por su similitud morfológica (Hall, 1948; Bolek & Coggins, 2002; Díaz et al., 2012), como agente productor de este tipo de miasis en los anfibios del norte ibérico. En cualquier caso, se necesitan más estudios para demostrar que L. silvarum es capaz de generar el mismo tipo de miasis que L. bufonivora, por lo que la falta de datos impide por el momento descartar una especie u otra. AGRADECIMIENTOS: El programa de seguimiento de los anfibios en la Selva de Irati se realiza para el

Departamento de Desarrollo Rural y Medio Ambiente del Gobierno de Navarra, quien concedió los permisos de muestreo oportunos.

REFERENCIAS Bolek, M.G. & Coggins, J.R. 2002. Observations on myiasis by the Calliphorid, Bufolucilia silvarum, in the eastern american toad (Bufo americanus americanus) from southeastern Wisconsin. Journal of Wildlife Diseases, 38: 598-603. Carles-Tolrá, M. (coord.). 2002. Catálogo de los Diptera de España, Portugal y Andorra (Insecta). Monografías Sociedad Entomológica Aragonesa, 8: 1-323. Díaz, B., Gosá, A. & Saloña, M.I. 2012. Confirmación de la presencia de Lucilia bufonivora Moniez, 1876 (Diptera: Calliphoridae) en la Península Ibérica. Boletín de la Asociación Entomológica Española, en prensa.

Fernández, J.M. & Ruiz de Azua, N. 2007. Insectos parásitos de ranas y sapos. Quercus, 261: 48. Gosá, A. (coord.). 2011. Monitorización de especies de anfibios de interés comunitario. Campaña 2011: Sesma, UrbasaAndía, Irati y Sasi. Gobierno de Navarra. Informe inédito. Gosá, A., Rubio, X., Etxaniz, M., Luengo, A., García-Cardenete, L. & Océn, M. 2009. Probables casos de parasitismo de Lucilia bufonivora (Diptera: Calliphoridae) en anuros del norte ibérico. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 20: 112-117. Hall, D.G. 1948. The blowflies of North America. The Thomas Say Foundation. Baltimore, Maryland.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Hendriks, W.M.L. 1974. A case report of Lucilia bufonivora Moniez parasitizing Bufo bufo L. in the Netherlands. Proceedings of the 3th International Congress of Parasitology, 3: 1668-1669. Koskela, P., Itämies, J. & Pasanen, S. 1974. Lucilia bufonivora Moniez (Dip., Calliphoridae), a lethal parasite in Rana temporaria L. (Anura). Annales Zoologici Fennici, 11: 105-106. Rognes, K. 1980. The blow-fly genus Lucilia RobineauDesvoidy (Diptera: Calliphoridae) in Norway. Fauna norvegica, Series B, 27: 39-52. Rognes, K. 1991. Blowflies (Diptera, Calliphoridae) of Fennoscandia and Denmark. E.J.Brill/Scandinavian Science Press Ltd. New York. Saloña, M.I., Moneo, J. & Díaz, B. 2009. Estudio sobre la distribución de Califóridos (Diptera, Calliphoridae) en la

Comunidad Autónoma del País Vasco. Boletín de la Asociación Española de Entomología, 33: 63-89. Sandner, H.K. 1955. Lucilia bufonivora Moniez, 1876 (Diptera) in Poland. Acta Parasitologica Polonica, 2: 319-329. Strijbosch, H. 1980. Mortality in a population of Bufo bufo resulting from the fly Lucilia bufonivora. Oecologia, 45: 285-286. Vestjens, W.J.M. 1958. Waarnemingen en infectie van Lucilia bufonivora in Bufo calamita Laur. Entomologische Berichten (Amsterdam), 18: 38-40. Zavadil, V., Kolman, P. & Marik, J. 1997. Frogs myiasis in the Czech Republic with regard to its occurrence in the Cheb district and comments on the bionomics of Lucilia bufonivora (Diptera, Calliphoridae). Folia Facultatis Scientiarum Naturalium Universitatis Masarykianae Brunensis, Biologia, 95: 201-210.

Posible capacidad trepadora de Mauremys leprosa Juan Domínguez1 & Alfonso Villarán2 Departamento de Ciencias Naturales, I.E.S. Puerto de la Torre. Cl. Cristo de los Milagros, s/n. 29190 Puerto de la Torre. Málaga. C.e.: Jdms9@hotmail.com 2 Departamento de Ciencias Naturales, I.E.S. Soto del Real. Ctra. Guadalix, s/n. 28791 Soto del Real. Madrid. 1

Fecha de aceptación: 27 de marzo de 2012. Key words: Mauremys leprosa, overcoming of obstacles.

En los últimos 20 años han proliferado los trabajos sobre el galápago leproso (Mauremys leprosa) en los que se han abordado diferentes aspectos de su biología (Keller, 1997; Andreu & López-Jurado, 1998), relaciones genéticas intraespecíficas (Fritz et al., 2006), distribución en la Península Ibérica (Da Silva, 2002; Araújo & Segurado, 2010), parámetros reproductores (Da Silva, 1995), alimentación (Andreu & López-Jurado, 1998; Domínguez & Villarán, 2008), y relaciones parásito-hospedador ( Hidalgo-Vila et al., 2004; Villarán & Domínguez, 2009). Sin embargo, hasta ahora se ha prestado poca atención a la capacidad de desplazamiento de esta especie, dándose por supuesto su nula o escasa capacidad en este sentido (Gómez de Berrazueta et al., 2009). De forma colateral se ha tratado la capacidad de desplazamiento de la especie relacionándola con el dimorfismo sexual que pre-

senta (Muñoz & Nicolau, 2006), pero apenas hay citas sobre su capacidad de desplazamiento real. Segurado & Figueiredo (2007) comparan los requerimientos de hábitat y la posible competencia con Emys orbicularis y justifican, no obstante, la movilidad de los galápagos en función de la búsqueda de zonas donde hibernar o estivar, reproducirse y hacer la puesta, o protegerse. Además, señalan la capacidad de la especie para desplazarse en función de la disponibilidad de hábitat idóneo o de recursos y contemplan la diferente explotación del hábitat, en función de los recursos tróficos, según la edad. Estos autores encuentran relevante la segregación espacial de las dos especies en arroyos pequeños frente a la potencial movilidad de los galápagos. Desde el año 2002 se realiza el seguimiento de una población de M. leprosa en la localidad

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

Foto Juan Domínguez

Figura 1. Aspecto del salto de agua en julio de 2010. En el margen derecho de la cascada (en su parte izquierda en la fotografía) se aprecia una estrecha cornisa, con menor inclinación que las rocas circundantes, que podría ser utilizada por los galápagos en sus desplazamientos.

de Casarabonela (Málaga) (30S X: 341568; Y: 4075336; 170 msnm). Para ello se capturan ejemplares que se marcan siguiendo la técnica utilizada para un estudio de la especie en Doñana (Pérez et al., 1979). Mediante sucesivas recapturas se ha realizado un seguimiento de los diferentes ejemplares capturados. El área de estudio corresponde a un tramo de unos 500 m de longitud de un arroyo, que se encuentra muy próximo al nacimiento del mismo, localizado en la sierra de Alcaparaín a unos 1.200 msnm. En unos 5 km el arroyo desciende hasta 180 msnm y para salvar este considerable desnivel en tan corto recorrido, el cauce discurre entre desfiladeros, presentando numerosos rápidos y saltos de agua. El

tramo en el que se asienta la población estudiada se inicia en la cabecera de una cascada que salva un desnivel de 7 m de altura (Figura 1) y continúa aguas arriba. La cascada y un afloramiento rocoso situado en su margen izquierdo representan la zona de conexión entre dos desfiladeros sucesivos del arroyo, siendo el punto de menor diferencia de altura entre ambos tramos. Se eligió dicho punto como zona de inicio por considerar la cascada como un obstáculo insuperable para la especie. El 8 de junio de 2006 se comenzó a considerar que la especie tenía una capacidad para salvar obstáculos superior a la descrita en la bibliografía al ver como un macho inmaduro, recién liberado, ascendía con facilidad por un salto de agua de 1 m de altura, pese a la corriente que caía directamente sobre él. Aunque un desnivel casi vertical de 7 m podría considerarse difícilmente superable, se intentó comprobar si los galápagos eran capaces de salvar este obstáculo. Para ello, en 2008, se marcaron algunos ejemplares capturados en la zona situada inmediatamente por debajo de la cascada, que se liberaron en el mismo punto de su captura. El 14 de julio de 2009 se recapturó uno de esos ejemplares por encima de la cascada. El ejemplar era una hembra inmadura marcada el 20 de junio de 2008. Una vez constatado el desplazamiento y considerada la posible capacidad trepadora de la especie, se quiso verificar si los galápagos también eran capaces de salvar el obstáculo en sentido inverso. El 21 de julio de 2009 se volvió a muestrear por debajo de la cascada y se recapturaron dos individuos capturados y marcados en la zona superior (por encima de la cascada), concretamente una hembra adulta y un macho inmaduro, marcados respectivamente el 3 de octubre de 2002 y el 1 de abril de 2008.

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retroceder por el fondo del desfiladero hasta encontrar una orilla con menor pendiente por la que ascender, para después retroceder por el margen superior del desfiladero avanzando hasta superar la zona de la cascada y volver al cauce. Para ello deberían utilizar un largo tramo de camino de tierra por el que transitan vehículos y personas. Esta posible vía se antoja aún más complicada por las grandes distancias que deben recorrer y, además, los animales se encontrarían expuestos a diferentes amenazas como el tránsito de vehículos, personas o animales domésticos. A lo largo de todos los años de estudio no se ha observado desplazamiento de galápagos por este camino, a pesar de lo conspicuo que resultaría cualquier ejemplar que lo utilizara, ni tampoco se han observado ejemplares atropellados. Sin embargo, tal como se ha constatado en E. orbicularis, los galápagos suelen ser atropellados con cierta frecuencia durante su actividad terrestre, incluso en carreteras o caminos de bajo tránsito de vehículos. Este hecho afecta especialmente a las hembras en

Foto Juan Domínguez

Durante la primavera y el verano de 2010, se repitieron los muestreos y el marcaje de individuos por debajo de la cascada, para tratar de comprobar si los desplazamientos hacia “arriba” y hacia “abajo” eran frecuentes o esporádicos. De las tres hembras adultas que se marcaron, una de ellas, concretamente la más grande, fue recuperada 320 m aguas arriba de la cascada, y solo necesitó 14 días para realizar el desplazamiento. Posteriormente, el 6 de abril de 2011, se volvió a recuperar la misma hembra alejada unos 540 m de la cabecera de la cascada, lo que resulta un desplazamiento considerable. No se ha observado de forma directa el camino seguido por los ejemplares en sus desplazamientos, pero, tanto si utilizan las rocas de la cascada, como si utilizan las rocas situadas en la margen izquierda de la misma, la dificultad parece similar y es un hecho notable y no descrito hasta ahora en los estudios sobre la especie. Intentar ascender o descender las paredes del desfiladero por otros puntos sería todavía más notable dada la mayor altura (Figura 2). La otra posible vía sería

Figura 2. Vista panorámica del desfiladero inferior, tomada desde el margen sur, camino de tránsito de vehículos y personas.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

búsqueda de lugares idóneos para realizar las puestas (Trakimas & Sidaravicius, 2008). Por todo ello se considera que el camino directo, pese a su aparente dificultad, es el más probablemente utilizado para pasar de un nivel a otro. Los organismos adaptan su morfología en función del hábitat en el que viven y un ejemplo lo constituye la superación de barreras como cascadas y saltos de agua (Blob et al., 2008). La capacidad trepadora en tortugas de agua dulce ha sido comprobada en algunas especies, pero habitualmente referida a los bancos de arena que constituyen su área de cría. Es el caso del género Podocnemis (Alho & Pádua, 1982; Ferreira-Júnior & Castro, 2010). Otras especies, en ocasiones, trepan por las orillas para asolearse, como ocurre con Lissemys punctata (Hossain et al., 2008). Algunas especies son capaces de superar bordillos o pequeños desniveles, como Emydoidea blandingii (Hartwig, 2004), aunque no se ha descrito en ellas el ascenso por superficies rocosas extensas, con gran desnivel y pendiente. No obstante, la capacidad trepadora de los galápagos, en ambiente natural y sobre rocas grandes y de superficie lisa, no debe descartarse, pues algunas tortugas son capaces de superar obstáculos como largas escaleras de peldaños altos (Engelman, 2006), hecho descrito en la especie Apalone spinifera. La capacidad para adherirse o permanecer en las rocas y trepar por ellas es propia de especies que viven en aguas con un flujo intenso. Estas especies han seleccionado su capacidad

trepadora y de adhesión a las rocas, incluso en superficies lisas, frente a una menor habilidad para nadar (Kirkpatrick, 1997) y lo consiguen gracias a un efecto combinado de la fuerza de la cola (en la que se apoyan) y la acción de las uñas e incluso de la boca. En el caso de M. leprosa, la adaptación a los arroyos temporales mediterráneos, de fuertes corrientes según la época y de caudal muy variable, podría facilitar este comportamiento. La combinación de la musculatura de las patas, la acción de la cola y el uso de las uñas podría permitir, junto a la forma hidrodinámica del caparazón, una cierta capacidad trepadora que facilitaría el acceso a diferentes zonas de alimentación. Se considera relevante esta posibilidad de desplazamiento de la especie, no citada hasta ahora en la literatura científica. Aunque las características de la zona (y de la cascada) pueden haber condicionado esta peculiar conducta y no pueda extrapolarse a otros arroyos, de comprobarse la capacidad trepadora de la especie de forma generalizada, este comportamiento podría condicionar la estrategia de conservación de la especie, pues habría que tenerlo presente a la hora de planificar medidas, especialmente en la construcción de barreras protectoras para la fauna en el caso de carreteras y vías de comunicación cercanas a los arroyos en los que se localiza la especie, pues las barreras podrían no ser eficaces ante esta conducta. En este sentido, se requiere la constatación de esta posible capacidad trepadora en otros arroyos del área de distribución de la especie.

REFERENCIAS Alho, C.J.M. & Pádua, L.F.M. 1982. Reproductive parameters and nesting behaviour of the Amazon turtle Podocnemis expansa (Testudinata: Pelomedusidae) in Brazil. Canadian Journal of Zoology, 60: 97-103. Andreu, A.C. & López-Jurado. L.F. 1998. Mauremys leprosa (Schweigger 1812). 103-108. In: Pérez-Mellado, V. (coord.), Reptiles. Ramos, M.A. et al. (eds.), Fauna Ibérica, Vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales. CSIC. Madrid.

Araújo, P.R & Segurado, P. 2010. Mauremys leprosa. 128-129. In: Loureiro, A., Ferrand de Almeida, N., Carretero, M.A. & Paulo, O.S. (eds.), Atlas dos Anfíbios e Répteis de Portugal. Instituto da Conservaçao da Naturaleza e da Biodiversidade. Esfera do Caos Editores (2ª impresión). Lisboa. Blob, R.W., Bridges, W.C., Ptacek, M.B., Maie, T., Cediel, R. A., Bertolas, M.M., Julius, M.L. & Schoenfuss, H.L. 2008. Morphological selection in an extreme flow envi-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) ronment: body shape and waterfall climbing success in the Hawaiian stream fish Sicyopterus stimpsoni. Integrative and Comparative Biology, 48: 734-749. Da Silva, E. 1995. Notes on clutch size and egg size of Mauremys leprosa from Spain. Journal of Herpetology, 29: 484-485. Da Silva, E. 2002. Mauremys leprosa. 143. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R & Lizana, M. (eds.), Atlas de distribución y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la NaturalezaAsociación Herpetológica Española. Madrid. Domínguez, J. & Villarán, A. 2008. Primera cita de Natrix maura en la dieta de Mauremys leprosa. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 19: 37-38. Engelman, R.M. 2006. A surprising observation of Spiny Softshell climbing ability. Journal of Kansas Herpethology, 10: 9-10. Ferreira-Júnior, P.D. & Castro, P.T.A. 2010. Nestying ecology of Podocnemis expansa (Schweigger, 1812) and Podocnemis unifilis ((Troschel, 1848) (Testudines, Podonecmididae) in the Javaés River (Brazil). Brazilian Journal of Biology, 70: 85-94. Fritz, U., Barata, M., Busack, S., Fritzsch, G. & Castillo, R. 2006. Impact of mountain chains, sea straits and peripheral populations on genetic and taxonomic structure of a freshwater turtle, Mauremys leprosa (Reptilia, Testudines, Geoemydidae). Zoologica Scripta, 35: 97-108. Gómez de Berrazueta, J.M., Fernández, A.M., González, C.D. & González, A. 2009. Un polizón en un saco de patatas: transporte accidental de Mauremys leprosa desde Sevilla a Cantabria. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 20: 111-112. Hartwig, T.S. 2004. Habitat selection of Blanding’s turtle (Emydoidea blandingii): a range-wide review and microhabitat study. Doctoral Thesis. Bard College. Annandale-onHouston. New York.

Hidalgo-Vila, J., Martínez-Silvestre, A.N., Pérez-Santigosa, N., Díaz-Paniagua, C., Andreu, A.C., Ruíz, X., De Frutos, C. & León, L. 2004. Primeros resultados del estado sanitario de poblaciones de galápagos autóctonos y exóticos en el SO de la Península Ibérica. Libro de resúmenes del VIII congreso Luso-Español de Herpetología/XII Congreso Español de Herpetología. Málaga (España). Hossain, M.L., Sarker, S.U. & Sarker, N.J. 2008. Ecology of Spotted Flapsheel turtle, Lissemys punctata (Lacepede, 1788) in Bangladesh. Ecoprint, 15: 59-67. Keller, C. 1997. Ecología de poblaciones de Mauremys leprosa y Emys orbicularis en el Parque Nacional de Doñana. Tesis doctoral. Universidad de Sevilla. Kirkpatrick , D.T. 1997. The Family Platysternidae, and its sole member: Platysternon megacephalum the Big-headed turtle. 438-446. In: Ackerman L. (ed.), The Biology, husbandry and health care of Reptiles, volume II: The husbandry of Reptiles. T.F.H. Publications, Inc. Neptune, N.J. Muñoz, A. & Nicolau, B. 2006. Sexual dimorphism and allometry in de Stripe-Necked Terrapin, Mauremys leprosa, in Spain. Chelonian Conservation and Biology, 5: 87-92. Pérez, M., Collado, E. & Ramo, C. 1979. Crecimiento de Mauremys caspica leprosa (Schweigger, 1812) (Reptilia, Testudines) en la Reserva Biológica de Doñana. Doñana Acta Vertebrata, 6: 161-178. Segurado, P. & Figueiredo, D. 2007. Coexistence of two freshwater turtle species along a Mediterranean stream: The role of spatial and temporal heterogeneity. Acta Oecologica, 32: 134-144. Trakimas, G. & Sidaravicius, J. 2008. Road mortality threatens small northern populations of the European Pond Turtle, Emys orbicularis. Acta Herpetologica, 3: 161-166. Villarán, A. & Domínguez, J. 2009. Infestación múltiple de Mauremys leprosa por nematodos. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 20: 37-40.

Nuevas aportaciones a la ecología trófica de Caretta caretta José Carlos Báez, Salvador García-Barcelona, José Luis Rueda & David Macías Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Málaga. Puerto Pesquero de Fuengirola, s/n. 29640 Fuengirola. Málaga. C.e.: granbaez_29@hotmail.com

Fecha de aceptación: 29 de marzo de 2012. Key words: by-catch, feeding ecology, loggerhead sea turtle.

La tortuga boba, Caretta caretta (Linnaeus, 1758), es el reptil marino más abundante en el Atlántico Norte y aguas adyacentes. Según la lista roja de la UICN (www.redlist.org), actualmente se encuentra en peligro de extinción. Muchos autores han señalado que la pesca en palangre de superfi-

cie constituye la principal amenaza para esta especie a nivel mundial (Lewison et al., 2004). Por esta razón, resulta imprescindible profundizar en el conocimiento de la ecología y hábitat de las tortugas con la finalidad de encontrar medidas de gestión que disminuyan su capturabilidad.

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Se considera que este quelonio presenta una ecología trófica oportunista (Bjorndal, 1997; Tomas et al., 2001, 2002). Estudios sobre la dieta de la tortuga boba han revelado la ingesta de una amplia gama de taxones que incluyen peces de natación lenta, moluscos cefalópodos y gasterópodos, cnidarios (medusas) y crustáceos, además de multitud de objetos de origen antrópico (Bjorndal, 1997; Tomas et al., 2001, 2002). La presencia de un elevado número de especies típicamente pelágicas o bentónicas en los contenidos estomacales estaría relacionada con la búsqueda de recursos en hábitats pelágicos o neríticos, respectivamente. El objetivo del presente trabajo es ampliar la información sobre la ecología alimenticia de la tortuga boba, comparando los contenidos estomacales de dos ejemplares capturados por la flota española de palangre, uno en el Atlántico Norte y otra en el Mediterráneo occidental (Figura 1). Ambas tortugas analizadas llegaron muertas a bordo de los distintos buques de pesca. Se conservaron congeladas a -18ºC hasta que se les practicó la necropsia y la extracción del contenido del aparato digestivo el año 2011. Para conseguir la máxima cantidad de contenido digestivo se retuvo toda la ingesta presente en el estómago y el material contenido en el resto del aparato digestivo: esófago e intestinos. Se procedió al tamizado de las muestras para separar los organismos y partículas identificables de mayor tamaño mediante una torre de tamices de 1.000, 500, 200 y 100 µm. La tortuga atlántica (señalada con el código CAT07 / 3FM001) presentaba una longitud mínima curva de 50 cm, y fue capturada el 7 de marzo de 2007 en la posición 36º32,11´ N / 14º06,16 W (Figura 1, punto A) por un palangre de superficie a la deriva con rulo hidráulico dirigido al pez espada, Xiphias gladius Linnaeus, 1758 (este tipo de flota se codifica como

LLAM). La tortuga mediterránea (señalada con el código CAT 08 / 001) presentaba una longitud mínima curva de 43 cm, y fue capturada el 12 de agosto de 2008 en la posición 38º00,16´ N / 01º47,45´ E (Figura 1, punto B) por un palangre de superficie a la deriva dirigido al atún blanco, Thunnus alalunga (Bonnaterre, 1788) (este tipo de flota se codifica como LLALB). Durante el periodo 1999-2010, para las flotas LLALB y LLAM se han observado 1.140 ejemplares de tortuga boba capturados de forma accidental. Es decir, un promedio de un ejemplar de tortuga boba por cada 1.000 anzuelos observados. A partir del trabajo de Camiñas et al. (2006) estimamos que se han capturado tan sólo 25 ejemplares de tortuga boba muertos de forma directa, por lo que los dos ejemplares analizados representan el 8% del total. Por lo tanto, los datos aportados en este trabajo son de interés para la flota palangrera española. Ambos ejemplares eran subadultos y fueron capturados por artes de pesca pelágicos de superficie, por lo que a priori deberían tener hábitos similares. Los restos orgánicos

Figura 1. Localización geográfica de los dos ejemplares de C. caretta estudiados en este trabajo.

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reconocibles de la tortuga atlántica incluían un individuo de Janthina exigua Lamarck 1816 (familia Janthinidae, molusco gasterópodo), once individuos de Cavolinia tridentata (Forsskal in Niebuhr, 1775) (familia Cavoliniidae, molusco gasterópodo), restos de un gnatópodo anfípodo Phronima sedentaria (Forskåll, 1775) (familia Phronimidae), restos de dos cefalópodos y medusas. Para la tortuga mediterránea, se observaron restos de dos peces, uno de los cuales estaba bien conservado, y se trataba de una alacha, Sardinella aurita Valenciennes, 1847, posiblemente el cebo empleado en el anzuelo donde la tortuga fue atrapada, además de restos de animales gelatinosos que no han podido ser identificados. En ambos ejemplares se encontraron restos de material antropogénico (1,1 g de peso seco en la tortuga atlántica, y 4,8 g de peso seco en la mediterránea). Entre los objetos se encontraban un trozo de un señuelo luminoso (activado mediante una reacción química, y envuelto por una vaina de plástico) muy utilizado por la flota de palangre, una colilla, diverso material plástico, trozos de cuerdas de nylon, y un trozo de red. Este trabajo constituye la primera cita de J. exigua en el contenido estomacal de tortugas marinas. No obstante, sus congéneres Janthina janthina (Linnaeus, 1758) y Janthina prolongata Blainville, 1822 han sido frecuentemente hallados en contenidos estomacales de tortugas marinas en fase pelágica (Bjorndal, 1997; Parker et al., 2005; Ernts & Lovick, 2009; Frick et al., 2009; Parker et al., 2011). El pterópodo J. exigua es de hábito pelá-

gico y de pequeño porte (hasta 2 cm de altura y 1,5 cm de anchura de la concha), y se alimenta fundamentalmente de sifonóforos (géneros Velella, Porpita, Physalia). Estas pequeñas medusas son a su vez fuente de alimento para las tortugas bobas (Parker et al., 2005; Ernts & Lovick, 2009; Frick et al., 2009). Estas circunstancias

podrían indicar una ingesta accidental de las especies del género Janthina durante la depredación de las tortugas sobre los sifonóforos de los que ambas especies se alimentan. Tanto Janthia spp. como Cavolinia tridentata y Phronima sedentaria han sido citados previamente como alimento de tortugas bobas en fase pelágica-oceánica en el Océano Atlántico (Ernst & Lovick, 2009; Frick et al., 2009), pero, a pesar de ser especies cosmopolitas con estructuras duras de difícil digestión, no han sido aún citadas como alimento de las tortugas en el Mar Mediterráneo (Tomas et al., 2001). Aunque desconocemos las poblaciones de origen de ambos ejemplares tenemos suficientes indicios para suponer que ambos pertenecían a poblaciones atlánticas. Aunque en el Mediterráneo occidental confluyen individuos tanto del Atlántico Norte como originarios del Mediterráneo oriental (Monzón-Arguello et al., 2010; Carreras et al., 2011), diversos autores han encontrado una distribución diferencial de ambos grupos en el Mediterráneo oriental, predominando las tortugas de origen atlántico al sur del archipiélago balear (Revelles et al., 2008). Por tanto, las diferencias encontradas entre ambos ejemplares no deben de achacarse a una estrategia eco-trófica diferencial de ambos grupos de tortugas. Además, como han demostrado ya muchos autores (e.g., Tomás et al., 2001, 2002), la tortuga boba presenta una estrategia oportunista. Es evidente que el número de muestras analizado en este trabajo es meramente anecdótico, aunque es destacable el hecho de que nuestros resultados coincidan con lo descrito en la bibliografía, lo cual sustenta más si cabe la hipótesis sobre las diferencias en la alimentación de los ejemplares atlánticos frente a los mediterráneos. Futuros trabajos deberían aclarar las causas de las diferencias en alimentación de las tortugas bobas en las zonas mediterráneas y atlánticas.

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AGRADECIMIENTOS: Los autores queremos agradecer

expresar nuestro agradecimiento a los doctores Abelló

la ayuda desinteresada de los patrones de pesca de los

y Ferrán por la identificación de los restos de P. sedentaria.

barcos “El Vitorino” y “Nicolás y Ana”, así como el

El presente trabajo ha sido parcialmente financiado

esfuerzo realizado por los observadores J.F. Moreno de

por el proyecto del Instituto Español de Oceanografía,

la Rosa, N. Cuervo y S. Saber. Además, queremos

GMP-4.

REFERENCIAS Bjorndal, K.A. 1997. Foraging Ecology and Nutrition of Sea Turtles. 199-232. In: Lutz, P. & Musick, J. (eds.), The biology of sea turtles. CRC Press. Boca Raton (Florida), USA. Camiñas, J.A., Báez, J.C., Valeiras, J. & Real, R. 2006. Differential loggerhead by-catch and direct mortality in surface longline according to boat strata and gear type. Scientia Marina, 70: 661-665. Carreras, C., Pascual, M., Cardona, L., Marco, A., Bellido, J.J., Castillo, J.J., Tomás, J., Raga, J.A., Sanfélix, M., Fernández, G. & Aguilar, A. 2011. Living together but remaining apart: Atlantic and Mediterranean loggerhead Sea Turtles (Caretta caretta) in shared feeding grounds. Journal of Heredity, 102: 666-677. Ernst, C. & Lovick, J.E. 2009. Turtles of the United States and Canada, 2nd edición. Ed. The Johns Hopkins University Press. Baltimore, Maryland. Frick, M.G., Williams, K.L., Bolten, A.B., Bjorndal, K.A. & Martins, H.R. 2009. Foraging ecology of oceanic-stage loggerhead turtles Caretta caretta. Endangered Species Research, 9: 91-97. Lewison, R.L., Crowder, L.B., Read, A.J. & Freeman, S.A. 2004. Understanding impacts of fisheries bycatch on marine megafauna. Trends in Ecology and Evolution, 19: 598-604.

Monzón-Arguello, C., Rico, C., Naro-Maciel, E., Varo-Cruz, N., López, P., Marco, A. & López-Jurado, L.F. 2010. Population structure and conservation implications for the loggerhead sea turtle of the Cape Verde Islands. Conservation Genetic, 11: 1871-1884. Parker, D.M., Cooke, W.J. & Balazs, G.H. 2005. Diet of oceanic loggerhead sea turtles (Caretta caretta) in the central North Pacific. Fisheries Bulletin, 103: 142-152. Parker, D.M., Dutton, P.H. & Balazs, G.H. 2011. Oceanic diet and distribution of haplotypes for the green turtle, Chelonia mydas, in the Central North Pacific. Pacific Science, 65: 419-431. Revelles, M., Camiñas, J.A., Cardona, L., Parga, M., Tomás, J., Aguilar, A., Alegre, F., Raga, A., Bertolero, A. & Oliver, G. 2008. Tagging reveals limited exchange of immature loggerhead sea turtles (Caretta caretta) between regions in the western Mediterranean. Scientia Marina, 72: 511-518. Tomás, J., Aznar, F.J. & Raga, J.A. 2001. Feeding ecology of the loggerhead turtle Caretta caretta (Linnaeus 1758) from western Mediterranean waters. Journal of Zoology (London), 255: 525-532. Tomás, J., Guitart, R., Mateo, R. & Raga, J.A. 2002. Marine debris ingestion in loggerhead sea turtles, Caretta caretta, from Western Mediterranean. Marine Pollution Bulletin, 44: 211-216.

Selección de la morfología del suelo de Chioglossa lusitanica y Salamandra salamandra en Galicia Pedro Galán Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. C.e.: pgalan@udc.es

Fecha de aceptación: 13 de marzo de 2012. Key words: amphibians, Chioglossa lusitanica, Salamandra salamandra, habitat, microhabitat.

La salamandra rabilarga (Chioglossa lusitanica) muestra una serie de características morfológicas y fisiológicas que determinan una fuerte dependencia de hábitats con un elevado grado de humedad ambiental y en la vecindad de corrientes de agua (Arntzen, 1999; Sequeira et al.,

2001). Además de esto, es una especie marcada-

mente orófila, mostrando preferencia por áreas con relieves abruptos y afloramientos rocosos, estando ausente de zonas llanas (Vences, 1990; Sequeira et al., 2001). Por su parte, la salamandra común (Salamandra salamandra) no se encuen-

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tra tan condicionada por las características del hábitat, ocupando un amplio rango de medios, aunque con preferencia por suelos profundos o con abundante hojarasca, generalmente en bosques caducifolios, sin que se haya señalado una predilección especial por determinadas pendientes del terreno (Montori & Herrero, 2004). En las zonas de clima atlántico de Galicia ambas especies pueden encontrarse en simpatría en numerosas localidades (Galán & Fernández, 1993), pero hasta el momento no se han cuantificado las preferencias de estos dos urodelos terrestres por la morfología del suelo en esas zonas. En este trabajo se intenta cuantificar las preferencias por determinadas características del sustrato (zonas con pendientes frente a zonas llanas, altura sobre el suelo y ángulo de la pendiente) que muestran C. lusitanica y S. salamandra en dos zonas de Galicia donde ambas especies comparten los mismos hábitats. Se seleccionaron dos localidades donde estos dos urodelos terrestres conviven en simpatría y sintopía y, además, en densidades de población elevadas, pero con hábitats diferentes, en la provincia de A Coruña, Galicia. El primero fue el Parque Natural das Fragas do Eume, cubierto, en la zona de muestreo, por un robledal mixto de Quercus robur mezclado con Castanea sativa, Acer pseudoplatanus y Laurus nobilis como especies principales, cercano a un bosque de ribera dominado por Alnus glutinosa, con Corylus avellana, Salix atrocinerea y Fraxinus excelsior. También existen pies dispersos de Pinus pinaster y Eucalyptus globulus y un suelo cubierto de abundante hojarasca. La localidad seleccionada fue la zona de Cal Grande, Pontedeume (UTM 10x10 km: 29T NJ70; 45 msnm) (NOTA: por motivos de conservación, no se da la localización exacta de los puntos de estudio, al ser zonas de abundancia puntual de

una especie vulnerable). En ella se muestrearon unos taludes de roca próximos a la carretera, con condiciones favorables para estas especies (abundancia de refugios en forma de grietas y orificios). Se seleccionó una zona de taludes rocosos de 110 m de longitud y una altura media de 3,5 m, con pendientes del terreno muy diversas (hasta los 90º de inclinación). También se recorrieron las zonas inmediatas a estos taludes, cubiertas por los bosques descritos, en una superficie de 1.500 m2 (transecto de 500 m de largo por 3 m de ancho) de suelo aproximadamente llano. La segunda zona fue la Serra de Montemaior, en el monte de Casaldabre, Cerceda (UTM 10x10 km: 29T NH38; 465 msnm), donde existe una pequeña cantera de áridos naturales abandonada (altura media del talud: 3,7 metros), formada por roca granítica en parte descompuesta (jabre). La vegetación de esta zona está formada por un matorral de Ulex europaeus mezclado con Cytisus striatus, Erica australis, Erica ciliaris, Calluna vulgaris y Rubus spp. También hay pies dispersos de Betula pubescens y Q. robur. A unos 70 m de la cantera existe un bosque mixto de Q. robur mezclado con P. pinaster y E. globulus, procedentes de repoblaciones, inmediato a una pequeña ripisilva de A. glutinosa y S. atrocinerea. En esta zona se muestreó el talud de la cantera (95 m lineales, también con pendientes muy diversas) y una superficie de 1.500 m2 en su entorno (asimismo en un transecto de 500 m de largo por 3 m de ancho), de suelo aproximadamente llano. Tanto el talud de la carretera del Eume como el de la cantera de Montemaior están orientados al nordeste, lo que origina unas condiciones de humedad y temperatura adecuadas para estas especies higrófilas. Sin embargo, son muy diferentes en cuanto a su cobertura vegetal: en el talud del Eume, la roca aparece

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Tabla 1. Alturas y pendientes en taludes y zonas circundantes en las que fueron observadas las dos especies de urodelos en las dos localidades de A Coruña. Se indica la media ± 1 error estándar, el rango de variación y el tamaño de muestra (n) en cada caso. Fragas do Eume

Serra de Montemaior

Media ±1 ES

Rango de variación

Media ±1 ES

Rango de variación

C. lusitanica Altura (cm) Pendiente (grados)

103,69 ± 105,1 44,36 ± 5,04

0 – 302 0 – 90

59 42

96,10 ± 8,76 42,52 ± 3,64

0 – 290 0 – 90

61 61

S. salamandra Altura (cm) Pendiente (grados)

16,43 ± 5,04 9,06 ± 1,81

0 – 180 0 – 60

62 62

17,35 ± 8,27 5,98 ± 1,91

0 – 300 0 – 62

48 48

cubierta por musgos y herbáceas aproximadamente en un 60% de su superficie, mientras que en el de Montemaior se encuentra casi desprovisto de vegetación, que cubre sólo un 10% de su superficie. Pero ambos tienen numerosas grietas, fisuras y orificios que sirven de refugio a los dos urodelos. Las zonas llanas circundantes también son muy diferentes, estando cubiertas por hojarasca y árboles en el Eume y por herbáceas y matorral en Montemaior. Pese a estas marcadas diferencias en la vegetación, en las dos zonas la densidad poblacional de C. lusitancia y S. salamandra es elevada. Foto Pedro Galán

Figura 1. Derecha: altura media (trazo horizontal), error estándar (rectángulo) y rango de variación (trazo vertical) de las observaciones de C. lusitanica y S. salamandra en los taludes de las dos localidades estudiadas: C: C. lusitanica, S: S. salamandra, e: Fragas do Eume, m: Serra de Montemaior. Izquierda: foto del talud de Montemaior, donde se indican las alturas sobre el nivel del suelo que se corresponden con la gráfica de la derecha.

En ambas localidades la superficie muestreada de talud fue menor que la de zonas llanas, debido a la escasez de estas pendientes (asociadas a actividad humana, como el trazado de carreteras u obras de excavación) y a la menor abundancia de estos anfibios en las zonas llanas. En ambos puntos el esfuerzo de muestreo fue muy similar y la proporción entre desniveles del terreno (taludes) y áreas sin pendientes fue aproximadamente equivalente. No se tuvieron en cuenta las diferencias en la cobertura vegetal ni en el tipo de vegetación. Los muestreos se efectuaron por la noche, comenzando entre una y dos horas después de la puesta del sol, seleccionando períodos muy húmedos (lluvia reciente o lloviendo) y temperaturas no bajas (> 7ºC; preferiblemente > 10ºC) para que la actividad de ambas especies fuera máxima. Aunque estas condiciones se pueden dar tanto en meses otoñales como primaverales, sólo se utilizaron los datos obtenidos en los meses de octubre y noviembre, porque se comprobó que la actividad de estos urodelos era mucho mayor en esa época que en primavera. Dentro de estos dos meses, se evitaron tanto los períodos secos (días sin lluvia) y fríos (temperaturas nocturnas en la zona inferiores a 7ºC), así como las noches con viento. Los muestreos se realizaron en el período comprendido entre los años 2006 y 2011.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Foto Pedro Galán

Figura 2. C. lusitanica desplazándose por un talud vertical (90º de inclinación) de roca granítica. Serra de Montemaior, Cerceda, A Coruña.

En los muestreos, al observar a individuos activos de cada una de las dos especies, se anotó, en el punto de la observación, si estaban en suelo llano o en un talud y, en el segundo caso, la altura vertical sobre el nivel del suelo (con una cinta métrica) y el ángulo de pendiente en ese punto (con un medidor de ángulos). No se tuvo en cuenta, en este caso, el sexo o la edad de los individuos observados. Las frecuencias de observaciones en zonas llanas frente a taludes se compararon mediante test de la c2. Dado que las variables obtenidas (altura sobre el suelo y ángulo de pendiente) no se distribuían normalmente, se utilizó para comparar las medias un método estadístico no paramétrico (U de Mann-Whitney). En las dos localidades, C. lusitanica apareció asociada a los desniveles del terreno (taludes) y no a las zonas llanas (Fragas do Eume:

91,5%, Serra de Montemaior: 95,1%, n = 59 y 61 respectivamente), al contrario que S. salamandra en las mismas zonas (17,7% y 16,7% respectivamente, n = 62 y 48). Ésta última apareció sobre todo en las zonas sin pendientes. Las diferencias en las frecuencias de observación entre taludes y suelo llano fueron altamente significativas entre ambas especies y en ambas zonas (C. lusitanica vs. S. salamandra: Eume: c2 = 209,6, P < 0,0001; Montemaior: c2 = 346,7, P < 0,0001). De manera correlacionada con lo anterior, la altura sobre el nivel del suelo en que aparecieron fue diferente en ambas especies. En los taludes, C. lusitanica se observó en zonas más elevadas que S. salamandra (Tabla 1, Figura 1). Las diferencias en la altura media sobre el nivel del suelo en que se encontraron ambas especies fueron muy significativas: U de Mann-Whitney, C. lusitanica vs. S. salamandra: Eume: Z = -7,31, P < 0,0001; Montemaior: Z = -7,56, P < 0,0001. Asimismo, el ángulo de pendiente de los puntos donde se encontraban ambas especies de urodelos fue muy diferente. S. salamandra apareció en zonas de mucha menor pendiente que C. lusitanica (Tabla 1). Esta última se observó incluso en zonas completamente verticales (Figura 2). Las diferencias en el ángulo de pendiente fueron muy significativas entre ambas especies: U de Mann-Whitney, C. lusitanica vs. S. salamandra: Eume: Z = -5,82, P < 0,0001; Montemaior: Z = -7,58, P < 0,0001. Pese a las marcadas diferencias en el hábitat entre ambas zonas (bosque atlántico frente a matorral), no se observaron diferencias significativas en cada especie, ni en el uso de taludes frente a zonas llanas (Eume vs. Montemaior: C. lusitanica: c2 = 1,09, P = 0,295; S. salamandra: c2 = 3,19, P = 0,074), ni en la altura media sobre el nivel del suelo (U de

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Mann-Whitney, C. lusitanica, Eume vs. Montemaior: Z = -0,467, P = 0,640; S. salamandra: Z = -1,263, P = 0,207), ni en el ángulo medio de la pendiente (U de Mann-Whitney, Eume vs. Montemaior, C. lusitanica: Z = -0,077, P = 0,938; S. salamandra: Z = -1,082, P = 0,279). Estas observaciones sobre el uso del microhábitat se han realizado en medios separados de las corrientes de agua, que suelen constituir el hábitat natural de C. lusitanica (Arntzen, 1999; Vences, 2011). Sin embargo, donde existen bosques atlánticos bien conservados, como es el caso de las Fragas del Eume, C. lusitanica también es abundante en las zonas alejadas de los arroyos, en pleno bosque (Galán, 1999). En la otra localidad de muestreo (Serra de Montemaior), pese a que no existen bosques atlánticos (excepto pequeños fragmentos), también se encuentra una abundante población de este urodelo en zonas alejadas de los arroyos (lo que no deja de ser sorprendente, en base a lo publicado sobre las preferencias de hábitat de esta especie). Esto nos ha permitido poder comparar el uso de un aspecto del hábitat (la morfología del suelo) en áreas donde coinciden las dos especies de salamándridos, independientemente de la cobertura vegetal y de la vinculación a corrientes de agua. Es un hecho conocido que, a nivel del paisaje, C. lusitanica selecciona zonas de orografía quebrada, estando virtualmente ausente de regiones o zonas llanas (Arntzen, 1995, 1999; Sequeira et al., 2001). En este trabajo hemos podido comprobar que esto también sucede a nivel de microhábitat, seleccionando este urodelo los taludes (generalmente de roca, con abundantes fisuras), mientras que usa en una proporción significativamente menor las zonas llanas circundantes. En S. salamandra

ocurre exactamente lo contrario, seleccionando ésta última las zonas llanas frente a los desniveles del terreno. C. lusitanica es una especie mucho más grácil y ligera (peso medio de los adultos: 2,0 g; Arntzen, 1999) que S. salamandra (peso medio de los adultos en estas poblaciones = 21,7 g, es decir, casi 11 veces más pesada [P. Galán, datos no publicados]), por lo que puede trepar con mucha mayor facilidad, incluso por superficies de gran pendiente, lo que está vedado a S. salamandra por su mayor tamaño y robustez. C. lusitanica se encuentra además vinculada a grietas o cavidades, en las que se refugia, que generalmente se localizan en taludes o afloramientos rocosos. Es, por lo tanto, lógica esta adaptación a trepar por superficies de gran pendiente, al contrario que la más pesada y terrestre S. salamandra. Pese a todo, también hemos podido observar a ésta última en zonas elevadas de los taludes, aunque con frecuencias bajas y en puntos donde las pendientes no eran pronunciadas. Las diferencias de tamaño entre ambas especies pueden también originar una situación de competencia asimétrica, desplazando la mayor a la menor de las zonas más bajas y llanas. En este sentido, Vences (1990) indica que S. salamandra (así como Bufo bufo) puede incluso depredar sobre C. lusitanica, lo que restringiría a ésta última a ocupar las zonas de mayor pendiente, poco accesibles para S. salamandra. Por otro lado, también puede existir competencia por los refugios, desplazando la de mayor tamaño, S. salamandra, a C. lusitanica de los situados a menor pendiente y altura. Todo esto contribuiría a explicar las diferencias observadas en el uso del microhábitat. También puede darse competencia por el alimento entre ambas especies. Sin embargo,

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teniendo en cuenta que prácticamente no existe solapamiento en el tamaño de las presas entre ellas (4 - 20 mm de longitud en S. salamandra y 2 - 4 mm en C. lusitanica; datos de poblaciones de Galicia; Bas et al., 1979; Vences, 1990), y que también difieren en los grupos principales que las componen y en su manera de capturarlas (proyectando la lengua, en el

caso de C. lusitanica), la competencia por este recurso no debe ser especialmente fuerte y es posible que no tenga una influencia marcada en su segregación espacial. AGRADECIMIENTOS: Los muestreos se realizaron con el permiso de la Dirección Xeral de Conservación da Natureza, Xunta de Galicia.

REFERENCIAS Arntzen, J.W. 1995. Temporal and spatial distribution of the Golden-striped salamander (Chioglossa lusitanica) along two mountain brooks in northern Portugal. Herpetological Journal, 5: 213-216. Arntzen, J.W. 1999. Chioglossa lusitanica Bocage, 1864 Goldstreifensalamander. 301-321. In: Grossenbacher, K. & Thiesmeier, B. (eds.), Handbuch der Amphibien und Reptilien Europas. Aula Verlag. Wiesbaden. Bas, S., Guitián, J., de Castro, A. & Sánchez-Canals, J. 1979. Datos sobre la alimentación de la salamandra (Salamandra salamandra L.) en Galicia. Boletín de la Estación Central de Ecología, 8: 73-77. Galán, P. 1999. Conservación de la herpetofauna gallega. Situación actual de los anfibios y reptiles de Galicia. Universidade da Coruña. Servicio de Publicacións. Monografía Nº 72. A Coruña. Galán, P. & Fernández, G. 1993. Anfibios e réptiles de Galicia. Edicións Xerais. Vigo.

Montori, A. & Herrero, P. 2004. Caudata. 43-275. In: García-París, M., Montori, A. & Herrero, P. Amphibia, Lissamphibia. Ramos, M. A. et al. (eds.), Fauna Ibérica, vol. 24. Museo Nacional de Ciencias Naturales. CSIC. Madrid. Sequeira, F., Gonçalves, H., Faria, M.M., Meneses, V. & Arntzen, J. W. 2001. Habitat-structural and meteorological parameters influencing the activity and local distribution of the Golden-striped salamander, Chioglossa lusitanica. Herpetological Journal, 11: 85-90. Vences, M. 1990. Untersuchungen zur Ökologie, Ethologie und geographischen Variation von Chioglossa lusitanica Bocage, 1864. Salamandra, 26: 267-297. Vences, M. 2011. Salamandra colilarga - Chioglossa lusitanica Barbosa du Bocage, 1864. Versión 7-09-2011. In: Salvador, A. & Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 15 noviembre 2011].

Dos casos de melanismo en Lissotriton boscai en Zamora Abel Bermejo & Rosa Otero Urb. Ciudad de la Juventud, 106. 34192 Grijota. Palencia. C.e.: herpeto31@hotmail.com

Fecha de aceptación: 22 de diciembre de 2011. Key words: Lissotriton boscai, Zamora, melanism.

Se han descrito diferentes anomalías pigmentarias en urodelos ibéricos (véase una recopilación en Rivera et al., 2001a, b, 2002). En el caso del tritón ibérico Lissotriton boscai, Freytag (1951, en Blu & Guesdon, 1993) capturó una larva albina. Thorn (1968) cita un ejemplar albino en Toledo y hace una breve descripción. Salvador & García–París (2001) señalan casos de albinismo parcial. Galán (2010) ha

descripto un caso de leucismo en un ejemplar capturado en Galicia y Pedrajas et al. (2006) citan la coloración atípica en la zona ventral de un ejemplar de Jaén. Sin embargo, hasta la fecha no se han citado casos de melanismo en el tritón ibérico. El 12 de abril de 2010, durante el marcaje de una población de tritón ibérico en Villadeciervos (Zamora, UTM 10 x 10 km:

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Fotos Abel Bermejo

Figura 1. Hembra melánica de L. boscai de Villadeciervos (Zamora) en visión dorsal (a) y ventral (b).

Figura 2. Macho melánico de L. boscai de Villadeciervos (Zamora) en visión dorsal (a) y ventral (b).

30T QG3040 ; 830 msnm), fueron capturados dos ejemplares, un macho y una hembra (Figuras 1 y 2), que presentaban una coloración diferente a la del resto de los 25 ejemplares capturados (con diseño ventral y dorsal habitual para la especie según Montori & Herrero [2004]). Los dos individuos de pigmentación anómala presentaban una coloración muy similar, siendo tanto toda la región dorsal como los laterales muy oscuros, de color negro brillante uniforme. La región ventral presentaba de fondo un tono blanquecino amarillento con una importante reducción del color anaranjado típico de la especie (Montori & Herrero, 2004), con motas negras muy abundantes extendidas por toda la superficie (Figuras 1 y 2) y en

número superior al de los ejemplares pigmentados normalmente. Por ello consideramos que se trata de dos ejemplares melánicos. Según Reinig (1937), existen dos formas de melanismo: el abundismo (proliferación de las manchas oscuras en un número muy superior al normal, hasta cubrir de forma anómala grandes superficies) y el nigrismo (en mayor o menor medida todo el animal se oscurece). Por las características observadas, la pigmentación melánica de los dos ejemplares de tritón ibérico objeto de esta nota correspondería a la forma descrita como abundismo. AGRADECIMIENTOS: Para la redacción de la nota se ha contado con la inestimable ayuda del Dr. O. Arribas y X. Rivera.

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REFERENCIAS Blu, Y. & Guesdon, P. 1993. L’albinisme chez les urodeles salamandridés de France. Rapport de T.E.R. Licence de Biologie. Université d´Angers. Galán, P. 2010. Mutación leucística en Lissotriton boscai de Galicia. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 21: 58-61. Montori, A. & Herrero, P. 2004. Caudata. 43-275. In: GarcíaParís, M., Montori, A. & Herrero, P., Amphibia, Lissamphibia. Ramos M.A et al. (eds), Fauna Ibérica. Museo Nacional de Ciencias Naturales, CSIC. Madrid. Pedrajas, L., Ceacero, F., Rodriguez, M. & Villodre, A. 2006. Coloración atípica en un macho de Lissotriton Boscai (Lataste, 1879). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 17: 34-35.

Reinig, W.F. 1937. Melanismus, Albinismus & Rufismus. G. Thieme. Broschiert. Rivera, X., Arribas, O. & Martí, F. 2001a. Revisión de anomalías pigmentarias en los anfibios de la península Ibérica y de Europa. Bulletí de la Societat Catalana d´Herpetologia, 15: 39-75. Rivera, X., Arribas, O. & Martí, F. 2001b. Anomalías pigmentarias en anfibios y reptiles. Quercus, 180: 18-22. Rivera, X., Arribas, O. & Martí, F. 2002. Alteraciones cromáticas en los anfibios y reptiles de Europa. Reptilia, 33: 33-38. Salvador, A. & García-París, M. 2001. Anfibios españoles. Canseco Eds. Talavera de la Reina. Thorn, R. 1968. Les salamandres dÉurope, dÁsie et dÁfrique du nord. Ed. Lechevalier. París.

Anfibios y reptiles como potenciales agentes de dispersión de moluscos en el norte ibérico Aitor Laza-Martínez, Iñaki Sanz-Azkue & Alberto Gosá Sociedad de Ciencias Aranzadi, Departamento de Herpetología. Zorroagagaina, 11. 20014 San Sebastián. C.e.: aitor.laza@ehu.es

Fecha de aceptación: 14 de mayo de 2012. Key words: dispersal, Lissotriton helveticus, Bufo calamita, Podarcis liolepis, Sphaerium corneum, Pomatias elegans.

La dispersión o el abandono del área de origen es un factor de suma importancia en la supervivencia de la fauna y la flora. La colonización de nuevos lugares con condiciones adecuadas para su supervivencia puede maximizar el éxito de la descendencia, siendo la garantía de la dispersión especialmente importante para organismos que viven en hábitats recluidos y efímeros (e.g., Zeh & Zeh, 1992). Ya desde el siglo XIX entender los mecanismos por los que los organismos estrictamente acuáticos consiguen colonizar masas de agua aisladas ha sido un reto especialmente desafiante (Darwin, 1859). Mientras que algunos animales, como los insectos acuáticos voladores, se pueden dispersar activamente, sobre otros invertebrados como los moluscos bivalvos sólo se ha especulado que podrían ser trasportados bajo ciertas circuns-

tancias, como las inundaciones, los torbellinos de aire que succionan el agua de una charca trasladándola a otro lugar o a través de los animales capaces de moverse de charca en charca (Rees, 1965). Incluso Darwin (1859) ya se preguntaba si las islas pueden ser colonizadas por moluscos terrestres recién eclosionados adheridos a las patas de las aves. Cuando un animal es observado sobre otro, y al mismo tiempo está siendo trasportado, la adhesión previa puede haber sucedido por azar o accidente, o por interacción biológica. En este segundo caso la especie trasportada puede presentar rasgos evolutivos anatómicos y / o conductuales que le faciliten la adhesión al vector de desplazamiento. La foresis es una forma de comensalismo en la que uno de los organismos utiliza al otro para trasportarse, que resulta especialmente ventajosa para animales con

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poca capacidad de dispersión activa y para los que viven en hábitats tipo isla (Błoszyk et al., 2002). Este fenómeno fue definido por Lesne en 1896 (citado en Farish & Axtell, 1971). Posteriormente el término se ha empleado en un sentido laxo para referirse en general al trasporte de un animal por otro, o de forma más estricta, aplicado sólo a los casos que cumplen una serie de requisitos. Según Schaller (1960) una relación forética debe ser activa en todas sus partes, desde el inicio del trasporte hasta el desprendimiento del animal trasportado o forético. Farish & Axtell (1971) restringen el fenómeno a los animales que se adhieren externamente al vector - ecto- o epizoocoría, según Vanschoenwinkel et al. (2008) -, frente a la ingestión y traslado de los animales en el tracto digestivo, con deposición posterior en los excrementos del vector (endozoocoría). La dispersión de invertebrados ha sido recogida desde antiguo, ya sea por aves (Darwin, 1878; Green & Figuerola, 2005), insectos (Darwin, 1882; Tomlin, 1910), mamíferos (Vanschoenwinkel et al., 2010), peces (Gittenberger & Janssen, 1998), e incluso se ha citado el trasporte accidental mediante calzado y vehículos a motor (Waterkeyn et al., 2010). A los herpetos se les ha atribuido un papel menor, relegado a Foto Alberto Gosá

la dispersión a corta distancia (Rees, 1952, 1965; Sixl, 1968; Mackie, 1979; Davis & Gilhen, 1982; Bohonak & Whiteman, 1999; Mertins & Hartdegen, 2003; Lopez et al., 2005; Wood et al., 2008),

aunque no debe descartarse que localmente puedan desempeñar un papel importante en la dispersión de otros organismos animales. Las observaciones de moluscos bivalvos adheridos a anfibios son también antiguas. La cita pionera parece ser la de Knaap (1829; en Rees, 1952), referida a un tritón. Rees recopiló citas, a partir de Kew (1893; en Rees, 1952), y posteriormente se han publicado observaciones sobre los géneros Sphaerium y Pisidium (Sixl,

1968; Davis & Gilhen, 1982; Kwet, 1995; Gutleb et al., 2000; Wood et al., 2008). Por su parte, las de repti-

les como agentes dispersores son muy escasas y referidas a ostrácodos (Lopez et al., 2005). En el presente artículo se da noticia de los primeros casos en la Península Ibérica, observados en Navarra, de moluscos bivalvos asidos a dedos de tritones, y se informa por vez primera del trasporte de un molusco gasterópodo terrestre por sendas especies de anfibio (en Vizcaya) y reptil (en Guipúzcoa). Casos del molusco Sphaerium corneum asido a Lissotriton helveticus. En muestreos en la charca forestal de Maular (sierra de Andía, Navarra; 580562 E; 4741094 N; 1.019 msnm) para un seguimiento poblacional de anfibios (Gosá et al., 2004), el 26 de mayo de 2004 se encontraron tres ejemplares adultos de Lissotriton helveticus (5,4% de los observados en esa fecha) que portaban un individuo del molusco bivalvo Sphaerium corneum asido a uno de sus dedos. También se observaron Figura 1. Ejemplar de L. helveticus de la charca de Maular (Navarra) con un S. corneum asido a una falange.

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ejemplares de tritón con amputaciones en falanges y dedos, probablemente causadas por los pellizcos de estos moluscos. Otras dos especies de tritones cohabitantes en la charca (Mesotriton alpestris y Triturus marmoratus) no fueron observadas portando moluscos, habiéndose contabilizado en dos visitas al humedal (26 de mayo de 2004 y 18 de junio de 2004) cuatro y nueve ejemplares de la primera y uno y cuatro de la segunda, respectivamente. La charca de Maular fue la única con L. helveticus portando bivalvos de un total de 64 charcas muestreadas con presencia del anfibio (1,56%), en las que el número medio de tritones contabilizados por charca fue de 19,74 (SD = 19,94; rango = 1 - 79). En una nueva visita circunstancial al humedal el 16 de mayo de 2009 no se registraron tritones portando moluscos ni se llegó a contabilizar el número total de tritones muestreados, pero fueron frecuentes las observaciones de individuos con dedos o falanges amputados. Decenas de tritones extraídos de la charca se almacenaron temporalmente con numerosos moluscos en dos contenedores de 5 L dispuestos en las orillas de la charca, comprobándose que trascurridas menos de dos horas cinco tritones portaban moluscos en sus dedos (Figura 1), lo que demostraba que el fenómeno se estaba repitiendo en ese humedal. Casos del caracol Pomatias elegans asido a Bufo calamita y a Podarcis liolepis. En septiembre de 2005 se capturó un macho adulto de Podarcis liolepis en el monte Urgull, San Sebastián (Guipúzcoa; 581786 E; Figura 2. Ejemplar de P. liolepis de Urgull (San Sebastián, Guipúzcoa) con un P. elegans asido a dos dedos.

Tabla 1. Número de observaciones de P. elegans asidos a B. calamita en la playa de Gorrondatxe (Getxo).

Junio Julio Agosto Septiembre Octubre

2009

2010

2011

1 0 3 8 1

0 0 1 3 0

2 1 0 0 0

4797194 N ; 26 msnm) con un ejemplar de Pomatias elegans fijado a dos dedos de la pata delantera derecha (Figura 2). El caracol no impedía los desplazamientos del lacértido, pero aparentemente los entorpecía y limitaba ligeramente. En un muestreo anterior en el mismo lugar, en agosto de 2005, se capturaron 30 lagartijas (Sanz-Azkue, 2007), sin que ninguna de ellas portara caracol. En 2008 se repitieron muestreos en el mismo enclave, contabilizándose un total de 259 P. liolepis, ninguno de los cuales trasportaba al molusco (Sanz-Azkue, datos no publicados). Por otra parte, en torno a la playa de Gorrondatxe (Getxo, Vizcaya; 499021 E ; 4803072 N ; 53 msnm), donde se concentra una población amenazada de Bufo calamita (Garin-Barrio et al., 2010), se observaron entre junio de 2009 y julio de 2011 hasta 20 ejemplares de P. elegans fijados mediante un Foto Iñaki Sanz

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Foto Aitor Laza

Figura 3. Ejemplares de B. calamita de Gorrondatxe (Getxo, Vizcaya) con un P. elegans asido a una falange (a) y pellizcando el vientre (b).

pellizco a 19 sapos, uno de los cuales portaba dos caracoles (Tabla 1). En los transectos realizados para el seguimiento de la población del sapo se contabilizaron 768 individuos, de los que 10 (1,3%) portaban caracoles. Los otros nueve casos de sapos que portaban caracoles correspondieron a observaciones casuales fuera de los transectos. Nueve caracoles (45%) estaban fijados a los dedos traseros (Figura 3a), ocho (40%) al vientre (Figura 3b) y tres (15%) a las patas delanteras. La media del tamaño (longitud) de los moluscos fue de 9,49 mm (SD = 2,49; rango = 3,93 - 12,2). El número de sapos macho portando caracol fue de nueve (47,37%), el de hembras cinco (26,31%) (sex - ratio de 1,8:1) y el de juveniles cinco (26,31%), sin que hubiera diferencias significativas (Test Exacto de Fisher, P = 0,564) respecto a la distribución entre las categorías (machos, hembras, juveniles) de la población de sapos muestreada. La talla media de los sapos portadores de moluscos fue de 49,2 mm (SD = 5,4; rango = 25,7 - 59,9 mm), no habiéndose encontrado diferencias signi-

ficativas (ANOVA, P = 0,989) para ninguna de las tres categorías respecto al conjunto de la población. Trece sapos portando caracoles fueron trasladados al laboratorio, donde se comprobó el tiempo que éstos permanecían asidos al anfibio. Cuatro caracoles se desprendieron antes de una hora tras la captura, seis antes de las primeras 10 horas, uno antes de 24 horas y dos antes de 48 horas. Tras soltarse, el sapo podía presentar una leve lesión cutánea con marca o rubefacción. Las observaciones de caracoles asidos a falanges de sapos parecen fácilmente explicables por contacto accidental, pero las de los pellizcos de piel son menos atribuibles a esta causa. Por ello, se ensayó la reproducción del enganche de caracoles a la piel ventral de sapos simulando en laboratorio el paso accidental de un sapo sobre un caracol activo. Inicialmente dispuestos ambos frente a frente se hizo pasar manualmente un sapo por encima de un caracol, quedando éste apresado unos instantes entre el suelo y el vientre del sapo. Al hacer rodar el caracol, éste se retraía

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bajo su concha pudiendo producir un pellizco en la piel del sapo, que quedaba atrapada por el opérculo. Este resultado se obtuvo en ocho ocasiones de 49 intentos. La intencionalidad de la dispersión de un organismo asido al cuerpo de otro organismo con mayor capacidad de desplazamiento ha sido discutida en términos contrapuestos. Rees (1952, 1965) la asume como accidental, mientras que otros plantean la posibilidad de que se trate de una interacción biológica (Sixl, 1968; Kwet, 1995), un mecanismo de dispersión desarrollado por la especie trasportada, en cuyo caso podríamos hablar de foresis. Para los moluscos bivalvos, dados los perjuicios que producen al anfibio - amputación de falanges, motilidad reducida, entorpecimiento de la ovoposición -, Wood et al. (2008) plantearon que, de tratarse de una interacción biológica, ésta sería de tipo parasitario en vez de comensal, por lo que habría que hablar de dispersión parasitaria en lugar de foresis. Las observaciones en la charca de Maular son las primeras para la Península Ibérica y las segundas, tras el estudio de Wood et al. (2008), que relacionan a L. helveticus con los bivalvos. Por su parte, las observaciones de anfibios y reptiles con gasterópodos adheridos son, según nuestro conocimiento, inéditas. Anteriormente P. elegans solamente había sido observado asido a abejorros, tratándose de citas de más de un siglo de antigüedad (T., 1885; Tomlin, 1910). Este caracol, evolutivamente cercano a los bígaros de zonas intermareales, presenta un opérculo calcáreo que lo diferencia de los gasterópodos pulmonados terrestres. Cuando el caracol se retrae el opérculo sella la abertura, de modo que las extremidades de otros animales pueden quedar atrapadas en ella.

Sobre la relación y alcance en el fenómeno de la dispersión. La fijación de un bivalvo a otro animal con capacidad dispersiva abre la posibilidad de que el molusco pueda colonizar un nuevo hábitat. La dispersión con éxito por este medio se considera rara en la naturaleza (Rees, 1952; Gutleb et al., 2000), por lo que debe estudiarse más en profundidad su relevancia. Más allá de la frecuencia de adhesión de los bivalvos, relacionada con su densidad y con el uso del hábitat por los anfibios (Wood et al., 2008), es necesario conocer los hábitos migratorios de éstos entre charcas (Rees, 1952). El anfibio más utilizado para la dispersión suele ser el que presenta mayores abundancias relativas. La ocurrencia de moluscos bivalvos en charcas del País Vasco y Navarra - cuyos humedales suelen ser de régimen hídrico estacional - es reducida (datos no publicados). Tan sólo el 3,54% de las charcas estudiadas en sierras navarras (n = 113; Gosá et al., 2004) albergó poblaciones de bivalvos. En dos sierras alavesas (Parques Naturales de Izki y Valderejo) aparecieron en el 10 y el 4% de las charcas muestreadas en 2010 (n = 10 y 25, respectivamente; Gosá & Iraola, datos no publicados). Habiendo presencia de tritones en muchas de ellas, en ninguna se observó que portaran bivalvos. El número medio de L. helveticus por charca en Izki fue de 35,44 (SD = 36,6; n = 9; rango = 2 - 96) y el de T. marmoratus de 5,00 (SD = 7,87; n = 5; rango = 1 - 9) (Gosá & Iraola, 2010a). En Valderejo fue de 36,00 (SD = 43,77; n = 8; rango = 1 - 104) para la primera especie y de 5,11 (SD = 4,25; n = 9; rango = 1 - 14) para la segunda (Gosá & Iraola, 2010b). Sin embargo, se abre la posibilidad de que en poblaciones como la de Maular, donde la interacción con L. helveticus parece manifiesta, la dispersión

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de los moluscos pueda producirse. Si, como en el caso de los ostrácodos (Lopez et al., 2005), la abundancia del anfibio determina el uso del crustáceo, L. helveticus podría ser en Maular especie vector del molusco, en una charca donde el número de individuos contados de este tritón fue 18 y siete veces superior, respectivamente, al de los otros tritones que la cohabitan, T. marmoratus y M. alpestris (Gosá et al., 2004). Por otra parte, como en otros casos descritos en Europa, el bivalvo observado en Maular (S. corneum) parece ser una especie particularmente implicada en el fenómeno (Sixl, 1968; Kwet, 1995; Gutleb et al., 2000; datos presentes). Se ha argumentado que los anfibios de hábitos reproductores “explosivos” (por ejemplo, Rana dalmatina o Bufo bufo) no son los vectores adecuados para propiciar la colonización de nuevas charcas (Gutleb et al., 2000). La presencia masiva en un corto periodo de tiempo en los puntos de reproducción, y el retorno posterior al hábitat terrestre, inducen a que el destino probable del bivalvo sea la misma charca, o bien la muerte por desecación en el medio terrestre. Sin embargo, L. helveticus puede migrar de una charca a otra durante la misma estación reproductora (Miaud, 1990), por lo que en Maular el trasporte de bivalvos a charcas de su entorno podría ser factible. El caso de P. elegans es diferente, por ser un animal terrestre que no vive en hábitats tipo isla, lo que podría hacer pensar que su trasporte demasiado local fuera biológicamente irrelevante. Sin embargo, puesto que los hábitats locales cambian constantemente, las poblaciones de caracoles pueden desaparecer temporalmente de ciertos lugares, lo que posibilitaría que ciertos reptiles, o anfibios de hábitos terrestres, participaran en la recolonización de los gasterópodos de estas zonas, y

no sólo los insectos (Rees, 1965). La capacidad de dispersión activa de P. elegans es extremadamente reducida (Jordaens et al., 2001; Pfenninger, 2002), por lo que su dispersión pasiva ayudaría a colonizar nuevos hábitats y evitar la endogamia. En poblaciones que viven en hábitats fragmentados desaparece el efecto del flujo genético a distancias de unos cientos de metros (Pfenninger, 2002), por lo que el efecto del trasporte en unas decenas de metros sería significativo en un organismo de estas características. La densidad de P. liolepis en Urgull es bastante alta (estima mínima de 90.000 lagartijas / km2 en 2008) (Sanz-Azkue et al., 2008), si bien se desconoce la de P. elegans, no siendo el sustrato de arenisca de la zona el más adecuado para éste, asociado a sustratos calcáreos. Como se mantiene preferentemente activo de noche y en periodos húmedos, no coincidiendo con la actividad de la lagartija, las posibilidades de contacto entre ambos serán escasas. Una oportunidad hipotética para que se produzca sería su coincidencia bajo piedras. La incidencia con B. calamita parece ser mucho mayor, siendo alta la densidad de P. elegans en el entorno de la playa de Gorrondatxe, de sustrato calcáreo. En un tramo del camino donde ambos contactan se ha llegado a estimar una densidad de 4,54 sapos / 10 m. Los coincidentes hábitos crepusculares y nocturnos propician el encuentro de las dos especies. Sobre la naturaleza del fenómeno: accidente vs. interaccion biológica. Rees (1952, 1965) asumía los casos de moluscos gasterópodos y bivalvos asidos a las extremidades de pequeños animales (insectos o anfibios) como casuales, consecuencia de que el molusco fuera pisado accidentalmente provocando la reacción de cerrar las valvas o

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de retraerse en la concha, atrapando así la extremidad. El primer autor en sugerir que este tipo de casos podría tratarse de foresis fue Sixl (1968), aunque no argumentó esta hipótesis. Gutleb et al. (2000) contrastaron las condiciones que definen la foresis, concluyendo que las observaciones disponibles sobre los bivalvos no eran interpretables dentro de este tipo de comensalismo. La principal objeción citada por estos autores era que, como se ha señalado anteriormente, los hábitos reproductores de tipo explosivo de la mayoría de anfibios implicados en estos casos no garantizaban el éxito de la dispersión. Otros anfibios, como Bombina variegata, se considerarían vectores apropiados, como se ha mostrado para cierto ostrácodo (Seidel, 1995). L. helveticus, vector potencial observado en uno de nuestros casos, también ofrecería posibilidades para trasportar bivalvos de charca en charca con éxito. Otros elementos aducidos contra la hipótesis de foresis son los mecanismos de adhesión y liberación. El animal forético debe tener algún mecanismo activo de búsqueda y adhesión al hospedador, y desprenderse también de manera activa. En los bivalvos no existen tales indicios. Se ha interpretado que las valvas se cierran cuando el anfibio entra en contacto, atrapando por accidente la falange. Tampoco está claro en qué condiciones se desprenden los bivalvos, siendo escasas las observaciones al respecto. Sixl (1968) refiere la amputación de un dedo en dos de los 12 casos registrados, y el desprendimiento en el resto pasados dos - tres días. En otros casos los bivalvos no se soltaron, o también lo hicieron con la amputación del dedo (Davis & Gilhen, 1982; Kwet, 1995; Gutleb, 2000; Wood et al., 2008). Rees (1965) consideró accidentales los casos de los abejorros con una pata atrapada

por P. elegans. De igual manera podrían interpretarse los casos de los dedos de B. calamita atrapados por este caracol. Por otro lado, las observaciones de caracoles asidos a la piel ventral sugerían la posibilidad de que la adhesión fuera fruto de una acción intencionada del caracol. Sin embargo, el hecho de que esta adhesión pudiera reproducirse en laboratorio simulando el encuentro accidental de ambas especies muestra que estos casos pueden explicarse igualmente mediante la hipótesis del accidente. Así, los casos de P. elegans muestran paralelismos con el de los bivalvos, y aunque no existe evidencia que apoye la foresis, ciertos elementos implícitos de estos casos evitan la existencia de objeciones argumentadas para el caso de los bivalvos. Por un lado, la problemática de los hábitos migratorios de las especies trasportadoras no se daría en este caso, ya que B. calamita es un anfibio desligado del agua fuera de la estación reproductora, cuando se registró la mayor parte de los casos, lo que garantizaría que el trasporte de P. elegans se produjera entre dos puntos terrestres. Por otra parte, y a diferencia de los bivalvos citados en la bibliografía, todos los caracoles llevados a laboratorio terminaron por soltarse en menos de 48 horas. La adhesión, sea o no accidental, puede producir en ambos casos el trasporte del molusco. Sin embargo, la naturaleza del fenómeno sí afectaría a las posibilidades de éxito en la dispersión. Las observaciones aquí descritas indican que los anfibios y reptiles podrían desempeñar un papel en la dispersión de gasterópodos y bivalvos en zonas del norte ibérico. AGRADECIMIENTOS: R. Araujo (Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid) clasificó la muestra de bivalvos procedente de la charca de Maular.

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REFERENCIAS Błoszyk, J., Bajerlein, D., Skoracka, A., Stachowiak, M. & Bajaczyk, R. 2002. Uropoda orbicularis (Müller, 1776) (Acari: Uropodina) as an example of a mite adapted to synanthropic habitats. 7-11. In: Tajovský K. & Pi.l V. (eds), Proc. 6th CEWSZ, ISB AS CR. 2002: Studies on Soil Fauna in Central Europe. Tisk Josef Posekaný, České Budějovice. Bohonak, A. & Whiteman, H. 1999. Dispersal of the fairy shrimp Branchinecta coloradensis (Anostraca): Effects of hydroperiod and salamanders. American Society of Limnology and Oceanography, 44: 487-493. Darwin, C.R. 1859. On the origin of species by means of natural selection, or the preservation of favoured races in the struggle for life. John Murray. London. Darwin, C.R. 1878. Transplantation of shells. Nature, 18: 120-121. Darwin, C.R. 1882. On the dispersal of freshwater bivalves. Nature, 25: 529-530. Davis, D.S. & Gilhen, J. 1982. An Observation of the Transportation of Pea Clams, Pisidium adamsi, by Bluespotted Salamanders, Ambystoma laterale. The Canadian Field-Naturalist, 96: 213-215. Farish, D.J. & Axtell, R.C. 1971. Phoresy redefined and examined in Macrocheles muscaedomesticae (Acarina: Macrochelidae). Acarologia, 13: 16-29. Garin-Barrio, I., Laza-Martínez, A., Océn-Ratón, M., Cabido, C., Rubio, X., San Sebastián, O. & Gosá, A. 2010. Situación actual de las poblaciones costeras vascas de Bufo calamita. Comunicación. II Jornadas Internacionales de Conservación de Anfibios. San Sebastián. Gittenberger, E. & Janssen, A.W. 1998. De Nederlandse zoetwatermollusken. Recente en fossiele weekdieren uit zoet en brak water.- Nederlandse Fauna 2. Nationaal Natuurhistorisch Museum Naturalis, KNNV Uitgeverij & EIS - Nederland, Leiden. Gosá, A. & Iraola, A. 2010a. Estudio preliminar de los efectos del ganado extensivo sobre los anfibios en el Parque Natural de Izki. 1. Selección de charcas y primeros datos poblacionales. Diputación Foral de Álava. Inédito. Gosá, A. & Iraola, A. 2010b. Determinación de las características poblacionales y estado de conservación del tritón alpino y el sapillo pintojo en el Parque Natural de Valderejo. Diputación Foral de Álava. Inédito. Gosá, A., Sarasola, V. & Cárcamo, S. 2004. Bases para la gestión de las poblaciones de anfibios de los Lugares de Importancia Comunitaria de la sierra de Aralar (ES2200020), sierras de Urbasa y Andía (ES2200021) y Robledales de Ultzama (ES2200043). Gestión Ambiental, Viveros y Repoblaciones de Navarra, S.A.. Inédito. Green, A. J. & Figuerola, J. 2005. Recent advances in the study of longdistance dispersal of aquatic invertebrates via birds. Diversity and Distributions, 11: 149–156. Gutleb, V.B, Streitmaier, D., Seidel, B. & Mildner, P. 2000. Das Anheften der Gemeinen Kugelmuschel Sphaerium corneum (Linnaeus, 1758) (Mollusca: Bivalvia: Sphaeriidae) an Amphibien. Carinthia II, 190/110: 555-560.

Jordaens, K., Platts, E. & Backeljau, T. 2001. Genetic and morphological variation in the land winkle Pomatias elegans (Müller) (Caenogastropoda: Pomatiasidae). Journal of Molluscan Studies, 67: 145-152. Kwet, A. 1995. The common toad (Bufo bufo) as a vector host of the bivalve Sphaerium corneum. Salamandra, 31: 61-64. Lopez, L.C.S., Filizola, B., Deiss, I. & Rios, R.I. 2005. Phoretic behaviour of bromeliad annelids (Dero) and ostracods (Elpidium) using frogs and lizards as dispersal vectors. Hydrobiologia, 549: 15-22. Mackie, G.L. 1979. Dispersal mechanisms in Sphaeriidae (Mollusca:Bivalvia). The Bulletin of the American Malacological Union, 45: 17-21. Mertins, J.W. & Hartdegen, R.W. 2003. The ground skink, Scincella lateralis, an unusual host for phoretic deutonymphs of an uropodine mite, Fuscuropoda marginata with a review of analogous mite-host interactions. Texas Journal of Science, 55: 33.42. Miaud, C. 1990. La dynamique des populations subdivisées: etude comparative chez trois amphibiens urodèles (Triturus alpestris, T. helveticus et T. cristatus). Diplôme de Doctorat. Université Claude Bernard. Lyon I. Lyon. Pfenninger, M. 2002. Relationship between microspatial population genetic structure and habitat heterogeneity in Pomatias elegans (O.F. Müller, 1774) (Caenogastropoda, Pomatiasidae). Biological Journal of the Linnean Society, 76: 565-575. Rees, W.J. 1952. The role of Amphibia in the dispersal of bivalve molluscs. British Journal of Herpetology, 1: 125-129. Rees, W.J. 1965. The aerial dispersal of Mollusca. Proceedings of the Malacological Society, 36: 269-282. Sanz-Azkue, I. 2007. Análisis preliminar de la estructura genética de las poblaciones de la lagartija ibérica (Podarcis hispanica) de Donostia-San Sebastián. Ayuntamiento de Donostia-San Sebastián. Inédito. Sanz-Azkue, I., Garin-Barrio, I., Mitxelena, A., Rubio, X. & Gosá, A. 2008. Efectos de las lagartijas introducidas sobre la población autóctona de Urgull. Ayuntamiento de Donostia-San Sebastián. Inédito. Schaller, F. 1960. Das Phoresie-Phänomen vergleichend-ethologisch gesehen. Forschungen und Fortschritte, Berlin, 34: 1-7. Seidel, B. 1995. Behavioural and ecological aspects of the association between Cyclocypris globosa (Sars, 1863) (Cypridoidea, Cyclocypridinae) and Bombina variegata (Anura, Bombinatoridae) in temporary pools in Austria. Crustaceana, 68: 813-823. Sixl, W. 1968. Sphaerium corneum L. und Bufo vulgaris L. - Ein Phoresieverhalten? Zoologischer Anzeiger, 181: 196-197. T., F.W. 1885. Bumble bee trapped by snail. Field, 65: 843. Tomlin, J.R.B. 1910. The dispersal of shells by insects. Journal of Conchology, 13: 108. Vanschoenwinkel, B., Waterkeyn, A., Vandecaetsbeek, T., Pineau, O., Grillas, P. & Brendonck, L. 2008. Dispersal of freshwater invertebrates by large terrestrial mammals: a case study with wild boar (Sus scrofa) in Mediterranean wetlands. Freshwater Biology, 53: 2264–2273.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Vanschoenwinkel, B., Waterkeyn, A., Nhiwatiwa, T., Pinceel, T., Spooren, E., Geerts, A., Waterkeyn, A., Vanschoenwinkel, B., Elsen, S., Anton-Pardo M., Grillas, P. & Brendonck, L. 2010. Unintentional dispersal of aquatic invertebrates via footwear and motor vehicles in a Mediterranean wetland area. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 20: 580–587. Waterkeyn, A., Vanschoenwinkel, B., Elsen, S., Anton-Pardo, M., Grillas, P. & Brendonck, L. 2010. Unintentional dispersal of aquatic invertebrates via footwear and motor vehi-

cles in a Mediterranean wetland area. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 20: 580-587. Wood, L.R., Griffiths, R.A., Groh, K., Engel, E. & Schley, L. 2008. Interactions between freshwater mussels and newts: a novel form of parasitism?. Amphibia-Reptilia, 29: 457-462. Zeh, D.W. & Zeh, J.A. 1992. Failed predation or transportation? Causes and consequences of phoretic behaviour in the pseudoscorpion Dinocherius arizonensis (Pseudoscorpionida: Chernetidae). Journal of Insect Behavior, 5: 37–49.

Un nuevo caso de melanismo en Vipera latastei Fernando Martínez-Freiría1, Xosé Pardavila2 & Adrián Lamosa2 CIBIO, Centro de Investigação em Biodiversidade e Recursos Genéticos da Universidade do Porto. Instituto de Ciências Agrárias de Vairão. R. Padre Armando Quintas. 4485-661 Vairão, Portugal. C.e.: fmartinez-freiria@cibio.up.pt 2 SOREX, Ecoloxía e Medio Ambiente S.L. Rúa Ponte do Sar, 56-58. 1º izqda. 15720 Santiago de Compostela. Coruña. 1

Fecha de aceptación: 13 de mayo de 2012. Key words: melanistic, snakes, North-Western Iberia.

El melanismo, exceso de pigmentación oscura en la piel, es una de las variaciones cromáticas más frecuentes en los reptiles. Su alta frecuencia en muchas poblaciones ha llevado a postular la hipótesis del melanismo térmico, por la que, en ambientes fríos, los fenotipos oscuros (con baja reflectancia en la piel) tienen ventaja sobre los fenotipos claros (alta reflectancia), puesto que adquieren calor de manera más rápida y alcanzan antes las temperaturas de equilibrio necesarias para desarrollar sus funciones vitales (véase Clusella-Trullas et al., 2008). En las serpientes europeas, los casos más estudiados de melanismo se encuentran en Vipera berus (e.g., Andren & Nilson, 1981; Forsman & As, 1987; Luiselli, 1992; Monney et al., 1995). Los ejemplares meláni-

cos son frecuentes en zonas localizadas a elevada latitud o altitud, tienen un período de actividad más prolongado que los ejemplares no melánicos y presentan, por ejemplo, una mayor tasa de crecimiento (Andren & Nilson, 1981) o una mayor fecundidad en las hembras (Capula & Luiselli, 1994). Sin embargo, el melanismo supone también un elevado coste ecológico, ya que implica

una mayor detectabilidad por parte de los depredadores y, por lo tanto, una supervivencia reducida para el ejemplar (Gibson & Falls, 1979; Andren & Nilson, 1981). La víbora hocicuda (Vipera latastei) es una especie de afinidad mediterránea, distribuida por casi toda la Península Ibérica y el norte de África (Pleguezuelos & Santos, 2002). Se trata de una especie poco polimórfica que normalmente presenta un diseño dorsal oscuro, consistente en un zig-zag anguloso o redondeado, sobre un fondo gris, amarillento, pardo o rojizo (Brito, 2011). Hasta el momento sólo se ha documentado un caso de melanismo en toda su área de distribución: un macho adulto en el Parque Nacional da Peneda-Gerés en el norte de Portugal (Brito, 2001). El 26 de agosto de 2010 a las 12:45 h (hora solar), durante el trabajo de campo realizado para el proyecto “Distribución e abundancia de vertebrados reproductores no LIC Baixa Limia”, se encontró un ejemplar melánico de V. latastei en el lateral de una pista forestal en la Sierra de Santa Eufemia dentro del Parque

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Figura 1. Macho melánico de V. latastei localizado en la Sierra de Santa Eufemia, Parque Natural Baixa Limia - Serra do Xurés (provincia de Ourense).

Foto Fernando Martínez-Freiría

Natural da Baixa Limia - Serra do Xurés en la provincia de Ourense (UTM 10x10 km: NG73). La zona está situada a 800 msnm, la temperatura media anual ronda los 12,5ºC y la precipitación media anual los 2.200 mm / año (AEMET-IM, 2011). La vegetación potencial es de Quercus pyrenaica, aunque debido a los numerosos incendios forestales sufridos durante la década de 1980, en la actualidad está repoblada con Pinus sylvestris. El ejemplar en cuestión se trataba de un macho adulto con 445 mm de longitud cabeza-cloaca, 70 mm de longitud de la cola, cinco escamas apicales, 143 escamas ventrales y 33 escamas subcaudales (Figura 1). Este es el segundo caso conocido de melanismo total en V. latastei en toda su área de

distribución. En estudios recientes llevados a cabo en otras poblaciones, como la del Valle de Sedano en la provincia de Burgos (n = 179; Martínez-Freiría et al., 2009), o en toda el área de distribución de la especie, mediante la revisión de ejemplares depositados en colecciones científicas (n = 672; Brito et al., 2006), no se ha detectado la presencia de ejemplares melánicos (J.C. Brito, X. Santos, F. MartínezFreiría, comunicaciones personales). El único caso hasta la fecha fue citado por Brito (2001) en la Mata da Albergaria en el P.N. da Peneda-Gerês (Portugal), zona localizada a menos de 5 km del caso que se describe en esta nota. Este autor señala una frecuencia de un solo ejemplar melánico frente a más de

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100 ejemplares capturados (Brito, 2001). En nuestro caso, durante los muestreos realizados en 2010 fueron detectados ocho ejemplares de V. latastei y solo uno de ellos fue melánico (autores, datos no publicados). Otras especies ibéricas, como Vipera seoanei, muestran una elevada frecuencia de ejemplares melánicos en zonas de montaña, como por ejemplo en la Cordillera Cantábrica (38,8% de ejemplares melánicos, Bea et al., 1984) o en las sierras del Laboreiro - Leboreiro, próximas a las montañas del Xurés - Gerês (y también incluidas en el LIC Baixa Limia -Serra do Xurés y el P.N. da Peneda-Gerês), donde, durante el trabajo de campo realizado en 2010, se encontraron ocho ejemplares, cuatro de ellos melánicos (autores, datos no publicados). Estas zonas de montaña se caracterizan por tener baja temperatura media anual, elevada precipitación media anual y elevado número de días con niebla (IGN, 2005; AEMET-IM, 2011), lo que ocasiona que en estos ambientes existan altos niveles de radiación solar de tipo difuso (Sancho et al., 2012), es decir, reflejada y absorbida por las nubes. Los ejemplares melánicos de V. seoanei de estas zonas podrían presentar cierta ventaja en la adquisición de calor corporal frente a los ejemplares más claros (hipótesis del melanismo térmico). Aunque V. latastei es una especie mediterránea, las poblaciones de las montañas del Xurés - Gerês se encuentran dentro de la región biogeográfica Eurosiberiana (IGN, 2008). Estas montañas presentan un clima templado y suave

(IGN, 2005), con temperaturas medias anuales relativamente bajas y elevados niveles de precipitación a lo largo del año, sobre todo en primavera y verano (véase AEMET-IM, 2011). Además, en comparación con otras áreas donde se distribuye V. latastei en la Península Ibérica, estas montañas presentan un bajo valor medio anual de horas de sol y un elevado número de días de niebla a lo largo del año, sobre todo en primavera y verano (IGN, 2005). Estas condiciones climáticas favorecen altos niveles de radiación difusa (véase Sancho et al., 2012) y, por lo tanto, los fenotipos melánicos podrían presentar ventajas termorregulativas frente a los fenotipos no melánicos. Factores ecológicos, como por ejemplo una mayor incidencia de depredación sobre los ejemplares melánicos (Gibson & Falls, 1979; Andren & Nilson, 1981), podrían estar relacionados con su baja frecuencia detectada. No obstante, serían necesarios estudios detallados sobre los factores ambientales y ecológicos relacionados con la existencia de ejemplares melánicos en V. latastei y su baja frecuencia en el medio natural. AGRADECIMIENTOS: Proyecto “Distribución e abundancia de vertebrados reproductores no LIC Baixa Limia” financiado por la Xunta de Galicia, Consellería de Medio Rural (ref. 46 / 10). FMF tiene una beca post-doctoral de la Fundação para a Ciência e Tecnologia (FCT) de Portugal (ref. SFRH / BPD / 69857 / 2010). Los autores agradecen a J.C. Brito y X. Santos por el aporte de información, y a X. Parellada por su revisión crítica.

REFERENCIAS AEMET-IM. 2011. Atlas climático ibérico. Temperatura del aire y precipitación (1971-2000). Agencia Estatal de Meteorología, Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino, e Instituto de Meteorologia de Portugal. <http://www.aemet.es/es/serviciosclimaticos/datosclimatologicos/atlas_climatico> [Consulta: 20 abril 2012]. Andrén, C. & Nilson, G. 1981. Reproductive success and risk of predation in normal and melanistic color morphs of

the adder, Vipera berus. Biological Journal of the Linnean Society, 15: 235–246. Bea, A., Bas, S., Braña, F., Saint-Girons, H. 1984. Morphologie comparée et repartition de Vipera seoanei (Lataste, 1879), en Espagne. Amphibia-Reptilia, 5: 395-410. Brito, J.C. 2001. A record of melanism in Vipera latasti. Herpetological Bulletin, 76: 28-29. Brito, J.C. 2011. Víbora hocicuda - Vipera latastei. In: Salvador, A.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

& Marco, A. (eds), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 28 diciembre 2011]. Brito, J.C., Santos, X., Pleguezuelos, J.M., Fahd, S., Llorente, G.A. & Parellada, X. 2006. Morphological variability of the Lataste's viper (Vipera latastei) and the Atlas dwarf viper (Vipera monticola): patterns of biogeographical distribution and taxonomy. Amphibia-Reptilia, 27: 219-240. Capula, M. & Luiselli, L. 1994. Reproductive strategies in alpine adders, Vipera berus: the black females bear more often. Acta Oecologica, 15: 207–214. Clusella-Trullas, S., Terblanche, J.S., Blackburn, T.M. & Chown, L. 2008. Testing the thermal melanism hypothesis: a macrophysiological approach. Functional Ecology, 22: 232-238. Forsman, A. & Ås, S. 1987. Maintenance of colour polymorphism in adder populations, Vipera berus L.: a test of a popular hypothesis. Oikos, 50: 13-16. Gibson, A.R. & Falls, B. 1979. Thermal biology of the common garter snake Thamnophis sirtalis L. II. The effects of melanism. Oecologia, 43: 99–109. IGN. 2005. Atlas Nacional de España. Sección II: el medio terrestre. Grupo 9, 2ª edición. Climatología. Instituto Geográfico Nacional, Madrid. http://www2.ign.es/ane/ane1986-2008/ [consulta: 12 de mayo de 2012] IGN. 2008. Atlas Nacional de España. Sección II: el medio terrestre. Grupos 11 y 12, 2ª edición. Biogeografía, flora,

fauna y espacios naturales protegidos. Instituto Geográfico Nacional, Madrid. <http://www2.ign.es/ane/ane19862008/> [Consulta: 12 mayo 2012]. Luiselli, L. 1992. Reproductive success in melanistic adders: a new hypothesis and some considerations on Andrén and Nilson's (1981) suggestions. Oikos, 64: 601-604. Martínez-Freiría, F., Santos, X., Pleguezuelos, J.M., Lizana, M. & Brito, J.C. 2009. Geographical patterns of morphological variation and environmental correlates in contact zones: a multi-scale approach using two Mediterranean vipers (Serpentes). Journal of Zoological Systematics and Evolutionary Research, 47: 357-367. Monney, J.-C., Luiselli, L. & Capula, M. 1995. Correlates of melanism in a population of adders (Vipera berus) from the Swiss Alps and comparison with other alpine populations. Amphibia-Reptilia, 16: 323-330. Pleguezuelos, J.M. & Santos, X. 2002. Vipera latasti. 298-300. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza y Asociación Herpetológica Española, Madrid. Sancho, J.M., Riesco, J., Jiménez, C., Sánchez de Cos, M.C., Montero, J. & López M. 2012. Atlas de Radiación Solar en España utilizando datos del SAF de Clima de EUMETSAT. Agencia Estatal de Meteorología, Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente. <http://www.aemet.es/es/serviciosclimaticos/datosclimatologicos/atlas_radiacion_solar> [Consulta: 12 mayo 2012].

Un caso de polidactilia en Lacerta schreiberi en el Sistema Central Rodrigo Megía Departamento de Ecología Evolutiva. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Agencia Estatal Consejo Superior de Investigaciones Científicas. Cl. José Gutiérrez Abascal, 2. 28006 Madrid. C.e.: rodrigo.megia@mncn.csic.es

Fecha de aceptación: 17 de abril de 2012. Key words: polydactyly, malformation, Lacerta schreiberi.

Existen multitud de casos de polidactilia detectados en anfibios (Rostand, 1950; Cooper,

Ivanova, 1995; Martínez-Silvestre et al., 1997; Pelegrín,

1958; Borkin & Pikulik, 1986; Lada, 1999; Diego-

2007; Bauer et al., 2009; Minoli et al., 2009; Norval et

Rasilla, 2000; Ankley et al., 2002; Fodor & Puky, 2002;

al., 2009).

Gillilland & Muzzall, 2002; Ankley et al., 2004; Johnson, 2006; Sas & Kovacs, 2006; Skelly et al., 2007; Johnson & Hartson, 2008; Galán, 2011),

debido muy probablemente a la mayor susceptibilidad de su piel a los agentes químicos (Ouellet, 2000; Ankley et al., 2004). Sin embargo, esta malformación es mucho menos frecuente en el

caso de reptiles (Carretero et al., 1995; Semenov &

En este trabajo comunicamos el hallazgo de un macho adulto de lagarto verdinegro (Lacerta schreiberi) que mostraba un cuadro de polidactilia en la pata trasera del flanco derecho. Presentaba dos dedos adicionales protruyendo directamente desde la rodilla (Figura 1). El pie presentó un número normal de dedos (cinco).

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No se ha podido realizar un estudio radiológico del ejemplar debido a que éste forma parte de un estudio sobre la incidencia e influencia de las parasitosis que se está llevando a cabo en el M.U.P. Monte Matas (coordenadas UTM: 30T0413620 - 4527660 ; 1.200 msnm) en los Montes de Valsaín (Segovia). La vegetación predominante en esta zona es un bosque de Quercus pyrenaica con un sotobosque dominado por Cystus laurifolia. Existen además arroyos temporales producto del deshielo y un cauce artificial permanente durante todo el año. El permiso obtenido para la realización del estudio anteriormente citado en la Comunidad Autónoma correspondiente autoriza a la captura y manejo de ejemplares de la especie en cuestión, pero no a su retención ni sacrificio. Es importante reseñar que hasta la fecha se han capturado 175 individuos en la población y se han visualizado más de 200, siendo este caso el primer ejemplar encontrado con este tipo de malformación. En la mayoría de los casos de polidactilia descritos, ya fueran de anfibios o de reptiles, los dedos adicionales salen del metatarso o metacarpo del ejemplar (Carretero et al., 1995; Martínez-Silvestre et al., 1997; Diego-Rasilla, 2000; Minoli et al., 2009; Galán, 2011).

Sin embargo, en el ejemplar descrito en esta nota salen a la altura de la rodilla (Figura 1). Este tipo de polidactilia se ha registrado anteriormente en un Anolis sagrei, especie invasora en Taiwan (Norval et al., 2009), que presentaba cuatro dedos en la rodilla derecha. En ese caso el estudio radiológico comprobó que existían huesos asociados. La malformación presentada por el macho de lagarto verdinegro no parece suponer una desventaja adaptativa para el ejemplar, puesto que tenía una longitud hocico-cloaca (LHC) de 102 mm, siendo la LHC adulta para los machos de esta especie

Foto Rodrigo Megía

Figura 1. Fotografía de la malformación presente en el macho de lagarto verdinegro tomada el 22 de mayo de 2011 en el Monte Matas de Valsaín (Segovia). Se aprecian los dos dedos protruyendo directamente de la rodilla.

de 72 mm (Galán, 1989; Marco, 1995) y estimando que la talla adulta se alcanza pasados los dos - tres años de vida (Marco, 1995; Luís et al., 2003), por lo que el ejemplar tendría que haber sobrevivido hasta ese momento. Algunos parásitos pueden provocar deformaciones, especialmente en anfibios (Ouellet, 2000; Ankley et al., 2004; Galán, 2011) pero los datos del individuo en cuestión y la baja ocurrencia de la polidactilia en nuestra población (0,5%, un individuo) no parecen relacionar el hecho con las parasitosis. El ejemplar en cuestión está dentro de los rangos poblacionales en cuanto a ectoparásitos y parásitos sanguíneos, presentando sobre su superficie 33 garrapatas. Además estaba infectado con hemococcidios intracelulares con una intensidad de cinco células infectadas por cada 10.000 eritrocitos. Durante todo el período de seguimiento que se le hizo al individuo (desde el 22 de mayo de 2011 al 20 de junio de 2011) siempre fue encontrado en las inmediaciones de

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una hembra adulta, aunque ésta no presentó signos de cópula, y no se detectó la presencia de ningún otro macho en las cercanías. Aparentemente la pata donde se presenta la malformación no estaba doblada, ni la piel presentaba señal alguna de cicatrización, por lo que no atribuimos la polidactilia a un fenómeno de cicatrización incorrecta de una vieja herida, sino más bien a una anormal división de los cartílagos precursores o al desarrollo de centros accesorios de osificación (Carretero et al., 1995) y, por tanto, podría tener un origen genético (Norval et al., 2009) o deberse a complicaciones durante la incubación (Melanie & Shine, 1998). Al haberse encontrado

en una especie como el lagarto verdinegro, que presenta poblaciones aisladas y relativamente pequeñas (Marco, 2004), es posible que este fenómeno esté asociado a los niveles de endogamia en la zona de estudio. AGRADECIMIENTOS: Este estudio está financiado con el proyecto CGL2009-09439 del Ministerio de Ciencia e Innovación. La Junta de Castilla y León autorizó la captura y manejo de los ejemplares. J. Donés, Director de “Montes de Valsaín”, nos dio permiso para trabajar en el área de estudio. R. Megía es becario de investigación del Museo Nacional de Ciencias Naturales. La estación Biológica de “El Ventorrillo” permitió el acceso a sus instalaciones durante la realización del trabajo.

REFERENCIAS Ankley, G.T., Diamond, S.A., Tietge, J.E., Holcombe, G.W., Jensen, K.M., DeFoe, D.L., & Peterson, R. 2002. Assessment of the risk of Solar Ultraviolet Radiation to Amphibians. I. Dose-Dependent Induction of Hindlimb Malformations in the Northern Leopard Frog (Rana pipiens). Environmental Science and Technology, 36: 2853-2858. Ankley, G.T., Degitz, S.J., Diamond&Tietge, J.E. 2004. Assessment of environmental stressors potentially responsible for malformations in North American anuran amphibians. Ecotoxicology and Environmental Safety, 58: 7-16. Bauer, A.M., Hathaway, S.A. & Fisher, R.N. 2009. Polydactyly in the Central Pacific Gecko, Lepidodactylus sp. (Squamata: Gekkonidae). Amphibia-Reptilia, 2: 243-246. Borkin, L.J. & Pikulik, M.M. 1986. The Ocurrence of Polymely and Polydactyly in Natural Populations of Anurans of the USSR. Amphibia-Reptilia, 7: 205-216. Carretero, M.A., Llorente, G.A., Santos, X. & Montori, A. 1995. Un caso de polidactilia en lacértidos. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 6: 11-13. Cooper, J.E. 1958. Some Albino reptiles and polydactylousfrogs. Herpetologica, 14: 54-56. Diego-Rasilla, F.J. 2000. Malformaciones en una población de Triturus marmoratus. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 11: 88-89. Fodor, A. & Puky, M. 2002. Herpetological methods: II. Protocol for monitoring amphibian deformities under temperate zone conditions. Opuscula Zoologica Budapest, 34: 35-42. Galán, P. 1989. Notas sobre los ciclos de actividad de Lacerta schreiberi Bedriaga, 1878, en Galicia. Treballs de la Societat Catalana d’Ictiologia i Herpetologia, 2: 250-265. Galán, P. 2011. Anfibios con malformaciones en el Parque Natural das Fragas do Eume (A Coruña, Galicia). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 1-3.

Gillilland, M.G. & Muzzall, P.M. 2002. Amphibians, Trematodes, and Deformities: An overview from Southern Michigan. Comparative Parasitology, 69: 81-85. Johnson, P.T.J. & Hartson, R.B. 2008. All hosts are not equal: explaining differential patterns of malformations in an amphibian community. Journal of Animal Ecology, 78: 191-201. Johnson, P.T.J., Preu, E.R., Sutherland, D.R., Romansic, J.R., Han, B. & Blaustein, A.R. 2006. Adding infection to injury: synergistic effects of predation and parasitism on amphibian malformations. Ecology, 87: 2227-2235. Lada, G.A. 1999. Polydactyly in Anurans in the Tambov Region (Russia). Russian Journal of Herpetology, 6: 104-106. Luís, C., Rebelo, R., Brito, J.C., Godinho, R., Paulo, O.S., & Crespo, E.G. 2003. Age structure in Lacerta schreiberi from Portugal. Amphibia-Reptilia, 25: 336-343. Marco, A. 1995. Edad de adquisición de madurez sexual y variación interanual del tamaño corporal en una poblacion del lagarto Lacerta schreiberi. Revista Española de Herpetología, 9: 103-111. Marco, A. 2004. Lacerta schreiberi Bedriaga, 1878. Lagarto verdinegro. 233-235. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Reptiles y Anfibios de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Asociación Herpetológica Española(3ª impresión). Madrid. Martínez-Silvestre, A., Soler, J., Solé, R. & Sampere, X. 1997. Polidactilia en Testudo hermanni y causas teratogénicas en reptiles. Boletín de la Asociación Española de Herpetología, 8: 35-38. Melanie, J.E. & Shine, R. 1998. Longterm effects of incubation temperatures on the morphology and locomotor performance of hatchling lizards (Bassiana duperreyi, Scincidae). Biological Journal of the Linnean Society, 63: 429-447.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Minoli, I., Feltrin, N. & Ávila, L.J. 2009. Un caso de polidactilia en Liolaemus petrophilus (Iguana: Squamata: Liolaemini). Cuadernos de herpetología, 23: 89-92. Norval, G., Mao, J.J., Bursey, C.R. & Goldberg, S.R. 2009. A deformed hind limb of an invasive free-living brown anole (Anolis sagrei Duméril and Bribon, 1837) from Hualien City, Taiwan. Herpetology Notes, 2: 219-221. Ouellet, M. 2000. Amphibian deformities: current state of knowledge. 617-661. In: Linder, G., Bishop, C.A. & Sparling, D.W. (eds.), Ecotoxicology of Amphibians and Reptiles. Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) Press. Pensacola, Florida. Pelegrin, N. 2007. Presence of a polydactylous Tropidurus etheridgei (Squamata: Iguanidae: Tropidurinae) in the dry Chacho of Cordoba Province, Argentina. Cuadernos de

Herpetología, 21: 115-116. Rostand, J. 1950. Polydactylie chez la Greanouille rousse (Rana temporaria) et clinodactylie chez la Greanouille verte (Rana esculenta). Comptes Rendus des Séances de la Société de Biologié, 144: 19-20. Sas, I. & Kovacs, E.H. 2006. Hexadactyly case at a Rana kl. esculenta sample from the north-western of Romania. Analele Universitatiidin Oradea, 13: 52-55. Semenov, D.V. & Ivanova, S.A. 1995. Embryonic abnormalities in lizards Lacerta vivipara (Sauria: Lacertidae) Inhabiting a radioactive contaminated territory. Russian Journal of Herpetology, 2: 166-169. Skelly, D.K., Bolden, S.R., Freidenburg, L.K., Freidenfelds, N.A. & Levey, R. 2007. Ribeiroia infection is not responsible for Vermont amphibian deformities. Eco Health, 4: 156-163.

An unusual case of scavenging behavior in Rhinella schneideri in the upper Paraná River basin, Brazil Fabrício H. Oda & Guilherme O. Landgraf Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Ambientes Aquáticos Continentais. Universidade Estadual de Maringá, Nupélia Núcleo de Pesquisas em Limnologia, Ictiologia e Aqüicultura. Bloco G-90. Av. Colombo, 5790. 87020-900. Maringá, PR, Brazil. C.e.: fabricio_oda@hotmail.com

Fecha de aceptación: 25 de mayo de 2012. Key words: Ophiodes sp., cururu toad, glass lizard, diet.

RESUMEN: El día 25 de noviembre de 2010 encontramos un ejemplar adulto de Ophiodes sp. muerto en la Base de Pesquisas Avançadas do Nupelia, municipio de Porto Rico, estado de Paraná, Brasil. Treinta minutos más tarde, encontramos un ejemplar adulto de Rhinella schneideri ingiriendo el ejemplar de Ophiodes sp. Creemos que los casos de depredación de Ophiodes sp. son raros y que el evento observado parece consecuencia de una estrategia oportunista de alimentación de R. scheneideri.

Diets of amphibians are mainly constituted by insects, but other invertebrates or even small vertebrates have been recorded as food items (Toft, 1980; Duellman & Trueb, 1994; Pough et al., 2004). Therefore, the majority of amphibians are considered generalists and opportunistic feeders (Caramaschi, 1981). Rhinella schneideri (Werner, 1894) is a large toad included in the Rhinella marina group (Pramuk et al., 2007), being widely distributed in South America (Pramuk, 2006). This species is commonly found in open, urban

areas and has a wide distribution in South America, Brazil, from the Atlantic coast (Ceará to Rio Grande do Sul), eastern Amazon in Paraguay, Bolivia, Argentina and Uruguay (sensu Frost, 2011), occurring also in Brazilian Savannah (Colli et al., 2002). The diet of R. scheneideri presents a wide variety of items, composed mainly of arthropods, such as insect larvae, beetles and ants (Strüssmann et al., 1984; Lajmanovich, 1994; Vitt & Caldwell, 1994; Hirai & Matsui, 2002; Duré et al., 2009; Batista et al., 2011).

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Foto G.O. Landgraf

Figure 1. R. schneideri ingesting a dead individual of Ophiodes sp. Figura 1. R. schneideri consumiendo un individuo muerto de Ophiodes sp.

Ophiodes Wagler, 1828 (Squamata: Anguidae) is a neotropical genus characterized by cryptozoic habits, a long cylindrical body, absence of front limbs, vestigial hind limbs, and capability of caudal autotomy. Then, these lizards are popularly known as “glass lizards” or “glass snakes” (Maginnis, 2006; Vitt & Caldwell, 2009). Genus Ophiodes is currently comprised of four species, among which Ophiodes striatus Spix, 1824 apparently represents a species complex that occurs in Paraguay, Uruguay, Argentina, and in southern to northeastern Brazil (Uetz, 2010). According to Borges-Martins (1998), the name Ophiodes fragilis should apply to the individuals from northeastern Argentina and

southern and south-eastern Brazil, and also from parts of the Brazilian states of Minas Gerais, Mato Grosso do Sul and Bahia. However, we prefer to refer individuals from these localities as Ophiodes sp. until a revision of the genus Ophiodes is effectively available (Anés & Borges-Martins, personal communication). Here we report the scavenging behavior of an adult “cururu toad”, R. schneideri on “glass lizard”, Ophiodes sp. On 25th November 2010, around 00:34 am, an adult R. schneideri was observed ingesting an adult Ophiodes sp. in the Base de Pesquisas Avançadas do Núcleo de Pesquisas em Limnologia e Aquicultura (Nupélia) of the Universidade Estadual de Maringá (UEM), municipality of Porto Rico, state of Paraná, Brazil (UTM 7458657 S / -349742 W ; 243 masl). The lizard was found dead under the grass, when we first saw it. After 30 minutes, we returned to the place and observed that the lizard was being consumed by an individual of R. schneideri (Figure 1). Apparently, as a result of feeling threatened by our presence, the toad escaped into a water pipe. We believe that the lizard was killed by humans that live around the recorded occurrence point when foraging on the ground. Our record probably represents an ingestion, rather than a predation per se, because the lizard was already dead when we first saw the toad ‘predating’ the lizard. Scavenging or carrion-eating is an eating habit known in many animal species (Curio, 1976) and most of the predators are scavenging, to a lesser or greater extent, consuming animals found dead (Sazima & Strussmann, 1990). Previous records on scavenging behavior in bufonids are scarce and include those of Beane & Pusser (2005), which report scavenging of Anaxyrus terrestris on Rana hecksheri

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and Tupper et al. (2009), on conspecific scavenging in Anaxyrus fowleri. Our observation presents the first record of scavenging behavior in R. schneideri. In addition, this is the first record of a “glass lizard” in its diet.

ACKNOWLEDGEMENTS : We thank A.C. Anés and M. Borges-Martins for identification of the lizard species, T.S. Vasconcelos and M.F. Felismino for comments on the manuscript, and A.L. Gutiérrez-Cortés for corrections on the Spanish text.

REFERENCIAS Batista, R.C., De-Carvalho, C.B., Freitas, E.B., Franco, S.C., Batista, C.C., Coelho, W.A. & Faria, R.G. 2011. Diet of Rhinella schneideri (Werner, 1894) (Anura: Bufonidae) in the Cerrado, Central Brazil. Herpetology Notes, 4: 17-21. Beane, J.C. & Pusser, L.T. 2005. Bufo terrestris (southern toad). Diet and scavenging behavior. Herpetological Review, 36: 432. Borges-Martins, M. 1998. Revisão taxonômica e sistemática filogenética do gênero Ophiodes Wagler, 1828 (Sauria, Anguidae, Diploglossinae). PhD Thesis, Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul, Porto Alegre. Brazil. Caramaschi, U. 1981. Variação estacional, distribuição espacial e alimentação de populações de hylídeos na represa do Rio Pardo (Botucatu-SP) (Amphibia, Anura, Hylidae). Unpublished M.Sc. Dissertation, Universidade Estadual de Campinas. Brazil. Colli, G.R., Bastos, R.P. & Araújo, A.F.B. 2002. The character and dynamics of the Cerrado herpetofauna. 223-241. In: Oliveira, P.S. & Marquis, R.J. (eds.), The Cerrados of Brazil: Ecology and Natural History of a Neotropical Savanna. Columbia University Press. New York. Curio, E. 1976. The Ethology of Predation. Springer-Verlag. New York. Duellman, W.E. & Trueb, L. 1994. Biology of Amphibians. The John Hopkins University Press. Baltimore, USA. Duré, M.I., Kehr, A.I. & Schaefer, E.F. 2009. Niche overlap and resource partitioning among five sympatric bufonids (Anura, Bufonidae) from northeastern Argentina. Phyllomedusa, 8: 27-39. Frost, D.R. 2011. Amphibian Species of the World: an Online Reference. Version 5.5 (31 January, 2011). <http://research.amnh.org/vz/herpetology/amphibia/> [Accessed: September 12, 2011]. Hirai, T. & Matsui, M. 2002. Feeding ecology of Bufo japonicas formosus from the montane region of Kyoto, Japan. Journal of Herpetology, 36: 719-723.

Lajmanovich, R.C. 1994. Habitos alimentarios de Bufo paracnemis (Amphibia, Bufonidae) en el Parami medio, Argentina. Revista de Hidrobiologia Tropical, 27: 107-112. Maginnis, T.L. 2006. The costs of autotomy and regeneration in animals: a review and framework for future research. Behavioral Ecology, 17: 857-872. Pough, F.H., Andreus, R.M., Cadle, J.E., Crumps, M.L., Savitzky, A.H. & Wells, K.D. 2004. Herpetology. Upper Saddle River. New Jersey. Pramuk, J.B. 2006. Phylogeny of South American Bufo (Anura: Bufonidae) inferred from combined evidence. Zoological Journal of the Linnean Society, 146: 407-452. Pramuk, J.B., Robertson, T., Sites Jr., J.W. & Noonan, B.P. 2007. Around the world in 10 million years: biogeography of the nearly cosmopolitan true toads (Anura: Bufonidae). Global Ecology and Biogeography, 16: 1-12. Sazima, I. & Strüssmann, C. 1990. Necrofagia em serpentes brasileiras: exemplos e previsões. Revista Brasileira de Biologia, 50: 463-468. Strüssmann, C., Vale, M.B.R., Meneguini, M.H. & Magnusson, W.E. 1984. Diet and foraging mode of Bufo marinus and Leptodactylus ocellatus. Journal of Herpetology, 18: 138-146. Toft, C.A. 1980. Feeding ecology of thirteen syntopic species of anurans in a seasonal tropical environment. Oecologia, 45: 131-141. Tupper, T.A., Adams L.B. & Timm, B.C. 2009. Bufo fowleri (Fowler's Toad) – Diet. Herpetological Review, 40: 200-201. Uetz, P. 2010. TIGR. Reptile database. <http://www.reptiledatabase.org> [Accessed: December 22, 2010]. Vitt, L.J. & Caldwell, J.P. 1994. Resource utilization and guild structure of small vertebrates in the Amazon forest leaf litter. Journal of Zoology (London), 234: 463-476. Vitt, L.J. & Caldwell, J.P. 2009. Herpetology: an introductory biology of amphibians and reptiles. Academic Press. Burlington. Publicidad de la AHE

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Primera cita de depredación de Coronella austriaca sobre Vipera seoanei Xosé Pardavila1, Adrián Lamosa1 & Fernando Martínez-Freiría2 1 2

SOREX, Ecoloxía e Medio Ambiente S.L. Rúa Ponte do Sar, 56-58. 1º izqda. 15702 Santiago de Compostela. Coruña. CIBIO, Centro de Investigação em Biodiversidade e Recursos Genéticos da Universidade do Porto. Instituto de Ciências Agrárias de Vairão. R. Padre Armando Quintas. 4485-661 Vairão. Portugal. C.e.: fmartinez-freiria@cibio.up.pt

Fecha de aceptación: 3 de mayo de 2012. Key words: snakes, ophiophagy, North-western Iberian Peninsula.

En general, los ofidios son los animales de nuestra herpetofauna peor conocidos en cuanto a su interacción con otras especies. Esto es en parte debido a su relativa escasez y a sus hábitos discretos. Por este motivo, las observaciones puntuales realizadas en el medio natural suponen una valiosa fuente de conocimiento de estos animales tan esquivos. En esta nota describimos el primer registro del que tenemos conocimiento de intento de depredación de culebra lisa europea (Coronella austriaca) sobre víbora de Seoane (Vipera seoanei) en la Península Ibérica. El 27 de abril de 2010 a las 13:46 h, durante el transcurso de los muestreos llevados a cabo para el proyecto “Distribución e abundancia de vertebrados reproductores no LIC Baixa Limia”, observamos cómo una serpiente de aproximadamente 700 mm de longitud hocico-cola intentaba engullir una presa. El ofidio la soltó en cuanto percibió nuestra presencia. Tras su captura, identificamos que se trataba de un ejemplar de C. austriaca. También pudimos recuperar el cuerpo de la presa, constatando que se trataba de un macho juvenil ya muerto de V. seoanei, con 190 mm de longitud hocico-cloaca, 30 mm de longitud de la cola, dos escamas apicales, 134 escamas ventrales y 32 escamas subcaudales. Esta observación ocurrió en las inmediaciones de Salgueiros, en el municipio de

Muiños, dentro del Parque Natural da BaixaLimia - Serra do Xurés, en la provincia de Ourense (zona 29T, UTM 10x10 km NG83). La zona está situada a 982 msnm y el hábitat es uno de los típicos de C. austriaca en la región Eurosiberiana ibérica (Galán, 2009): la vegetación predominante está compuesta por bosque caducifolio (con Salix spp., Betula alba, Alnus glutionosa y Quercus pyrenaica) acompañado de matorral de porte alto (Erica arborea), la precipitación media anual es elevada (1433 mm) y la temperatura media anual es suave (10,3ºC). C. austriaca se distribuye por casi toda Europa, alcanzando incluso Asia Menor y, en la Península Ibérica, se distribuye por la región Eurosiberiana y en algunas zonas de montaña dentro de la región Mediterránea (Galán, 2002). Aunque se trata de un depredador eminentemente saurófago, en varias zonas de Europa ha sido citado como depredador de serpientes como Natrix natrix e incluso de varias especies de víboras como Vipera berus o Vipera aspis, principalmente de ejemplares juveniles o inmaduros (véase Galán, 2009). En la zona norte de la Península Ibérica, C. austriaca coincide con V. seoanei, especie de afinidad eurosiberiana prácticamente endémica del tercio norte peninsular (Braña, 2002). En otras áreas de la Península también coincide con las dos especies de víboras medi-

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terráneas V. aspis (Gosá, 2002) y V. latastei (Pleguezuelos & Santos, 2002). A este respecto cabe señalar la observación de un juvenil de V. latastei depredando sobre otro juvenil de C. austriaca en el norte de la provincia de Burgos (Martínez-Freiría et al., 2006). Las observaciones existentes sobre depredación de C. austriaca sobre víboras y viceversa (véase Martínez-Freiría et al., 2006; Galán, 2009) sugieren

que el sentido de la depredación puede estar relacionado con el tamaño de los individuos. AGRADECIMIENTOS: Proyecto “Distribución e abundancia de vertebrados reproductores no LIC Baixa Limia” financiado por la Xunta de Galicia, Consellería de Medio Rural (ref. 46/10). FMF tiene una beca postdoctoral de la Fundação para a Ciência e Tecnologia (FCT) de Portugal (ref. SFRH/BPD/69857/2010).

REFERENCIAS Braña, F. 2002. Vipera seoanei Lataste, 1879. Víbora de Seoane. 302-303. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española. Madrid. Galán, P. 2002. Coronella austriaca (Laurenti, 1768). Culebra lisa europea. 277-279. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española. Madrid. Galán, P. 2009. Culebra lisa europea - Coronella austriaca. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 28 diciembre 2011].

Gosá, A. 2002. Vipera aspis (Linnaeus, 1758). Víbora áspid. 295-297. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza y Asociación Herpetológica Española, Madrid. Martínez-Freiría, F., Brito, J.C. & Lizana, M. 2006. Ophiophagy and cannibalism in Vipera latastei Boscá, 1878 (Reptilia, Viperidae). Herpetological Bulletin, 96: 26-29. Pleguezuelos, J.M. & Santos, X. 2002. Vipera latasti Boscá, 1878. Víbora hocicuda. 298-300. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza y Asociación Herpetológica Española, Madrid.

Aproximación al conocimiento de la fauna de parásitos intestinales de Gallotia bravoana Vicente Roca Asociación Herpetológica Española - Departament de Zoologia, Facultat de Ciències Biològiques, Universitat de València. Dr. Moliner, 50. 46100 Burjassot. Valencia. C.e.: Vicente.Roca@uv.es

Fecha de aceptación: 14 de mayo de 2012. Key words: lizards, parasites, Canary Islands.

El lagarto gigante de La Gomera, Gallotia bravoana, es una especie endémica de la isla de La Gomera (Mateo, 2002) que está siendo objeto de un estricto programa de conservación, a fin de evitar su extinción y garantizar la estabilidad de su población natural conocida. Es esencial, por tanto, contar con la máxima cantidad de

información posible referida a esta especie, especialmente aquélla que cumpla dos condiciones básicas: (i) no poner en situación de mínimo riesgo los ejemplares cautivos y/o silvestres; (ii) proporcionar información en aspectos estrechamente relacionados con la salud individual y poblacional de los lagartos (Roca, 2002).

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En este sentido, uno de los aspectos tratados en el citado programa es el análisis parasitológico de muestras fecales de animales tanto cautivos como silvestres, a fin de establecer la viabilidad de posibles reintroducciones de los primeros en la población natural (Roca et al., 1998, 1999). Este tipo de análisis ayuda a conocer el estado sanitario de los ejemplares desde el punto de vista parasitológico, y permite utilizar dicho estado de salud como indicador de su inmunocompetencia. Un estado inmunocontrolado, en equilibrio de los parásitos de G. bravoana, permitiría inferir un estado sanitario adecuado (Roca & Carbonell, 1993), lo que proporcionaría una cierta tranquilidad respecto a oportunistas invasores. Por otra parte, estos análisis permiten la comparación de las parasitofaunas probables de los animales criados en cautividad respecto a los animales silvestres (de la población natural). Todo ello ayuda a disponer de las mayores garantías en cuanto a futuras reintroducciones de ejemplares cautivos a la población natural o a futuros establecimientos de nuevas poblaciones en la isla. Los análisis de heces de G. bravoana se iniciaron hace algunos años (Roca, 2002), a partir de muestras de algunos lagartos mantenidos en cautividad en el Centro de recuperación de Valle Gran Rey, en la isla de La Gomera. A partir del año 2004, se llevaron a cabo análisis más metódicos cuyos resultados fueron Tabla 1. Distribución de las muestras por estación y por edad de los hospedadores. Época de recolección Invierno Verano S / D*

Totales

Cautivos Silvestres

262 21

245 47

45 --

552 68

Adultos Juveniles

231 52

292 --

45 --

568 52

*SD sin fecha de recolección

presentados bajo la forma de informes (véase Roca, 2004, 2005) y cubrieron los objetivos previstos en el sentido más conservacionista. El presente trabajo pretende ir algo más allá y, uniendo los datos conocidos de los análisis mencionados al conocimiento preciso de la fauna parásita de varias especies y subespecies de todo el Archipiélago Canario (Martin, 2005), tratar de inferir el tipo de fauna parásita gastrointestinal que presumiblemente alberga el lagarto gigante de La Gomera. El principal problema al intentar estudiar la fauna parásita de una especie en peligro de extinción como el lagarto gigante de La Gomera es la imposibilidad de realizar exámenes directos, esto es, exámenes del hospedador completo y por ende de todos sus órganos y sistemas (Roca et al., 1999). Esto se soslaya, en parte, mediante los denominados métodos indirectos, que si bien no permiten abordar estudios ecológicos y taxonómicos completos de la fauna parásita de un hospedador, sí pueden dar una idea inicial del tipo de parásitos que se pueden encontrar en él. En este caso concreto el análisis indirecto empleado ha sido el análisis de muestras fecales que constituye en la actualidad una de las herramientas utilizadas en el seguimiento higiénico-sanitario de poblaciones silvestres y cautivas de especies con graves problemas de conservación, como el lagarto gigante de El Hierro, Gallotia simonyi, (Roca et al., 1999) o el sapillo balear, Alytes muletensis (Roca, 2004; Roca et al., 1998). Las heces se recogieron a lo largo de enero - marzo y de junio - septiembre de 2004 (véase Roca, 2004, 2005), dos épocas estacionales representativas de invierno y verano. La mayor parte de heces (Tabla 1) correspondieron a ejemplares mantenidos en cautividad, aunque un cierto número correspondió a individuos de la población silvestre del Risco de La Mérica. Las

Foto Vicente Roca

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Tabla 2. Prevalencias de infección por huevos y/o larvas de helmintos de las muestras examinadas. Cautivos Población natural Adultos Juveniles (n = 507) (n = 68) (n = 523) (n = 52) Invierno Verano Global

67% 80% 74%

24% 32% 29%

76% 67% 71%

-0% 0%

2002).

b Figura 1. a: huevo de Thelandros sp1. b: huevo de Thelandros sp2 (nótese la cara inferior algo más convexa). Barra de escala: 15uµ.

muestras fueron conservadas en seco y enviadas para su análisis al Laboratorio de Parasitología de la Facultad de Biología de la Universidad de Valencia. Una vez en el laboratorio, fueron procesadas según la técnica de sedimentación (Shore-García & Ash, 1983). Cada feca fue analizada individualmente a fin de detectar en cada una de ellas la posible presencia de huevos y/o larvas de helmintos, y/o de protistas. Los organismos encontrados, fueron examinados con un microscopio Leitz Diaplan, y medidos con ocular micrométrico. La identificación se llevó a cabo de acuerdo con las características morfológicas y biométricas de cada una de las formas halladas (Roca,

Para el cálculo de la abundancia de las formas parásitas encontradas, se establecieron arbitrariamente cuatro abundancias: 1) corresponde a la presencia de un determinado taxón (huevo, quiste o larva de una especie concreta) entre el 1% y el 25% de los campos microscópicos de una preparación (muestra); 2) corresponde a la presencia entre el 25% y el 50% de los campos; 3) presencia entre el 50% y el 75%; y 4) presencia entre el 75% y el 100% de los campos (Roca et al., 1999). Por otro lado, la prevalencia ([nº de muestras infectadas / nº de muestras analizadas] x 100), se calculó para cada terrario (véanse detalles en Roca, 2004, 2005) en donde se mantienen los lagartos, tanto de forma global como para cada época de recolección de las muestras. La prevalencia también se calculó para las muestras recogidas de la población natural. Esencialmente se detectaron helmintos bajo la forma de huevos y larvas, y protistas ciliados. La mayoría de las observaciones reaTabla 3. Número de muestras con abundancias 1 ó 2 para cada una de las categorías de muestras. Huevos Abund. 1 Abund. 2 Inv. Ver. Inv. Ver. Silvestres (n = 68) Cautivos (n = 507) Adultos (n = 523) Juveniles (n = 52)

Larvas Abund. 1 Abund. 2 Inv. Ver. Inv. Ver.

176 139

181 154

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lizadas corresponden a huevos de nematodos de la familia Pharyngodonidae, posiblemente de especies pertenecientes al género Thelandros (Figura 1). Resulta probable que dichos huevos pertenezcan al menos a dos especies de este género. Se encontraron también, en mucha menor proporción, larvas de nematodos Pharyngodonidae correspondientes a la eclosión de dichos huevos. La Tabla 2 compendia las prevalencias globales de infección en las dos épocas estacionales consideradas (invierno y verano), tanto en lagartos cautivos versus lagartos de la población natural, como en adultos versus juveniles de la población cautiva. La prevalencia de infección de lagartos cautivos reproductores no varió entre invierno (84%) y verano (86%). La prevalencia de infección de la población natural fue del 24% en invierno y del 35% en verano, aunque dichas diferencias no fueron significativas (c23 test = 1,02, P = 0,8). La prevalencia de infección en lagartos adultos jóvenes nacidos en cautividad fue de 34% y la prevalencia en lagartos juveniles nacidos en cautividad fue 0%. La Tabla 3 compendia el número de muestras con abundancias 1 ó 2, tanto de huevos como de larvas, referido todo ello a muestras separadas en las categorías que se indican. Hay que hacer constar que en ninguno de los casos se encontraron abundancias con valores superiores a 2. Se detectó la presencia de ciliados de vida libre propios de aguas estancadas en un 17% de las muestras totales (17% y 19% de las muestras de las poblaciones cautivas y naturales, respectivamente). Dos son las vías de aproximación para inferir el tipo de comunidades helmintianas que puede albergar el lagarto gigante de La Gomera. En primer lugar, el conocimiento de la fauna parásita de la subespecie congenérica

y simpátrica Gallotia caesaris gomerae, asumiendo una similitud razonable de helmintofaunas entre especies hospedadoras filogenéticamente próximas y ecológicamente afines, y teniendo como base la relativa homogeneidad de las parasitofaunas de todos los lagartos canarios (Roca et al., 1999; Martin, 2005). La fauna helmintiana de G. caesaris gomerae es pobre en número de especies, aunque con intensidades y abundancias de infección relativamente altas (Martin & Roca, 2004a). De las cinco especies detectadas, tres de ellas pertenecen al género Thelandros (véase Martin & Roca, 2004a). La subespecie de la isla de El Hierro, Gallotia caesaris caesaris, exhibe un mayor número de especies aunque los valores de intensidad y abundancia de infección resultan más bajos que los hallados en G. caesaris gomerae. A pesar de estas diferencias, Martin & Roca (2004a) sugirieron que las helmintofaunas de ambas subespecies son muy similares. La otra vía de aproximación al conocimiento de la fauna helmintiana del lagarto gigante de La Gomera es su comparación con la helmintofauna inferida o conocida de otros lagartos gigantes del archipiélago canario. Así, el lagarto gigante de El Hierro es también una especie relativamente cercana filogenéticamente y ecológicamente afín al hospedador objeto de estudio. Para esta especie, Roca et al. (1999) sugirieron, en base a análisis muy similares a los utilizados en el presente estudio, una fauna helmintiana: (i) constituida por nematodos monoxenos de la familia Pharyngodonidae; (ii) similar a la helmintofauna de G. caesaris en lo que a estos nematodos se refiere; (iii) con alta probabilidad de que dichos nematodos se encuentren en elevadas cantidades, dado el carácter herbívoro del hospedador (véase también Roca, 1999). Por su parte, la helmintofauna del lagarto gigante

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de Gran Canaria (Gallotia stehlini) se reveló como una de las faunas parásitas más ricas y diversas entre las estudiadas en reptiles saurios (Martin & Roca, 2004b). Este saurio, aunque más alejado filéticamente de los lagartos gigantes de El Hierro y La Gomera (LópezJurado & Mateo, 1995; Cox et al., 2010) presenta afinidad ecológica con los demás lagartos gigantes del archipiélago canario, principalmente en lo concerniente al tipo de alimentación, eminentemente herbívora. De los resultados obtenidos y de lo expuesto en los párrafos anteriores se sugiere para G. bravoana una fauna helmintiana de características cualitativas y cuantitativas similares a los demás lagartos gigantes del archipiélago canario, tales como: (i) composición exclusiva o muy mayoritaria de nematodos Pharyngodonidae de ciclo directo; (ii) presencia de nematodos Pharyngodonidae de la línea evolutiva que se ha desarrollado en reptiles herbívoros (véase Roca, 1999); (iii) presumible elevado número de nematodos en el colon de estos lagartos; (iv) la infección parasitaria aumenta con la edad hasta que puede asentarse en un equilibrio (inestable) en los lagartos adultos. Además se constata que la cautividad podría influir en alguna medida en una mayor prevalencia de helmintos parásitos,

lo cual sería debido a las mayores posibilidades de contacto entre los hospedadores así como una menor diseminación de los huevos de los helmintos (agentes infectantes) que hace aumentar las posibilidades de contagio. Cabe hacer un comentario particular acerca de la presencia de dos formas de ciliados en las muestras fecales de los lagartos (véanse resultados). Aunque en una ocasión se señaló la presencia de protistas intestinales en ejemplares de Gallotia galloti de Tenerife (Matuschka & Bannert, 1987), posteriores estudios parasitológicos de éste y otros lagartos de las Islas Canarias han evidenciado la total ausencia de protistas en el aparato digestivo de estos hospedadores (Roca, 1999, 2002; Martin, 2005). Los ciliados hallados en las muestras fecales de G. bravoana no son formas propias del intestino de reptiles, sino formas de vida libre. La interpretación más plausible es que se trate de formas contaminantes del agua y alimento que puedan ingerir tanto los lagartos criados en cautividad como los lagartos silvestres, habida cuenta de la proximidad de un elemento contaminante como es una depuradora de aguas residuales cercana tanto al centro de cría como al hábitat natural de los lagartos silvestres, el Risco de la Mérica.

REFERENCIAS Cox, S.C., Carranza, S. & Brown, R.P. 2010. Divergence times and colonization of the Canary Islands by Gallotia lizards. Molecular Phylogenetics and Evolution, 56: 747-757. López-Jurado, L.F. & Mateo, J.A. 1995. Origin, colonization, adaptative radiation, intrainsular evolution and species substitution processes in the fossil and living lizards of the Canary Islands. 81-91. In: Llorente, G.A., Montori, A., Santos, X. & Carretero, M.A. (eds.), Scientia Herpetologica. AHE. Barcelona. Martin, J.E. 2005. Helmintofauna de los lacértidos endémicos de las Islas Canarias: relaciones parásito - hospedador. Tesis Doctoral, Facultad de Biología, Universidad de Valencia. Valencia. Martin, J.E. & Roca, V. 2004a. Helminth infracommunities of Gallotia caesaris caesaris and Gallotia caesaris gomerae (Sauria: Lacertidae) from the Canary Islands (Eastern Atlantic). Journal of Parasitology, 90: 266-270.

Martin, J.E. & Roca, V. 2004b. Helminth infracommunities of a population of the Gran Canarian giant lizard Gallotia stehlini. Journal of Helminthology, 78: 319-322. Mateo, J.A. 2002. Gallotia bravoana Hutterer, 1985. Lagarto gigante de La Gomera. 198-199. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid. Matuschka, F.R. & Bannert, B. 1987. New Eimeriid Coccidia from the Canarian lizard, Gallotia galloti Oudart, 1839. Journal of Protozoology, 34: 231-235. Roca, V. 1999. Relación entre las faunas endoparásitas de reptiles y su tipo de alimentación. Revista Española de Herpetología, 13: 101-121.

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la web de la aHE

Roca, V. 2002. Primeros análisis coprológicos para inferir la fauna helmintiana del Lagarto Gigante de La Gomera (Islas Canarias). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 13: 42-44. Roca, V. 2004. Seguimiento de la parasitación del Lagarto Gigante de La Gomera (Gallotia bravoana) a través del análisis de muestras fecales. Informe Preliminar (inédito). Asociación Herpetológica Española. Madrid. Roca, V. 2005. Seguimiento de la parasitación del Lagarto Gigante de La Gomera (Gallotia bravoana) a través del análisis de muestras fecales. Informe Final (inédito). Asociación Herpetológica Española. Madrid. Roca, V. & Carbonell, E. 1993. Los parásitos de anfibios y reptiles. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 4: 30-34.

Roca, V., García, G., Carbonell, E., Sánchez-Acedo, C. & Del Cacho, E. 1998. Parasites and conservation of Alytes muletensis (Sanchiz et Adrover, 1977) (Anura: Discoglossidae). Revista Española de Herpetología, 12: 91-95. Roca, V., Orrit, N. & Llorente, G.A. 1999. Parasitofauna del Lagarto Gigante de El Hierro, Gallotia simonyi. 127-137 In: López-Jurado, L.F. & Mateo, J.A. (eds,). El lagarto gigante: bases para su conservación. Asociación Herpetológica Española. La Palmas de Gran Canaria. Shore García, L. & Ash, L.R. 1983. Diagnóstico parasitológico. Manual de Laboratorio clínico. Panamericana. Buenos Aires. Publicidad de la AHE

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Distribución Nuevas localidades para Coronella austriaca en la provincia de Palencia Luis C. Herrero1 & Jesús Caro2 1 2

Cl. Alta, 7. 34475 Villaeles de Valdavia. Palencia. Instituto de Investigación en Recursos Cinegéticos, IREC (CSIC-UCLM-JCCM). Ronda de Toledo, s/n. 13005 Ciudad Real. C.e.: jcaro@ugr.es

Fecha de aceptación: 7 de enero de 2012. Key words: European smooth snake, spatial distribution, Palencia, Castilla y León.

La culebra lisa europea, Coronella austriaca, presenta una distribución continua por el centro de Europa, con poblaciones dispersas en regiones meridionales, como en el sur de la Península Ibérica, Italia y algunas islas mediterráneas (Elba y Sicilia) (Engelmann, 1993; Strijbosch, 1997). En España se distribuye de manera homogénea por la región Eurosiberiana, y en la región Mediterránea se restringe a los macizos montañosos, con poblaciones aisladas, relictas del periodo glacial (Galán, 2002). En Castilla y León está presente en zonas montañosas del norte y sur (Lizana, 2005). Aunque se ha descrito también su presencia en el centro de la meseta castellano leonesa (Galán, 2002), las citas no se consideran actualmente válidas por confusión con la culebra lisa meridional Coronella girondica (Lizana, 2005). En la provincia de Palencia las citas son escasas y de cierta antigüedad: sólo 13 citas entre los años 1971 y 2000 (base de datos de la Asociación Herpetológica Española), distribuidas en dos áreas aisladas entre sí (véase Figura 1).

En la presente nota se aportan cuatro citas correspondientes a tres nuevas cuadrículas UTM 10 x 10 km para la especie en la provincia de Palencia (Tabla 1 y Figura 1). Los nuevos hallazgos se han localizado en la mitad septentrional, premontaña palentina, alejadas de las poblaciones más norteñas de la provincia (montaña palentina; Lizana, 2005). Las observaciones sucedieron entre junio de 2006 y agosto de 2010. Estas nuevas poblaciones ocupan hábitats formados por un paisaje en mosaico de pinares de repoblación de pino silvestre (Pinus sylvestris), pino salgareño (Pinus nigra) y pino resinero (Pinus pinaster), intercalado con parcelas de cereal, pastizal, matorrales de varias especies de brezos (Erica spp.) y jara pringosa (Cistus ladanifer) (Figura 2). Adicionalmente, una de las observaciones se localizó en medios más humanizados, en concreto en una pequeña huerta muy próxima a un núcleo urbano. Todos los individuos se localizaron activos y fuera de refugios (e.g., piedras o troncos) durante el día, excepto el ejemplar pertenecien-

Tabla 1. Localización, altitud (estimadas a partir de Google Earth <Earth.google.es/>) y fecha de las nuevas citas de culebra lisa europea (C. austriaca) en la provincia de Palencia. Localidad Villaeles de Valdavia Arenillas de San Pelayo Báscones de Ojeda Villaeles de Valdavia

UTM 1 x 1 km UN6913 UN7319 UN7223 UN7014

Altitud (msnm) 890 1000 1020 910

Fecha 10/6/2006 26/7/2007 7/8/2007 18/8/2010

Hábitat Huerto en casco urbano. Mosaicos de pinares con brezales y cultivos de cereal. Mosaicos de pinares con brezales y cultivos de cereal. Pastizales próximos a un arroyo.

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Figura 1: Distribución en cuadrículas UTM 10 x 10 km de la culebra lisa europea (C. austriaca) en la provincia de Palencia.

te a la cuadrícula UTM 1 x 1 km UN7014 que estaba atropellado (véase Tabla 1). Tres ejemplares eran adultos (se estima que la longitud hocico-cola era superior a los 40 cm) y uno probablemente juvenil-subadulto, aunque ninguno de los ejemplares pudo ser medido en el momento de su localización. Lizana (2005), en una actualización sobre la distribución de la especie en Castilla y León, indica que se encuentran en zonas montañosas, siempre por encima de los 1.700 msnm, siendo sustituida por la culebra lisa meridional en cotas más bajas. Este mismo autor señala que puede existir una estrecha banda de sintopía entre ambas especies cogenéricas. Sin embargo, las nuevas citas aportadas en la presente nota muestran que la culebra lisa europea tiene un rango de distribución altitudinal mucho más

amplio en Castilla y León, encontrándose en cotas inferiores a los 1.000 msnm (Tabla 1). Por ser una especie escasa, y por sus hábitos discretos, hasta ahora ha podido pasar desapercibida en gran parte de la provincia de Palencia, así como en la meseta castellano-leonesa. A la luz de estos nuevos hallazgos, es muy probable que habite en otros puntos, siempre y cuando existan hábitats adecuados para la especie en áreas montañosas y relativamente húmedas; por ejemplo, zonas con buena cobertura arbustiva o matorral, bosques abiertos, linderos o zonas rocosas (Galán, 1998, 2002). La presencia de la culebra lisa europea en Palencia puede ser continua en gran parte de la mitad norte de la provincia (montaña y premontaña palentina), estando sus poblaciones bien comunicadas con otras septentrionales. Sin embargo, en la mitad sur sus poblaciones deben

Foto Luís C. Herrero

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Figura 2: Hábitat típico de la culebra lisa europea (C. austriaca) en el área de estudio. Villaeles de Valdavia, Palencia.

ser muy escasas, permaneciendo en pequeños núcleos aislados dentro de las masas forestales más elevadas y húmedas de las comarcas de Tierras de Campos y Cerrato. Aunque no parece estar amenazada en Castilla y León (Lizana, 2005), es una especie con distribución discontinua y muy fragmentada en la región Mediterránea. Además tiene unos requerimientos de hábitats y ecológicos muy específicos (Caro et al., 2012), lo que la hace ser muy vulnerable a las alteraciones ambientales de sus hábitats, sobre todo las poblaciones

situadas en la región Mediterránea (Galán, 2009). Por tanto, sería necesaria una intensificación de las prospecciones para clarificar la distribución actual y el estado de conservación de la especie en Castilla y León, siendo las zonas frescas y húmedas sitios ideales para buscarla. AGRADECIMIENTOS: A A. Montori, por facilitarnos la información disponible sobre la especie en la provincia de Palencia de la base de datos de la Asociación Herpetológica Española. X. Santos y E. Ayllón realizaron una primera identificación de los ejemplares.

REFERENCIAS Caro J., Fernández-Cardenete J.R., Moreno-Rueda G. & Pleguezuelos, J.M. 2012. Estatus de Coronella austriaca en Sierra Nevada (SE Península Ibérica). Boletín de la Asociación Herpetológica Española. 23(1): 94-102. Engelmann, W.E. 1993. Coronella austriaca (Laurenti, 1768) Schilngnatter, Glatt-oder Haselnatter. 200-245. In: Böhme, W. (ed.), Handbuch der Reptilen und Amphibien Europas. Band 3/I. Schlangen (Serpentes) I (Typhlopidae, Boidae, Colubridae 1: Colubrinae). Aula-Verlag. Wiesbaden. Galán, P. 1998. Coronella girondica (Daudin, 1803). 375-383. In: Salvador, A. (ed.), Reptiles Ramos, M.A. et al. (eds.), Fauna Ibérica, vol 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales - CSIC. Madrid. Galán, P. 2002. Coronella austriaca. 277-279. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española. Madrid.

Galán, P. 2009. Culebra lisa europea - Coronella austriaca. In: Salvador, A., Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 25 noviembre 2011] Lizana, M. 2005. Reptiles. 126-165. In: Velasco, J.C., Lizana, M., Román, J., Delibes de Castro, M. & Fernández, J. (eds.), Guía de los peces, anfibios, reptiles y mamíferos de Castilla y León. Náyade editorial. Valladolid. Strijbosch, H. 1997. Coronella austriaca Laurenti, 1768. 344345. In: Gasc, J.P., Cabela, A., Crnobrnja-Isailovic, J., Dolmen, D., Grossenbacher, K., Haffner, P., Lescure, J., Martens, H., Mártinez Rica, J.P., Maurin, H., Oliveira, M.E., Sofianidou, T.S., Veith, M. & Zuiderwijk, A. (eds.), Atlas of Amphibians and Reptiles in Europe. Societas Europea Herpetologica & Muséum National d´Histoire Naturelle (IEGB/SPN). Paris.

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Datos sobre una nueva localidad de Pelobates cultripes en la provincia de Pontevedra (Galicia) Rafael Salvadores & Fina Rodríguez ARCEA Xestión de Recursos Naturais, S.L. Cl. Velázquez Moreno, 9. Oficina 305. 36201 Vigo. Pontevedra. C.e.: rsalvadores@arcea.net

Fecha de aceptación: 13 de marzo de 2012. Key words: Pelobates cultripes, Pontevedra, Galicia, distribution, conservation.

Pelobates cultripes es una especie de distribución restringida en Galicia, donde está considerado como el anfibio más amenazado y donde en la actualidad, tras recientes episodios de aparentes extinciones locales, sólo se conocen ocho núcleos poblacionales en localidades que se distribuyen en su mayoría por depresiones sedimentarias y llanuras aluviales del interior y por sistemas dunares costeros, todos en el sector meridional de la región (Galán et al., 2010; Cabanas et al., 2011). La especie está catalogada como Vulnerable en el Libro Rojo de los anfibios y reptiles de España (Tejedo & Reques, 2002) e incluida en la misma categoría en el Catálogo Gallego de Especies Amenazadas. Según Galán et al. (2010), en la provincia de Pontevedra sólo se conoce actualmente una población, en la península de O Grove, istmo de A Lanzada y zonas periféricas, con ausencia de datos recientes sobre su presencia en todo el valle del tramo final del río Miño (Baixo Miño), de su afluente el río Louro y de otras 13 localidades del litoral e interior de la provincia, para las que se carece de registros de la especie en el presente siglo. Los registros más antiguos para el suroeste de esta provincia corresponden al monte Aloia (Tui), donde Boscá citó la especie a finales del siglo XIX (Boscá, 1879), sin que se haya vuelto a confirmar su presencia (Salvadores & Arcos, 2005). En toda la parte portuguesa de la cuenca del río Miño, fronteriza con Pontevedra, Cruz (2010)

señala únicamente la ocupación de una cuadrícula UTM de 10 x 10 km, en el entorno de la desembocadura del río. La nueva localidad descrita en esta nota se sitúa en el tramo bajo del valle del río Miño, unos 25 km aguas arriba del monte Aloia, la localidad más próxima con presencia hasta ahora conocida en la provincia de Pontevedra, y a unos 50 km de la localidad portuguesa más cercana. En el resto de la cuenca del río Miño en Galicia (aproximadamente 12.300 km2) sólo se conocen dos poblaciones más, una de ellas en estado de conservación precario (Galán et al., 2010), situadas a más de 100 km aguas arriba, en los valles del río Cabe y del río Sil. En la Figura 1 se sintetiza la distribución de la especie en Galicia y norte de Portugal en base a la información más reciente disponible, y se señala la situación de la nueva localidad descrita. La localidad presenta un grupo de pequeños encharcamientos formados en excavaciones relacionadas con la extracción de áridos, en diferentes fases de abandono, situados en una terraza fluvial a orillas del río Miño, en el lugar de Medáns (parroquia de Vide, ayuntamiento de As Neves). Estas charcas se incluyen totalmente en el LIC Baixo Miño (ES1140007), en la cuadrícula UTM 1 x 1 km 29TNG5059 (Datum ED50), y se encuentran a unos 50 msnm. En una de ellas se observó la presencia de larvas de P. cultripes por primera vez el 3 de

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perezi, y en su entorno de ejemplares adultos de Salamandra salamandra y Bufo bufo. Las dos charcas utilizadas por P. cultripes son de carácter estacional, tienen unas dimensiones máximas de 10 x 6 y 40 x 30 m y presentan una profundidad máxima de aproximadamente 0,5 y 2 m, respectivamente, situándose en sus proximidades otras pequeñas charcas en las que no se ha confirmado la reproducción de la especie. El terreno alrededor de los encharcamientos está alterado por excavaciones y movimientos de tierra más o menos recientes y colonizado parcialmente por una Figura 1: Mapa de Galicia y áreas fronterizas de Portugal con malla UTM de 10 x 10 km en el que se reflejan los datos de presencia reciente de P. cultripes orla de Salix spp. en sus orisegún Galán et al. (2010), Cruz (2010), Cabana et al. (2011) y Rey (2011), llas y matorrales de Ulex cuadrados grises, y la nueva localidad descrita, círculo negro. En trazo gruespp. y Cytisus spp. con arboso se destaca la provincia de Pontevedra. lado disperso. En el entorno mayo de 2009, y, posteriormente, en ésta u otra de estas excavaciones predominan formacharca anexa en las temporadas de reproduc- ciones heterogéneas de Pinus pinaster de ción siguientes hasta 2011, con el registro de diverso grado de madurez, cultivos de un ejemplar adulto en su entorno el día 2 de huerta y vid en pequeñas explotaciones octubre de 2010 y dos el 31 de octubre de familiares en minifundio y bosques de 2011. Aunque no se han detectado puestas, la ribera ligados al cauce del río Miño, con distribución observada de tamaños de las larvas creciente presencia de masas de la especie apunta hacia la existencia de una única época invasora Acacia dealbata. Entre las principales amenazas que están de puesta en otoño, al menos en el período 2009 - 2011. Las estimas máximas del número actuando sobre los lugares de reproducción de larvas presentes corresponden al día 17 de sobresalen el vertido puntual de residuos abril de 2010, cuando se calculó la presencia de agrícolas, escombros y basuras y la ocupaal menos 200 - 300 ejemplares de gran talla. En ción de las riberas y del entorno por flora las charcas se ha registrado también la presencia exótica invasora (géneros Acacia, Cortaderia de adultos en fase acuática y / o larvas de y Arundo, entre otras). Por otra parte, entre Triturus marmoratus, Hyla arborea y Pelophylax las amenazas potenciales destacan el riesgo

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de aterramientos relacionados con las actividades mineras y la aparición de fauna alóctona invasora. En relación a esta última, Procambarus clarkii y Neovison vison presentan una amplia distribución en la comarca del Baixo Miño (ARCEA, 2008), y han sido citadas por Galán et al. (2010) entre los principales factores de riesgo a los que están expuestas las poblaciones gallegas de la especie. De N. vison se han registrado observaciones en cursos fluviales próximos en 2012 (Salvadores & Rodriguez, datos no publicados), y se han obtenido referencias sobre una traslocación de cangrejos de río de especie indeterminada por parte de vecinos del lugar a las charcas objeto de esta nota en 2011. No se puede descartar finalmente la amenaza que representan los potenciales aprovechamientos hidroeléctricos en el río Miño, teniendo en cuenta el antiguo interés existente en su construcción en este tramo internacional del río y que la localidad de estudio se incluye en el ámbito de afección directa del proyectado embalse de Sela, aparentemente paralizado tras una declaración de impacto ambiental negativa en el año 2000.

Prospecciones diurnas y nocturnas en sectores cercanos del valle del río Miño realizados tras el hallazgo de esta población con la intención de localizar otros puntos de presencia de la especie no han arrojado resultados positivos, y apuntan a un alto grado de aislamiento de aquélla. Por la relativa abundancia de depósitos cuaternarios ricos en arenas y materiales arcillosos, con suelos sueltos, donde se pueden crear refugios fácilmente y proclives a la formación de encharcamientos, las terrazas fluviales de este tramo del Miño ofrecen un elevado potencial para P. cultripes. Sin embargo, por su carácter marginal para la agricultura y su favorable orografía, gran parte de las superficies con este tipo de suelos en la comarca han sido ocupadas en tiempos recientes por usos industriales, destacando entre estas transformaciones la del cercano y extenso complejo de graveras, humedales y matorrales sobre suelos aluviales de LiñaresOleiros (ayuntamientos de As Neves y Salvaterra de Miño), prácticamente desaparecido por las obras iniciadas en 2007 para la creación de suelo industrial en una superficie de unos 4 km2.

REFERENCIAS ARCEA. 2008. As especies exóticas invasoras en Galicia: diagnóstico da situación actual e proposta de liñas de actuación. Informe inédito de ARCEA Xestión de Recursos Naturais S.L. para la Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible de la Xunta de Galicia. Boscá, E. 1879. Nota herpetológica sobre una excursión hecha en el monte de San Julián de Tuy. Anales de la Real Sociedad Española de Historia Natural, 8: 463-484. Cabana, M., Romeo, A., Rivero, A., Reigada, X.R., Vázquez, R. & Ferreiro, R. 2011. Novas poboacións de Pelobates cultripes no sueste de Galicia. Chioglossa, 3: 41-47. <http://www.chioglossa.com/fotosº1320791408_DnRE. pdf> [Consulta: 22 diciembre 2011]. Cruz, M.J. 2010. Pelobates cultripes Sapo-de-unha-negra. 106107. In: Loureiro, A., Ferrand de Almeida, N., Carretero, M.A. & Paulo, O.S. (coords.), Atlas dos Anfibios e Répteis de Portugal. Esfera do Caos Editores. Lisboa.

Galán, P., Cabana, M. & Ferreiro, R. 2010. Estado de conservación de Pelobates cultripes en Galicia. Boletín de la Asociación Herpetologica Española, 21: 90-99. Rey, X.L. 2011. Sapiño de esporóns Pelobates cultripes (Cuvier, 1829). 34-35. In: Sociedade Galega de Historia Natural, Atlas dos anfibios e réptiles de Galicia. SGHN. Santiago de Compostela. Salvadores, R. & Arcos, F. 2005. Guía de anfibios y reptiles del Parque Natural del Monte Aloia. Consellería de Medio Ambiente, Xunta de Galicia. Tejedo, M. & Reques, R. 2002. Pelobates cultripes (Cuvier, 1829). Sapo de espuelas. 94-96. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Ministerio de Medio Ambiente - Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid.

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Actualización de la distribución de Podarcis muralis en el Penyagolosa (País Valenciano) Guillem Pérez i de Lanuza, Sergio Luna & Josep Lozano Institut Cavanilles de Biodiversitat i Biologia Evolutiva (Universitat de València). Cl. Catedràtic José Beltrán, 2. 46980 Paterna. València. C.e.: guillem.perez-lanuza@uv.es

Fecha de aceptación: 31 de enero de 2011. Key words: conservation, distribution, Iberian wall lizard, lacertid, Valencian Country.

Podarcis muralis (Laurenti, 1768) es la especie de su género con una mayor distribución y es especialmente abundante en muchas zonas de Europa central. No obstante, tanto en la Península Ibérica como en el resto de penínsulas europeas del Mediterráneo existen varias zonas donde aparece de forma aislada (Arnold & Ovenden, 2002). En la Península Ibérica, excluyendo la zona norte (principalmente el Pirineo, el Sistema Ibérico septentrional y el Sistema Cantábrico), se encuentra arrinconada en ciertas zonas de media-alta montaña del Sistema Central y del Sistema Ibérico meridional con condiciones climáticas eurosiberianas (Arnold & Ovenden, 2002; Pérez-Mellado, 2002; Arribas, 2006). Una de estas zonas se encuentra en el macizo valenciano del Penyagolosa (Maluquer-Margalef, 1984; Vento et al., 1991; Jiménez et al., 2002; PérezMellado, 2002; Maluquer-Margalef et al., 2009; BDARE, 2010) y en la sierra aragonesa de Gúdar

(Pérez-Mellado, 2002), constituyendo el enclave ibérico más meridional. Aunque a nivel mundial y estatal P. muralis está considerado como una especie de preocupación menor (LC) (Pérez-Mellado, 2002; Böhme et al., 2009), si descontamos el caso particular de Podarcis atrata (que, no obstante su interés y el estatus legal que aún conserva, no es una especie válida [Harris & Sá-Sousa, 2002; Renoult et al., 2010]), posiblemente es el escamoso valenciano con un número menor de efectivos. Esto se debe principalmente a su

reducida área de distribución (sólo cuatro cuadrículas UTM de 10 x 10 km según Pérez-Mellado [2002]) y a que depende estrechamente de ciertos parámetros ecológicos limitantes. De hecho, Llorente et al. (1995) vinculan la presencia de esta especie con pluviosidades superiores a los 800 mm anuales, condición que se cumple sólo en ciertas zonas del País Valenciano, como es el caso del Penyagolosa. Además, los primeros datos sobre la regulación hídrica en los lacértidos (García-Muñoz et al., 2010a, b) demuestran que éste es un factor incluso tan importante como la termorregulación para estos reptiles. La reducida distribución que presenta P. muralis en el País Valenciano no supondría un problema de conservación destacable si su presencia en el Penyagolosa fuese resultado de una distribución más extensa en zonas aledañas. Pero la realidad es que, a pesar de la proximidad de la Sierra de Gúdar, ambos enclaves albergan poblaciones aisladas entre sí y alejadas del resto del área de distribución de la especie (a más de 200 km de las poblaciones del Sistema Central, del Sistema Ibérico septentrional y del Prepirineo). Las citas de P. muralis en el Penyagolosa disponibles hasta la fecha son escasas y, exceptuando algunas citas recientes (MaluquerMargalef et al., 2009; BDB, 2011) que sólo confirman la presencia de la especie en las localidades típicas para la población (e.g., barrancos de

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la Pegunta y de la Teixera), son muy antiguas (décadas de 1980 y 1990 [BDARE, 2010]). Además, de las primeras citas (MaluquerMargalef, 1984 ) sólo son válidas aquéllas que corresponden a estos mismos lugares (J. Maluquer-Margalef, comunicación personal). Así, muchas de las localidades en las que se describió previamente la especie no corresponden más que a citas erróneas debidas, probablemente, a determinaciones incorrectas de ejemplares de Podarcis liolepis. Al parecer, la confusión entre las dos especies es bastante común para la población y es necesario tener mucho cuidado a la hora de considerar las citas antiguas y las citas facilitadas por los no especialistas. Por ejemplo, hasta el momento el personal del Parc Natural del Penyagolosa consideraba equivocadamente que la especie más común y mejor distribuida en la zona era P. muralis justamente por confundir ambas especies. En la Figura 1 se puede ver un par de ejemplares representativos de los machos de las dos especies donde se aprecian las semejanzas entre ambas y las diferencias en las proporciones corporales y en el patrón de coloración.

Así pues, aunque partimos de una situación en la que los primeros datos publicados indicaban que el área de distribución de P. muralis en el Penyagolosa era localizada pero de una cierta extensión, posiblemente nos encontramos con que la situación real corresponde a un área de distribución mucho menor. La escala empleada en muchos estudios herpetológicos (cuadrículas de 10 x 10 km) también ha favorecido que se sobreestimara el área de distribución. Además, si consideramos que el macizo del Penyagolosa está sometido cada vez más a presiones antrópicas (turismo y actividades al aire libre que pueden afectar a la especie [Böhme et al., 2009]), y que las zonas donde está presente P. muralis son especialmente visitadas por paseantes y excursionistas, es posible que la situación de la población sea más crítica de lo previamente estimado y, por tanto, justifica la necesidad de disponer de información precisa y actualizada sobre su estado y su distribución exacta. Desde el punto de vista de su conservación parece imprescindible actualizar, corregir y concretar los datos de presencia de P. muralis en Foto Guillem Pérez i de Lanuza

Figura 1: Macho de P. muralis (izquierda) y macho de P. liolepis (derecha), ambos fotografiados en el macizo del Penyagolosa.

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Figura 2: Situación del Penyagolosa y de la Serra de la Batalla. Los recuadros N y S corresponden a los dos sectores donde se han realizado los muestreos. Los puntos azules y verdes corresponden a las citas propias de P. muralis y P. liolepis respectivamente, que pueden verse con mayor claridad en la Figura 3 para el cuadrante S. V y X indican el emplazamiento de las localidades próximas de Vistabella y Xodos, respectivamente. La línea roja corresponde al trazado del perfil representado en la Figura 4 y las letras a, b, c y d indican los puntos clave de este trazado (el extremo suroeste del Pla de Vistabella, la Portella del Llop, Sant Joan de Penyagolosa y la cara sur del pico, respectivamente). El área verde indica la zona protegida por el parque natural. El mapa de la Península Ibérica muestra coloreadas las cuadrículas UTM 10 x 10 km con presencia de P. muralis según los datos del SIARE (2012), las cuatro cuadrículas en azul corresponden a las cuadrículas del Penyagolosa con citas para la especie, el resto de cuadrículas habitadas por P. muralis se representan en rojo.

el macizo del Penyagolosa, así como identificar los hábitats propicios para la especie, el grado de solapamiento con especies próximas (e.g., P. liolepis) y la proximidad real a las poblaciones de la Sierra de Gúdar. En este trabajo presentamos datos preliminares de una serie de muestreos realizados con el objetivo de obtener una visión actualizada de la distribución de P. muralis en el Penyagolosa. Con este objetivo, se han realizado distintos transectos durante los últimos años (julio de 2006, septiembre de 2010 y abril-mayo de 2011) que incluían dos sectores adyacentes. El sector sur (S en la Figura 2) incluye los núcleos confirmados de presencia de la especie en los barrancos de la Pegunta y de la Teixera de los que provienen los datos previos más fiables y reiterados. El sector norte (N en la Figura 2) fue elegido por presentar zonas de

umbría similares a las del sector sur (barrancos de l’Atzevar, del Mançanar y de l’Abeurador). Los transectos han incluido todo el espectro de hábitats del macizo, desde las cotas más bajas en el Pla de Vistabella (1.200 msnm), hasta la cumbre misma del Penyagolosa (1.815 msnm), y desde la solana del pico principal hasta las zonas de umbría de la Serra de la Batalla. Durante los transectos se anotó la presencia de P. muralis y de cualquier otro lacértido encontrado. Durante los primeros muestreos (2006) los animales fueron capturados para garantizar una correcta determinación. Posteriormente la captura fue innecesaria y se evitó siempre que fue posible. La determinación de los individuos observados se realizó visualmente en función de las proporciones

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corporales y del tamaño, siendo los ejemplares adultos de P. muralis más grandes, robustos y altos que los de P. liolepis. También se utilizaron varios caracteres de coloración, ya que P. muralis presenta manchas negras, marrones o anaranjadas de contornos mal definidos en las escamas gulares y, aunque pocos ejemplares son los que presentan ocelos azules dorsolaterales, todos muestran el marco negro circundante. Además, la coloración ventral naranja que presentan muchos ejemplares de P. muralis se extiende por toda la gola, mientras que los ejemplares de P. liolepis presentan la gola blanca independientemente de la coloración del vientre. Se descartaron las observaciones cuya determinación no fue fiable (e.g., animales avistados en movimiento durante unos pocos instantes). En total se localizaron 87 individuos de P. muralis (42 machos adultos, 27 hembras adultas, en primavera la mayoría visiblemente grávidas, y 18 subadultos y juveniles). Todos los ejemplares se encontraron entre los 1.243 y los 1.513 msnm. En la Figura 3 se detallan los puntos en los que se localizaron los ejemplares de P. muralis durante los muestreos. Aunque serán necesarios esfuerzos adicionales, estos resultados confirman la presencia de P. muralis en distintos barrancos de la cara norte del pico del Penyagolosa y en zonas húmedas próximas con muros de piedra seca. Así, además de confirmar la presencia de la especie en los barrancos de la Pegunta y de la Teixera, también ha aparecido de manera repetida en el barranco de l’Avellanar (posiblemente uno de los núcleos Figura 3: Citas propias de P. muralis (en azul) y de P. liolepis (en verde) del macizo del Penyagolosa correspondientes al período 2006-2011 y al sector S del territorio muestreado. Cada punto corresponde a uno o más ejemplares. La línea discontinua de color verde claro delimita la zona protegida por el parque natural.

con una mayor densidad) y esporádicamente en algún otro barranco menor como el de l’Antona. En estos barrancos, los ejemplares se localizaron principalmente en los tramos que llevan agua en superficie o bien cerca de fuentes (e.g., sistema de la Font de la Cambreta). Estos barrancos presentan un pinar denso de Pinus sylvestris acompañado normalmente de pies de Acer opalus, Taxus baccata e Ilex aquafolium. Por encima de los barrancos (al sur de éstos, alrededor de los 1.500 msnm), también suelen encontrarse ejemplares de P. muralis, siempre dentro del pinar de P. sylvestris y / o aprovechando muros de piedra seca (e.g., límites de cañadas y de parcelas, restos de trincheras). P. muralis está ausente de todas las zonas de solana, incluso de aquéllas localizadas a escasos metros de las zonas más umbrías de los barrancos en los que está presente. Tampoco ha sido localizado en otros barrancos umbríos y con un gran número de fuentes separados del núcleo

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principal como los de la Serra de la Batalla (sector N), que a priori parecerían idóneos por tener unas condiciones similares de humedad, vegetación e incluso presencia de cursos de agua superficiales y permanentes. Esto podría ser debido a una menor extensión de estos barrancos, pero no puede descartarse que con esfuerzos de muestreo mayores se pudieran encontrar algunos ejemplares en el futuro. En todo caso, estos son los únicos datos de los que disponemos y sugieren que no existe continuidad entre la población de Penyagolosa y las poblaciones más próximas de Gúdar. Aunque quedan muchas zonas limítrofes al Penyagolosa por revisar (todas ellas con condiciones subóptimas en el mejor de los casos), nuestros datos sugieren que P. muralis queda restringido a una

sola cuadrícula UTM de 10 x 10 km, la YK25, de las cuatro en las que se asumía su presencia hasta la fecha. En realidad, nuestros datos indican su presencia únicamente en siete cuadrículas de 1 x 1 km de las 19 que se han prospectado en este estudio. La altitud parece un factor secundario para la distribución de P. muralis en comparación con la humedad y la presencia de agua en superficie. Por ejemplo, no hemos localizado ningún ejemplar de P. muralis en las inmediaciones del pico (entre los 1.550 y los 1.815 msnm), que es una zona mucho más seca y descubierta de vegetación. Por el contrario, en estas cotas son frecuentes los ejemplares de P. liolepis incluso en la misma cumbre. En la Figura 4 se representa esquemáticamente la dis-

Figura 4: Perfil altitudinal entre la cara sur del pico del Penyagolosa y el Pla de Vistabella en el que se esquematizan los ambientes presentes en el macizo y las zonas en las que aparecen P. muralis, P. liolepis y P. algirus. Las zonas más húmedas están representadas por la presencia de pies de T. baccata. Los espacios sin árboles corresponden a zonas desarboladas. Para más detalles sobre el trazado del perfil consultad la Figura 2.

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tribución altitudinal y por hábitats de P. muralis y de P. liolepis en el Penyagolosa, y en la Figura 5 se muestran dos ejemplos de los hábitats donde aparecen ambas especies. P. liolepis es prácticamente ubicua en el Penyagolosa y en otras áreas cercanas (e.g., cerca de los pueblos de Vistabella y Xodos), y habita tanto las áreas más secas como los barrancos más húmedos en los que aparece en sintopía con P. muralis. De hecho, durante los muestreos hemos podido observar algunas interacciones entre ejemplares de ambas especies. En cualquier caso, esta especie parece más frecuente en las zonas rocosas abiertas y más secas (véase también Martín-Vallejo et al., 1995). Otras especies como Psammodromus algirus sólo han sido detectadas de manera esporádica en las zonas más soleadas y abiertas, y nunca en los hábitats empleados por P. muralis. Tampoco se ha localizado ningún ejemplar de Timon lepidus en las localidades óptimas para P. muralis. La información obtenida, aunque incompleta, es esencial para orientar la gestión de la especie por parte del Parc Natural y para valo-

rar cualquier intervención que se haga en él. En un futuro próximo deberemos centrar nuestros esfuerzos en, además de determinar con una mayor precisión la distribución de P. muralis en el Penyagolosa, establecer la proximidad de sus poblaciones a la Sierra de Gúdar y la proximidad genética de ambos núcleos. Así mismo, es fundamental identificar las variables clave para la presencia de P. muralis en el Penyagolosa y estudiar el uso del espacio y la competencia con P. liolepis. AGRADECIMIENTOS: Durante los transectos hemos contado con la ayuda de D. Barbosa, S. García, P. Pérez, A. Salazar e I. Damas. Así mismo, hemos de agradecer la ayuda recibida en todo momento y el interés mostrado por parte del personal del Parc Natural del Penyagolosa y la colaboración desinteresada de P. Fuster, autor del Mapa Excursionista de Vistabella del Maestrat, y de todo el equipo de El Tossal Cartografies. V. Sendra nos ha facilitado la fotografía del pico del Penyagolosa. Los permisos de captura pertinentes fueron concedidos por la Conselleria de Medi Ambient de la Generalitat Valenciana y por el Parc Natural del Penyagolosa.

Figura 5: Hábitats típicos de P. muralis y P. liolepis. La imagen izquierda está tomada en las inmediaciones de la cumbre del Penyagolosa orientadas hacia el noroeste. En primer término se observa la escasa vegetación (Erinacea anthyllis principalmente) de los alrededores del pico donde aparece exclusivamente P. liolepis. En el cuadrante inferior derecho de la misma imagen se aprecia el Mas de la Cambreta, donde encontramos también P. liolepis. No obstante, en las umbrías que quedan al norte de esta misma construcción (i.e. Font de la Cambreta) aparece P. muralis en sintopía con P. liolepis. En la imagen derecha se aprecia el curso de agua asociado a la Font de la Pegunta, situada dentro de un pinar denso de P. sylvestris propio de las umbrías del Penyagolosa. En este hábitat P. muralis suele encontrarse sobre las rocas y los montones de leña cortada o trepando por los troncos.

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REFERENCIAS Arnold, E.N. & Ovenden, D. 2002. A Field Guide to the Reptiles and Amphibians of Britain and Europe. 2nd Ed. Collins. London. Arribas, O.J. 2006. Podarcis muralis en las sierras de Ávila. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 17: 7-9. BDARE. 2010. Base de datos de Anfibios y Reptiles de España. Asociación Herpetológica Española. [Consulta por c.e.: 18 octubre 2010]. BDB. 2011. Banc de dades de Biodiversitat. Conselleria de Medi Ambient, Aigua, Urbanisme i Habitatge. <http://bdb.cma.gva.es> [Consulta: 18 noviembre 2011]. Böhme, W., Pérez-Mellado, V., Cheylan, M., Nettmann, H.K., Krecsák, L., Sterijovski, B., Schmidt, B., Lymberakis, P., Podloucky, R., Sindaco, R. & Avci, A. 2009. Podarcis muralis. In: IUCN 2011, IUCN Red List of Threatened Species. Version 2011.2. <http://www.iucnredlist.org> [Consulta: 18 noviembre 2011]. García-Muñoz, E., Carretero, M.A. & Ceacero, F. 2010a. Preferred body temperatures and water loss in both sympatric saxicolous lacertids: Algyroides marchi and Podarcis hispanica ss. 7th International Symposium on the Lacertids of the Mediterranean Basin, Palma de Mallorca, Balearic Islands. García-Muñoz, E., Carretero, M.A., Kaliontzopoulou, A., Sillero, N., Jorge, F., Rato, C. & Ribeiro, R. 2010b. El otro lado de la ecofisología de lacértidos: el agua tan importante como la temperatura. XI Congresso LusoEspanhol de Herpetologia / XV Congreso Español de Herpetología. Sevilla. Harris, J. & Sá-Sousa, P. 2002. Molecular Phylogenetics of Iberian wall lizards (Podarcis): Is Podarcis hispanica a species complex? Molecular Phylogenetics and Evolution, 23: 75-81.

Jiménez, J., Lacomba, I., Sancho, V. & Risueño, P. 2002. Peces Continentales, Anfibios y Reptiles de la Comunidad Valenciana. Generalitat Valenciana. València. Llorente, G.A., Montori, A., Santos, X. & Carretero, M.A. 1995. Atlas dels Amfibis i Rèptils de Catalunya i Andorra. Ed. El Brau. Figueres. Maluquer-Margalef, J. 1984. Estudi preliminar sobre l’herpetofauna de la Penyagolosa. Butlletí de la Societat Catalana d’Ictiologia i Herpetologia, 11/13: 5-11. Maluquer-Margalef, J., Escoriza, D. & Lozano, A. 2009. Aportacions sobre la distribució altitudinal de Chalcides bedriagai (Boscá, 1880) al massís de Penyagolosa (Castelló) i el poblament herpetològic del vessant nord del massís. Butlletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 18: 42-48. Martín-Vallejo, J., García-Fernández, J., Pérez-Mellado, V. & Vicente-Villardón, J.L. 1995. Habitat selection and thermal ecology of the sympatric lizards Podarcis muralis and Podarcis hispanica in a mountain region of Central Spain. Herpetological Journal, 5: 181-188. Pérez-Mellado, V. 2002. Podarcis muralis. 250-252. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza. Madrid. Renoult, J.P., Geniez, P., Bacquet, P., Guillame, C.P. & Crochet, P.A. 2010. Systematics of the Podarcis hispanicuscomplex (Sauria, Lacertidae) II: the valid name of the north-eastern Spanish form. Zootaxa, 2500: 58–68. SIARE. 2012. Servidor de Información de Anfibios y Reptiles de España. <http://siare.herpetologica.es> [Consulta: 5 enero 2012]. Vento, D., Roca, V., Prades, R., Queralt, I. & Sánchez, J. 1991. Atlas provisional de los anfibios y reptiles de la Comunidad Valenciana: mitad septentrional. Revista Española de Herpetolología, 6: 119-128.

Descubierta una posible población relicta de Emys orbicularis en el Parque Natural de Gorbea, Álava Xabi Buenetxea & Leire Paz BOLUE Ingurumen Ikerketak. Bolintxu baserria, 73. 48113 Gamiz-Fika. Bizkaia. C.e.: boluemys@hotmail.com

Fecha de aceptación: 10 de marzo de 2012. Key words: Emys orbicularis, Basque Country, conservation, relict population.

Hasta la primavera del año 2011, la única población de galápago europeo (Emys orbicularis) conocida en toda la Comunidad Autónoma del País Vasco (CAPV) y, por extensión, en el Cantábrico oriental, era la del humedal de

Bolue en Getxo. Se trata de una población detectada en 2003 con la captura de varios ejemplares dentro del proyecto de extracción de galápagos exóticos S.O.S. GALÁPAGOS y que posteriormente ha sido reforzada con sueltas de

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Foto Xabier Buenetxea

ejemplares procedentes del Centro de Recuperación de Fauna Silvestre de Bizkaia (Buenetxea et al., 2004). Por otra parte, existen otras citas de esta especie en la CAPV, pero todas hacen referencia a ejemplares aislados y algunas son de dudosa fiabilidad (Álvarez et al., 1985; Pérez, 2001; Tejado & Potes, 2008; Buenetxea et al., 2010). A finales de mayo de 2011, siguiendo la pista a una cita de un posible galápago europeo en una laguna en la parte alavesa del Parque Natural de Gorbea, acudimos al lugar (cuya localización exacta omitimos por motivos obvios) y colocamos varias trampas del tipo nasa flotante cebadas, obteniendo como resultado la captura el día 31 de mayo de un ejemplar de la citada especie (Figura 1). Además, el 3 de junio observamos cuatro ejemplares distintos de la misma especie asoleándose. Informamos del hallazgo a la Sección de Parques Naturales de la Diputación Foral de Álava, quien estimó oportuno financiar la puesta en marcha de un estudio de esta población desconocida. Como resultado de esta primera fase de trabajo, hemos identificado al menos cinco ejemplares distintos, de diferen-

tes tallas y sexos, y hemos dotado de radiotransmisores a tres de ellos para seguir sus movimientos mediante telemetría. La bajísima capturabilidad y observabilidad de los ejemplares sugieren que la población puede constar de más ejemplares, aún no identificados (Buenetxea & Paz Leiza, 2011). En fases posteriores del proyecto se contempla proseguir con la caracterización y estudio de la población y búsqueda de otros posibles núcleos poblacionales que hubieran pasado desapercibidos en lagunas y zonas húmedas aledañas, por si pudiera tratarse de una metapoblación. El estado de conservación del hábitat en toda la zona (bosque de frondosas, principalmente hayedo acompañado de roble pedunculado Quercus robur y tejo Taxus baccata y de su orla arbustiva, con pequeñas lagunas, algunas permanentes, en el interior de la masa forestal) es bueno, y para acceder a la laguna es preciso caminar por una senda de cerca de 2 km de longitud alejada de carreteras, siendo frecuentada únicamente por montañeros y naturalistas. No hemos observado ningún ejemplar de galápago de otras especies, ni galápago leproso (Mauremys Figura 1: Uno de los ejemplares de E. orbicularis capturados en el Parque Natural de Gorbea, dotado de emisor para radiotracking.

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leprosa) ni especies exóticas, en la laguna ni en las masas de agua adyacentes, por lo que nada indica a priori que se trate de ejemplares liberados. De confirmarse mediante los análisis genéticos pertinentes el origen natural de estos ejemplares, nos encontraríamos ante una población relicta de elevado valor conservacionista.

AGRADECIMIENTOS: A A. Valdeón, quien nos hizo llegar la cita de la observación; a los guardas del Parque Natural E. Cabanillas y M. Carrasco, autores de la observación, quienes nos facilitaron detalles sobre la misma; así como a J. Villasante, del Servicio de Vigilancia del Parque Natural, quien nos mostró otras zonas húmedas cercanas.

REFERENCIAS Álvarez, J., Bea, A., Faus, J.M., Castien, E. & Mendiola, I. 1985. Atlas de los vertebrados continentales de Álava, Vizcaya y Guipúzcoa (excepto Chiroptera). Gobierno Vasco. Vitoria-Gasteiz. Buenetxea, X. & Paz Leiza, L. 2011. Estudio de la recientemente hallada población de galápago europeo Emys orbicularis en el Parque Natural de Gorbea, 2011. Diputación Foral de Álava. Informe inédito. Buenetxea, X., Zugadi, I. & Larrinaga, A.R. 2004. Balance de los resultados del proyecto “S.O.S. GALÁPAGOS”, en el humedal de Bolue, Getxo (Bizkaia). Años 2.001-2.003. 72-73. In: Libro de Resúmenes del VIII Congreso LusoEspañol (XII Congreso Español) de Herpetología. Málaga.

Buenetxea, X., Paz Leiza, L. & Larrinaga, A.R. 2010. Últimos datos sobre galápagos autóctonos y exóticos en los territorios históricos de Bizkaia y Araba. 206. In: Libro de Resúmenes del XI Congreso Luso-Español (XV Congreso Español) de Herpetología. Sevilla. Pérez, F.P. 2001. Reptiles de Bizkaia. Diputación Foral de Bizkaia. Bilbao. Tejado, C. & Potes, M.E. 2008. Ampliación del conocimiento distributivo de la herpetofauna en el Territorio Histórico de Álava y Condado de Treviño (Burgos). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 19: 67-71.

Distribución de Iberolacerta monticola en la provincia de A Coruña (Galicia, Noroeste de España). Supervivencia de un relicto climático Pedro Galán Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. C.e.: pgalan@udc.es

Fecha de aceptación: 10 de febrero de 2012. Key words: Lacertidae, Iberolacerta monticola, isolated populations, decline populations, distribution.

La lagartija cantábrica, Iberolacerta monticola (Boulenger, 1905), es un endemismo noroccidental ibérico catalogado por la IUCN como vulnerable. En Galicia se encuentra ampliamente distribuida en la provincia de Lugo, en su zona norte y oriental. Sin embargo está mucho más limitada en las provincias de Ourense (en la que sólo ocupa el Macizo Central) y de A Coruña. En esta última su distribución es, en general, fragmentaria, ocupando determinadas áreas de baja o moderada altitud (Elvira & Vigal, 1982; Galán, 1982; Bas, 1983; Para ver Anexos ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

Balado et al., 1995; Galán et al., 2007a; Arzúa-Piñeiro & Prieto-Espiñeira, 2011). El grado de aislamiento de

estas poblaciones coruñesas, unido al reducido tamaño de algunas y a los declives poblacionales recientes (Galán, 1999a, b), ha motivado que hayan sido incluidas en el Catálogo Gallego de Especies Amenazadas con la categoría de Vulnerable (Xunta de Galicia, 2007). En la legislación española, por el contrario, esta especie no figura con ninguna categoría de amenaza. El principal motivo del presente artículo es contribuir al conocimiento detallado de la

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distribución de I. monticola en la provincia de A Coruña, indicando las cuadrículas UTM de 1 x 1 km en las que se encuentra presente. Este conocimiento es un primer paso necesario para la elaboración de los planes de conservación de estas poblaciones. Los datos de distribución y del estado de conservación de este lacértido se han obtenido a partir de una serie de muestreos realizados en la provincia de A Coruña, así como en zonas próximas de la de Lugo, durante un período de siete años (2005 - 2011). Se ha partido de la información ya disponible en los diversos atlas de distribución realizados (Bas, 1983; Balado et al., 1995; Pérez-Mellado, 2004; Arzúa-Piñeiro & PrietoEspiñeira, 2011),

si bien en ellos únicamente se indica su presencia en cuadrículas UTM de 10 x 10 km, por lo que se han visitado todas las zonas consideradas como potencialmente ade-

Figura Pedro Galán

Figura 1: Distribución de I. monticola en la provincia de A Coruña (puntos rojos) y en zonas próximas de la provincia del Lugo (puntos azules). Se muestra la trama UTM de 10 x 10 km. Los números indican las poblaciones aisladas (1: cuenca alta del río Grande de Xubia, 2: río Castro, 3: río Eume, 4: río Lambre, 5: río Mandeo, 6: Sobrado dos Monxes, 7: Montes do Pindo). El trazo azul marca el límite meridional y occidental de las poblaciones de distribución continua. Los recuadros A, B y C se amplían en las figuras 2 y 3.

cuadas para albergar a esta especie, dentro de esas cuadrículas y en sus vecinas. También me he basado en mi experiencia personal con la especie a lo largo de 37 años (Galán, 1982, 1991, 1999a, b; Rúa & Galán, 2003; Galán et al., 2007a, b; P. Galán, datos no publicados)

para comprobar la continuidad de determinadas poblaciones y la localización de otras nuevas. Todas las observaciones se han georreferenciado con un GPS, registrando además la altitud a la que se encontraban, datos sobre los hábitats ocupados y el estado de las poblaciones. En el período 2005 - 2011 hemos encontrado a I. monticola, dentro de los límites de la provincia de A Coruña, en 23 cuadrículas UTM de 10 x 10 km y 128 cuadrículas de 1 x 1 km (Figuras 1, 2 y 3). Según su distribución en el territorio y los hábitats ocupados, estas poblaciones se pueden agrupar en dos conjuntos claramente diferentes: Poblaciones no aisladas Circunscritas al extremo norte de la provincia y en contacto con las de Lugo (Figuras 1 y 2). Ocupan la práctica totalidad de los hábitats disponibles para un lacértido saxícola, distribuyéndose de una manera más o menos continua en el paisaje, si bien están ausentes de todos los hábitats no adecuados, por lo que esta continuidad es relativa. Aunque en esta zona ocupa medios naturales (afloramientos rocosos o taludes), puede llegar a ser especialmente abundante en hábitats antrópicos, como muros de construcciones. En la Figura 1, la línea azul indica el límite meridional y occidental de estas poblaciones (véase Anexo 1). Poblaciones aisladas Al suroeste de la zona anterior, las poblaciones de I. monticola únicamente se localizan en determinados enclaves, muy aislados entre sí, separados por extensas zonas de hábitats inadecuados. En relación a los medios ocupa-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Figura Pedro Galán

Figura 2: Distribución de I. monticola en cuadrículas UTM de 1 x 1 km en el norte de la provincia de A Coruña (puntos negros) y en zonas próximas de la provincia de Lugo (puntos grises). El área mostrada se indica con el rectángulo A en la Figura 1.

Figura 3: Distribución de I. monticola en cuadrículas UTM de 1 x 1 km en las zonas de Sobrado dos Monxes (B) y Montes do Pindo (C). Las áreas mostradas se indican con los rectángulos B y C en la Figura 1. El trazo de la figura B indica el límite provincial entre A Coruña y Lugo. Figura Pedro Galán

dos y a la zona geográfica, podemos establecer dos grupos diferentes en estas poblaciones (véase también Anexo 2): I. Poblaciones localizadas en las gargantas fluviales de los ríos del Golfo Ártabro. Se ubican generalmente en las zonas más profundas y escarpadas de estos valles, donde también persisten fragmentos más o menos extensos de bosques atlánticos (Figura 4). Ocupan los afloramientos rocosos en los claros del bosque, muros de construcciones y taludes de roca en zonas próximas a los ríos. Las condiciones ambientales de estos fondos de valle son comparativamente más húmedas y frescas que las zonas altas de las laderas y las cumbres por la fuerte umbría que genera el encajonamiento fluvial, la densa cobertura arbórea, la proximidad del río y los frecuentes fenómenos de inversión térmica. Presente en cinco cuencas fluviales (los números se corresponden con los de la Figura 1; véase también Figura 2, donde se muestra la distribución en detalle):

1. Cuenca alta del río Grande de Xubia (As Somozas, San Sadurniño). Sólo localizada en la parte más alta de la cuenca de este río, a 110 - 325 msnm. 2. Cuenca del río Castro (San Sadurniño), afluente del río Grande de Xubia. Presente desde zonas altas de su cuenca (A Fervenza, Solposto) a 338 - 386 msnm, hasta Narahío, en su tramo medio, a 148 msnm. 3. Cuenca del río Eume (Pontedeume, Cabanas, A Capela, Monfero, As Pontes de García Rodríguez). Se trata de la población aislada más grande, presente desde las proximidades de la desembocadura del río, a menos de 25 msnm (A Alameda, Ombre, Pontedeume), hasta las sierras de Queixeiro y Alto Xestoso (Monfero), a 490 - 625 msnm, en su mayor parte dentro de los límites del Parque Natural de las Fragas do Eume. La distribución sigue el fondo del valle del Eume en su tramo final, casi siempre cerca de su

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Figura Pedro Galán

cauce. En este tramo bajo (cuadrícula NJ70) su distribución es relativamente continua, pero en la zona del alto Eume (NJ80), por el contrario, las poblaciones son más dispersas y escasas (véanse Anexos). 4. Cuenca del río Lambre (Vilarmaior). La población más reducida de todas, prácticamente extinguida en la actualidad (cinco individuos en 2011), después de un rápido declive en los últimos 30 años (Galán, 1982, 1999b; Galán et al., 2007a), que ha podido ser estudiada, en su fase final, mediante análisis genéticos (Remón et al., 2012). En las últimas décadas ha estado limitada a los muros de una minicentral hidroeléctrica. 5. Cuenca del río Mandeo (Paderne, Coirós, Aranga). En esta cuenca se localizan dos poblaciones en áreas disjuntas. La principal se sitúa en

Figura 4: Representación esquemática del área ocupada por I. monticola en las gargantas fluviales de algunos ríos del Golfo Ártabro, en A Coruña. Se señala con tono gris la zona ocupada por este lacértido, que fundamentalmente se centra en el fondo del valle, en las proximidades del río, en zonas cubiertas por bosques atlánticos. En las laderas y zonas altas, cubiertas por matorral y plantaciones de eucaliptos y pinos, no se encuentra presente.

el tramo final del río (Chelo-As Pías), a 12 - 120 msnm. Una segunda población se encuentra en una zona separada 15 km siguiendo el cauce del río, en el cañón del Mandeo (Aranga-A Castellana), a 280 - 439 msnm. II. Poblaciones aisladas no relacionadas con gargantas fluviales. Existen dos en A Coruña, que viven en hábitats muy diferentes a los anteriores (y entre sí) y son además las de mayor grado de aislamiento: 6. Sobrado dos Monxes. Población muy reducida, limitada a los muros de un monasterio, a 505 msnm. (Figuras 1 y 3). Ha sufrido un rápido declive, ya que aparentemente no está presente en la actualidad en otros puntos donde se la detectó hace tres décadas (Balado et al., 1995; P. Galán, datos no publicados). Es muy singular por las características de la zona que ocupa, un amplio valle abierto, en contraste con las más próximas (gargantas fluviales). 7. Montes do Pindo (Carnota). Presente desde los 340 msnm hasta la cumbre, en A Moa, a 627 msnm. La población más aislada, se encuentra a 90 km de la de Sobrado y 88 km de la del Mandeo, las más próximas. Ocupa los afloramientos rocosos graníticos de estos montes (Galán et al., 2007b). Resulta notable el contraste entre la distribución de esta especie en el extremo nordeste de la provincia, donde ocupa de manera casi continua todos los hábitats disponibles para un pequeño lacértido saxícola, y lo aislado de las poblaciones situadas más al sur. Las primeras son las que se encuentran en una zona climáticamente favorable para la especie, mientras que las aisladas meridionales están fuera de ella, restringidas a núcleos donde se mantienen estas condiciones climáticas que precisan (por las características orográficas o del hábitat), convirtiéndose en un relicto climático (Hampe & Jump, 2011). La principal diferencia

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climática entre ambas zonas es la temperatura media de los meses de verano. Las zonas de distribución continua del norte de A Coruña poseen unas temperaturas medias durante los meses estivales inferiores a 17,5ºC (Agencia Estatal de Meteorología, 2011), al igual que sucede en áreas de montaña donde también está presente (sierras de Xistral, Ancares, Queixa, Cordillera Cantábrica, etc.). Esta temperatura fresca en verano también existe en zonas del alto Eume, alto Mandeo y Sobrado, donde se encuentran presentes poblaciones aisladas. Las altas temperaturas estivales (o incluso moderadamente altas) parecen ser un claro factor limitante para esta especie. I. monticola presenta una distribución residual, consecuencia, en gran parte, de los cambios climáticos ocurridos en el pasado, desde el Pleistoceno (Crochet et al., 2004) y, para las poblaciones aisladas de baja altitud de A Coruña, especialmente durante el Holoceno (Galán et al., 2007a). Estas poblaciones aisladas se encuentran amenazadas, tanto por el cambio climático, que sigue contrayendo su área de distribución, como por las alteraciones del hábitat de origen antrópico. En este sentido, se ha producido en las últimas décadas la extinción de algunas de estas poblaciones aisladas (Galán, 1999a), proceso que continua en la actualidad (Galán et al., 2007a; Remón et al., 2012). Algunas actividades humanas tradicionales, como las construcciones de piedra en áreas boscosas, por el contrario, la han favorecido, al proporcionarle sustratos favorables en zonas donde éstos eran escasos o estaban ausentes. La supervivencia de estas poblaciones aisladas se ha debido, además de a factores climáticos globales, a las características del hábitat y del medio físico, que han condicionado, a su vez, el clima local. Dentro de los hábitats donde han sobrevivido, destacan los bosques

atlánticos ubicados en gargantas fluviales del Golfo Ártabro. Estos bosques, de los que es un exponente destacado las Fragas do Eume, son zonas relativamente bien conservadas, situadas a baja altitud y con gran contraste con las áreas que los rodean, densamente antropizadas y con hábitats muy diferentes (eucaliptales, matorrales, cultivos y áreas industriales o urbanizadas). Su localización en valles fluviales angostos y la densa cobertura arbórea genera unas condiciones de umbría y elevada humedad ambiental. Este hecho, unido a su situación a baja altitud y proximidad al mar (que origina escaso contraste térmico durante todo el año), ha permitido la supervivencia de numerosas especies relictas, que testimonian la evolución de estos bosques a partir de las laurisilvas terciarias (CostaTenorio et al., 1998). La relativa estabilidad climática que han mantenido estas zonas a lo largo de dilatados períodos de tiempo ha permitido la supervivencia de numerosas especies, desaparecidas en otras zonas de baja altitud (Baselga & Novoa, 2008). Por otro lado, la peculiar orografía del terreno (con pendientes muy pronunciadas) ha impedido la explotación agrícola y ganadera en el pasado. Esto ha permitido que estas masas forestales hayan llegado hasta nuestros días en un estado de conservación favorable y que hayan sobrevivido en ellas numerosas especies relictas, entre las que se encuentra I. monticola. Más complicado resulta explicar la supervivencia de la población residual que habita en los muros del monasterio de Sobrado dos Monxes, debido a que se encuentra en un valle abierto, muy diferente a las gargantas fluviales descritas anteriormente. Es posible que aquí la especie haya sobrevivido ligada a la existencia de un bosque muy extenso, propiedad secular del monasterio, que ocupaba

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toda esta zona y que perduró desde la edad media (posiblemente desde mucho antes) hasta el siglo XIX, cuando la desamortización de los bienes de la iglesia propició su tala y desaparición (Sá-Bravo, 1972; Ordóñez, 1998). Recordemos que en las poblaciones próximas (Mandeo, Lambre o Eume), I. monticola se comporta como una especie forestal, ligada a las condiciones ambientales que originan las densas formaciones de bosque atlántico. Además de esto, la presencia continuada de la enorme estructura de piedra del monasterio y construcciones anejas (documentada desde el siglo X hasta la actualidad [Sá-Bravo, 1972; Ordóñez, 1998]), debió ofrecer un hábitat óptimo para esta lagartija, marcadamente saxícola. Su presencia en construcciones similares, en ocasiones aislada de otras poblaciones, ligada casi exclusivamente a los muros de piedra, está documentada por nosotros en otros monasterios gallegos, como los de Caaveiro, Meira, Picos, etc. Podemos conjeturar que pocas estructuras pétreas antrópicas han perdurado tanto tiempo como los muros de estos viejos monasterios, convirtiéndose en hábitats muy adecuados para I. monticola a lo largo de los últimos siglos. La supervivencia de la población más aislada de todas, en los montes do Pindo (Carnota), se puede deber al efecto combinado de una extensa superficie rocosa, muy adecuada para esta especie saxícola, con un

microclima húmedo originado por la proximidad del mar y la altitud (Galán et al., 2007b). A lo largo de los últimos 37 años en los que hemos realizado el seguimiento de I. monticola en A Coruña, se ha podido conocer la evolución de diversas poblaciones. Las “no aisladas” (al norte de la línea azul de la Figura 1) no parecen haber sufrido, en general, cambios numéricos importantes y siguen siendo abundantes, aunque la expansión de las plantaciones de eucaliptos ha deteriorado el hábitat en amplísimas extensiones. Sin embargo, la mayoría de las poblaciones aisladas han visto disminuir el número de individuos durante este período, constatándose extinciones (Galán, 1999b). Podemos, por lo tanto, considerar como amenazadas las poblaciones coruñesas que se distribuyen de manera aislada en las cuencas de los ríos Xuvia (sólo la zona más alta), Castro, Eume, Lambre (en peligro crítico de extinción) y Mandeo, así como las de Sobrado y montes do Pindo. Sobre ellas gravita la doble amenaza de la pérdida del hábitat y el cambio climático. Esperemos que se planteen las oportunas medidas de conservación para evitar, al menos, las amenazas de origen antrópico y conservar estas importantes poblaciones relictas. AGRADECIMIENTOS: M.C. Garaboa me ayudó en muchos de los muestreos realzados durante estos años.

REFERENCIAS Agencia Estatal de Meteorología. 2011. Atlas Climático Ibérico. Temperaturas del aire y precipitanción (1971-2000). Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino - Instituto de Meteorología de Portugal. Madrid. Arzúa-Piñeiro, M. & Prieto-Espiñeira, X. 2011. Lagartixa da serra Iberolacerta monticola (Boulenger, 1905). 64-65. In: Sociedade Galega de Historia Natural (ed.) y Asensi, M. (coord.), Atlas de Anfibios e Réptiles de Galicia. Sociedade Galega de Historia Natural. Santiago de Compostela.

Balado, R., Bas, S. & Galán, P. 1995. Anfibios e réptiles. 65170. In: Consello da Cultura Galega y Sociedade Galega de Historia Natural (eds.), Atlas de Vertebrados de Galicia. Tomo 1: Peixes, Anfibios, Réptiles e Mamíferos. Agencia Gráfica, S. A. Santiago de Compostela. Bas, S. 1983. Atlas provisional de los vertebrados terrestres de Galicia. Años 1970-1979. Parte I: Anfibios y reptiles. Monografías de la Universidad de Santiago de Compostela, 73: 1-54.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1) Baselga, A. & Novoa, F. 2008. Coleoptera in a relict forest of Spain: implications of hyperdiverse taxa for conservation strategies. Annals of the Entomological Society of America, 101: 402-410. Costa-Tenorio, M., Morla-Juaristi, C. & Sainz-Ollero, H. 1998. Los bosques ibéricos. Una interpretación geobotánica. Ed. Planeta. Barcelona. Crochet, P.A., Chaline, O., Surget-Groba, Y., Debain, C. & Cheylan, M. 2004. Speciation in mountains: phylogeography and phylogeny of the rock lizards genus Iberolacerta (Reptilia: Lacertidae). Molecular Phylogenetics and Evolution, 30: 860-866. Elvira, B. & Vigal, C.R. 1982. Nuevos datos sobre la distribución geográfica de Lacerta monticola cantabrica Mertens, 1929 (Sauria, Lacertidae). Doñana, Acta Vertebrata, 9: 99-106. Galán, P. 1982. Nota sobre las Lacerta monticola Boulenger, 1905, de las zonas costeras del Norte de Galicia. Doñana, Acta Vertebrata, 9: 380-384. Galán, P. 1991. Notas sobre la reproducción de Lacerta monticola (Sauria, Lacertidae) en las zonas costeras de Galicia (Noroeste de España). Revista Española de Herpetología, 5: 109-123. Galán, P. 1999a. Conservación de la herpetofauna gallega. Situación actual de los anfibios y reptiles de Galicia. Universidade da Coruña. A Coruña. Galán, P. 1999b. Declive y extinciones puntuales en poblaciones de baja altitud de Lacerta monticola cantabrica. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 10: 47-51. Galán, P., Vila, M., Remón, N. & Naveira, H. F. 2007a. Caracterización de las poblaciones de Iberolacerta monticola en el Noroeste ibérico mediante la combinación de

datos morfológicos, ecológicos y genéticos. Munibe (Suplemento), 25: 34-43. Galán, P., Ferreiro, R. & Naveira, H. 2007b. Sobre la supervivencia de la población de la lagartija cantábrica (Iberolacerta monticola) de los Montes del Pindo (A Coruña). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 53-58. Hampe, A. & Jump, A.S. 2011. Climate relicts: past, present, future. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 42: 313-333. Ordóñez, S.F. 1998. Sobrado dos Monxes: primer monasterio cisterciense de España. Ediciones Leonesas, S.A. León. Pérez-Mellado, V. 2004. Lacerta monticola Boulenger, 1905. Lagartija serrana. 227-229. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y libro rojo de los anfibios y reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Asociación Herpetológica Española (3ª impresión). Madrid. Remón, N., Galán, P. & Naveira, H. 2012. Chronicle of an extinction foretold: genetic properties of an extremely small population of Iberolacerta monticola. Conservation Genetics, 13: 131-142. Rúa, M. & Galán, P. 2003. Reproductive characteristics of a lowland population of an alpine lizard: Lacerta monticola (Squamata, Lacertidae) in north-west Spain. Animal Biology, 53: 347-366. Sá-Bravo, H. de. 1972. El monacato en Galicia. Editorial Librigal. A Coruña. Xunta de Galicia. 2007. Decreto 88/2007 do 19 de abril, polo que se regula o Catálogo galego de especies ameazadas. Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible. Diario Oficial de Galicia, 89: 7409-7423.

Presencia de Emys orbicularis en el Monumento Natural de las Médulas, León David Miguélez, Rocío Gallego & Rosalía Fernández Icthios Gestión Ambiental, S. L. Cl. Pablo Ruiz Picasso, 38. 24009 León. C.e.: miguelez@icthios.es

Fecha de aceptación: 17 de abril de 2012. Key words: distribution, European pond turtle, Emys orbicularis, León province, NW Spain.

En la Península Ibérica el galápago europeo (Emys orbicularis) tiene una distribución discontinua y muy fragmentada, y está ausente en grandes áreas peninsulares (Keller & Andreu, 2002). En la provincia de León se dispone de muy poca información sobre la presencia de la especie; los pocos y únicos datos publicados corresponden a citas de ejempla-

res aislados (Robles & Garnica, 1988; Sanz, 2010) y a la presencia de forma aislada en varias cuadrículas UTM 10 x 10 km del último atlas de España (Keller & Andreu, 2002). Existen recopilaciones más recientes en el atlas provincial de León elaborado con datos proporcionados por la Asociación Herpetológica Española (GIA-León, 2012) y en

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la guía de reptiles de Castilla y León (OrtizSantaliestra et al., 2011) que solamente citan su presencia en una cuadrícula en el sureste de la provincia, en la localidad de Cimanes de la Vega, cerca del límite provincial con Zamora. A estas citas hay que sumar el reciente hallazgo de un ejemplar muerto en la laguna de Villadangos del Páramo (42º31’N / 05º46’W ; 879 msnm) el 26 de junio de 2010 (B. Fuertes, comunicación personal). Además, en los últimos años y en otra localidad se han capturado varios ejemplares, lo cual confirma la posible presencia de una pequeña población en el suroeste de la provincia, hecho que ha motivado la elaboración de esta nota. Se trata de los únicos registros de más de un ejemplar en León y se describe el hábitat que ocupan y las amenazas a las que están expuestos. También se da a conocer la Foto David Miguélez

Figura 1: Laguna Larga I y ejemplares de E. orbicularis capturados en Las Médulas, León.

distribución histórica del galápago europeo en la provincia de León. Durante el periodo 2008-2011 se capturaron 16 ejemplares de galápago europeo pertenecientes a diferentes clases de edad en una sola localidad (Figura 1). Estas capturas se lograron de modo accidental, todas mediante el empleo de reteles, excepto un individuo que se capturó en una nasa. Los ejemplares se localizaron en cuatro lagunas, todas en la localidad de Las Médulas, León (42º27’N / 06º46’W ; 756 msnm), en el paraje del entorno del Lago Somido, dentro del Monumento Natural de Las Médulas. En el lago Somido se capturó un ejemplar el 1 de julio de 2008 y ocho el 17 de agosto de 2010. En la laguna Larga I se capturaron cuatro ejemplares el 18 de agosto de 2010 y uno de pequeño tamaño (52 x 46 mm plastrón, 23 g) el 2 de noviembre de 2011. Por

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Figura 2: Distribución de E. orbicularis en la provincia de León y localización de las nuevas citas.

último, tanto en la laguna Larga II como en la laguna Pinzais se capturó un ejemplar el 18 de agosto de 2010. Estas lagunas forman un complejo lagunar compuesto por varios humedales, la mayoría de aguas permanentes y muy cercanos entre sí (Figura 2), donde la distancia máxima entre los más alejados es inferior a 500 m. Se trata de antiguos canales de lavado, que tienen su origen en la minería aurífera romana establecida hace más de 2.000 años y donde se lavaban los materiales extraídos de la mina para separar el oro de los estériles. Son lagunas de pequeño tamaño, inferior a 0,005 km2 (la mayor de ellas, el lago Somido, mide 180 m de longitud y tiene una anchura media de 27 m) y con profundidades inferiores a 1,5 m, excepto el lago Somido que alcanza una profundidad máxima de 5,8 m. Actualmente están completamente naturaliza-

das, aunque muy degradadas por la introducción del cangrejo rojo americano (Procambarus clarkii). De hecho se encuentran en fase turbia y ha desaparecido la rica comunidad de macrófitos que las caracterizaba. Las lagunas más degradadas sólo conservan una orla de vegetación dominada por Scirpoides holoschoenus, acompañada por arbustos de los géneros Crataegus, Rosa y Salix. El resto, donde la invasión del cangrejo ha sido más reciente, aún presentan otras especies de helófitos como Carex spp., Juncus spp., Sparganium sp. y Typha sp. La presencia de este cangrejo en las lagunas puede que haya favorecido al galápago europeo, puesto que se ha descrito a este invertebrado como parte de su dieta (Ayres, 2009). La principal amenaza para estos galápagos europeos posiblemente sea la extracción accidental de ejemplares durante la pesca furtiva de

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cangrejo rojo americano (Gómez-Cantarino & Lizana, 2000), unido a la enorme presión turística a la que está sometido este enclave. Además, hasta la fecha en las lagunas sólo se ha detectado la presencia de gambusias (Gambusia holbrooki), pero en el cercano lago de Carucedo (42º29’N / 06º47’W ; 495 msnm), a tan sólo 3 km de distancia y dentro del mismo espacio natural, se ha detectado la presencia de otras especies alóctonas de peces como el black bass (Micropterus salmoides), o de quelónidos como la tortuga de Florida (Trachemys scripta) (AlarcosIzquierdo et al., 2010), que pueden depredar neonatos o competir por el espacio con este galápago autóctono (GEIB, 2006; Ayres, 2009; OrtizSantaliestra et al., 2011). Otras amenazas son el pisoteo que sufren algunas lagunas por parte de los caballos que se estabulan en sus alrededores, y en concreto en el lago Somido hay que sumar que es un punto de recarga de agua por parte de los helicópteros de extinción de incendios. En la Figura 2 se muestra la distribución conocida del galápago europeo en la provincia. Se observa que las citas se encuentran muy dispersas. Algunas de las más nororientales están asociadas principalmente a los ríos Esla y Porma y Sanz (2010) recientemente no descartó la posibilidad de que puedan corresponder a poblaciones residuales por las referencias orales de los habitantes de la zona. El resto de citas del norte y del centro, incluida la nueva cita de Villadangos del Páramo, o bien se sitúan cerca de la ciudad de León o en zonas de gran afluencia de turistas, lo que hace sospechar un origen no autóctono (Sanz, 2010). Actualmente la conectividad entre las citas leonesas con otras poblaciones de provincias limítrofes parece difícil por la distancia y por los accidentes geográficos que las separan, excepto la cita del sureste, situada en la vega del río Esla y en contacto directo con las poblaciones de la provincia de Zamora. Las

poblaciones más cercanas a Las Médulas se sitúan en la provincia de Orense y sería posible una conexión a través del río Sil. A pesar de que en el atlas de España (Keller & Andreu, 2002) se cita la presencia de galápago europeo en la cuadrícula 10 x 10 km donde se localizan Las Médulas, la ausencia tanto de otras citas previas a este trabajo, como de otras capturas en el lago Somido entre 2001 y 2007 (periodo en el que también se han muestreado cangrejos), la presencia de especies alóctonas en humedales cercanos, y el hecho de que Las Médulas sea un lugar muy frecuentado tanto por turistas como por la población local, generan dudas sobre si el origen de estos ejemplares es autóctono o es el producto de posibles traslocaciones o introducciones (Velo-Antón et al., 2007, 2011). Aunque su abundancia no ha sido estimada, el número de capturas y la presencia de diferentes clases de edad hacen pensar que pueda tratarse de un pequeño núcleo reproductor, el único detectado en la provincia de León. Dado el grado de amenaza del galápago europeo a nivel nacional, especie que se encuentra catalogada En Peligro en el caso de las subpoblaciones del noroeste de la Península Ibérica (Keller & Andreu, 2002), se recomienda tener en cuenta la presencia de la especie en la gestión del Monumento Natural de Las Médulas, así como la realización de estudios genéticos que puedan determinar el origen de la misma (Velo-Antón et al., 2007) y la realización de campañas de prospección específicas para cuantificar el tamaño y la estructura de la población. AGRADECIMIENTOS: Nuestro agradecimiento a G. González y D. Pérez, quienes nos acompañaron durante algunas jornadas de campo. También queremos agradecer la ayuda e información prestada por J. García, T. Sanz, S. Blanco y A. Cordero, y a un revisor anónimo que realizó oportunos comentarios que mejoraron el manuscrito original.

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REFERENCIAS Alarcos-Izquierdo, G., Flechoso del Cueto, F., RodríguezPereira, A. & Lizana, M. 2010. Distribution records of non-native terrapins in Castilla and León region (Central Spain). Aquatic invasions, 5: 303-308. Ayres, C. 2009. Galápago europeo - Emys orbicularis. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. http://www.vertebradosibericos.org [Consulta: 22 febrero 2012]. GEIB. 2006. TOP 20: Las 20 especies exóticas invasoras más dañinas presentes en España. GEIB. León GIA-León. 2012. Atlas virtual de los vertebrados de la provincia de León. <http://oslo.geodata.es/gia/leon.php> [Consulta: 11 febrero 2012]. Gómez-Cantarino, A. & Lizana, M. 2000. Distribución y uso del hábitat de los galápagos (Mauremys leprosa y Emys orbicularis) en la provincia de Salamanca. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 11: 4-8. Keller, C. & Andreu, A.C. 2002. Emys orbicularis (Linnaeus, 1758). Galápago europeo. 181-186. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo

SIARE

de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Asociación Herpetológica Española (Segunda impresión). Madrid. Ortiz-Santaliestra, M.E., Diego-Rasilla, F.J., Ayres, C. & Ayllón, E. 2011. Los Reptiles. Colección Naturaleza en Castilla y León. Caja de Burgos. Burgos. Robles, L. & Garnica, R. 1988. Sobre la presencia de Emys orbicularis en la provincia de León. Doñana, Acta Vertebrata, 15: 165. Sanz, T. 2010. Nuevos datos sobre la distribución de Emys orbicularis y Mauremys leprosa en la provincia de León. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 21: 83-85. Velo-Antón, G., Godiño, R., Ayres, C., Ferrand, N. & Cordero, A. 2007. Assignment tests applied to relocate individuals of unknown origin in a threatened species, the European Pond Turtle (Emys orbicularis). Amphibia-Reptilia, 28: 475-484. Velo-Antón, G., Wink., M., Schneeweiss, N. & Fritz, W. 2011. Native or not? Tracing the origin of wild-caught and captive freshwater turtles in a threatened and widely distributed species (Emys orbicularis). Conservation Genetic, 12: 583-588. Publicidad de la AHE

SERVIDOR DE INFORMACIÓN DE ANFIBIOS Y REPTILES DE ESPAÑA Ya se encuentra operativo en la dirección: siare.herpetologica.es

El SIARE es el portal de difusión de la información recogida por los diferentes programas de seguimiento de la AHE. Con esta iniciativa, se quiere facilitar a todos los interesados el acceso a la información referente a los anfibios y reptiles de España. Con este proyecto la AHE ha creado un servidor de información herpetológica on-line que permite acceder a la información sobre la biodiversidad herpetológica española al tiempo que ofrece a los usuarios una herramienta para gestionar sus observaciones de anfibios y reptiles. Con esta aplicación la AHE dota a la red de voluntariado, en el ámbito herpetológico en España, de una herramienta de seguimiento a largo plazo de la evolución de las poblaciones de anfibios y reptiles de España y permitir a los voluntarios de los programas tener una herramienta de visualización y gestión de sus datos.

Conservación Expansión de la población introducida de Triturus marmoratus en la provincia de Lleida Ramón Ruíz-Jarillo1, Dani Villero2,3 & Albert Montori3 Museu de Granollers-Ciències Naturals. Cl. Francesc Macià, 51. 08400 Granollers, Barcelona. C.e.: r_jari@yahoo.es Grup d'Ecologia del Paisatge, Àrea de Biodiversitat. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya. 25280 Solsona. Lleida. 3 Departament de Biologia Animal. Facultat de Biologia. Universitat de Barcelona. Av. Diagonal 645. 08028 Barcelona. 1 2

Fecha de aceptación: 17 de junio de 2011. Key words: introduction, Urodela, Amphibia.

La introducción voluntaria o involuntaria de especies fuera de su área de distribución puede comportar una desestabilización de los sistemas naturales y tener un efecto directo negativo sobre otras especies autóctonas (competencia, depredación, contaminación genética, introducción de patógenos) (Pleguezuelos, 2002; GEIB, 2006). Actualmente se considera que las especies invasoras son la segunda causa más importante de pérdida de biodiversidad a escala mundial, sólo por detrás de la destrucción de hábitats y la fragmentación del paisaje (Williamson, 1996). El comercio y el coleccionismo están beneficiando el movimiento y el desplazamiento de las especies con una intensidad sin precedentes (Mooney & Hobbs, 2000; McNeely et al., 2001). Históricamente se han producido numerosas introducciones de fauna exótica en la Península Ibérica. Éste es el caso de algunas especies invasoras, como Trachemys scripta, Lithobates catesbeianus o Natrix maura (Baleares), entre otras, que son un agente de cambio y amenaza para la diversidad biológica nativa. Cabe también diferenciar aquellas especies exóticas introducidas de las especies autóctonas introducidas fuera de su área de distribución, pero dentro de una misma área administrativa o biogeográfica (Pleguezuelos, 2002). Cuando esto ocurre, según la terminología propuesta por este autor, hemos de referimos a una traslocación. En este caso, algunas de estas espe-

cies introducidas pueden estar protegidas por la legislación vigente (estatal y/o autonómica), por lo que nos encontramos ante un conflicto legal. Este sería el caso de las poblaciones de Mesotriton alpestris en las lagunas de Peñalara (Arano et al., 1991), consideradas como “En Peligro de Extinción” en el Catálogo Regional de Especies Amenazadas de la Comunidad de Madrid (Martínez-Solano, 2006), Triturus marmoratus en Collserola (Barcelona) o Lissotriton helveticus en Collserola i el Montsià (Tarragona) (Sáez & Rivera, 1999; Montori et al., 2010). En 2001 fue detectada una población introducida de T. marmoratus (Vila-Farré & Vila-Farré, 2001) en la zona de Folquer (UTM: 31T343874 - 4653289). Esta población fue introducida hace más de 20 años a partir de ejemplares de Hostalets de Balenyà. Rivera et al. (2011) indican que existe una población introducida cerca de Artesa de Segre, refiriéndose supuestamente a la población antes descrita. En diciembre de 2010 se detectó un ejemplar macho de T. marmoratus en una charca cercana a la ermita de Sant Gil (UTM: 31T344055 - 4652116), situada aproximadamente 1 km más al sur de la localidad de introducción (Vila-Farré & Vila-Farré, 2001). Con la finalidad de comprobar la persistencia en el tiempo de la población y determinar si la especie había colonizado otros ambientes acuáticos, el pasado 6 de abril de 2011 se realizó una prospección de la zona. Durante la misma se corro-

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boró la persistencia de la especie con la captura de una hembra en la charca de la ermita de Sant Gil, y un macho con la cresta muy desarrollada en la charca de la Casa Gran de Folquer (UTM: 31T344270 - 4651896), situada a unos 300 m de la primera. Se prospectaron también otros dos puntos de agua cercanos con resultados negativos (UTM: 31T343778 - 4653087 ; 31T344471 - 4652011). Como especies acompañantes se detectaron Pelophylax perezi y Bufo calamita. En la primera de las charcas también se localizó Lymnaea stagnalis, un gasterópodo pulmonado acuático muy utilizado en acuariofilia. Aunque los ejemplares de T. marmoratus capturados presentaban los caracteres típicos del periodo reproductor, no se hallaron indicios de reproducción (larvas o huevos) en ninguna de las dos charcas, a pesar de lo avanzado de la estación. Se trata de la segunda población conocida de T. marmoratus introducida en Cataluña fuera de su área de distribución histórica. La primera de la que se tiene constancia se localiza en Collserola desde el año 1992 (Sáez & Rivera, 1999; Montori et al., 2010). Esta población se ha mantenido durante todo este tiempo, sin haberse realizado ninguna acción de control de la misma. La segunda población introducida corresponde a la descrita en este artículo y localizada al norte de Artesa de Segre (Vila-Farré & Vila-Farré, 2001), a más de 50 km en línea recta de las poblaciones más próximas. En este caso, la población introducida ha colonizado charcas vecinas a la localidad

de suelta, aunque el bajo número de ejemplares observados se relacionaría con unas condiciones poblacionales subóptimas. Cabe destacar que en los últimos años se han detectado numerosas introducciones de anfibios y reptiles en Cataluña, con objetivos inciertos, por ejemplo, Xenopus laevis en dos localidades de Barcelona (Pasqual et al., 2007) o Lissotriton boscai en Montseny (Rivera et al., 2011). La mayor parte de ellas se han producido de forma voluntaria sin tener en cuenta las consecuencias sobre los sistemas naturales, ni sobre los ejemplares liberados, que generalmente son depositados en hábitats inadecuados. El proceso de invasión biológica sensu lato se presenta secuencialmente en las fases de llegada, asentamiento, propagación y saturación (Shigesada & Kawasaki, 1997). Mayoritariamente las especies introducidas fracasan en la fase de asentamiento (Ayres et al., 2007), sin llegar a naturalizarse. Sin embargo, existe una proporción de especies que se naturalizan y pueden iniciar una fase de propagación. En este momento, algunas de estas especies pueden convertirse en especies invasoras, con consecuencias ecológicas y económicas nefastas, y con elevados costos relacionados con la gestión de sus poblaciones. Por ello, el principio de precaución debería gobernar las estrategias de gestión promovidas por los organismos competentes. Dichas estrategias deberían ir dirigidas al control y erradicación de las poblaciones introducidas en las fases tempranas del proceso de invasión (Epanchin-Niell & Hastings, 2010).

REFERENCIAS Arano, B., Arntzen, J.W., Herrero, P. & Garcia-París, M. 1991. Genetic differentiation among Iberian populations of the Alpine newt, Triturus alpestris. Amphibia-Reptilia, 12: 409-421. Ayres, C., Diaz-Paniagua, C., Franch, M. & Llorente, G.A. 2007. Problemática asociada a la liberación de galápagos exóticos en la Península Ibérica. Informe inédito. Asociación Herpetológica Española.

Epanchin-Niell, R.S. & Hastings, A. 2010. Controlling established invaders: integrating economics and spread dynamics to determine optimal management. Ecology Letters, 13: 528–541. GEIB. 2006. TOP20: Las 20 especies exóticas invasoras más dañinas presentes en España. GEIB, Serie técnica, nº 2. Martínez-Solano, I. 2006. Atlas de distribución y estado de conservación de los anfibios de la comunidad de Madrid. Graellsia, 62(número extraordinario): 253-291.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

McNeely, J.A., Mooney, H.A., Neville, L.E., Schei, P., & Waage, J.K. (eds.). 2001. A global strategy on invasive alien species. IUCN Gland, Switzerland, and Cambridge, UK. Montori, A., Sancho, V., Santos, X., Mayol, J., Lacomba, J.I., Llorente G.A. & Franch M. 2010. Consideracions generals sobre la fauna d’amfibis. 313-326. In: Diversos autors, Fauna i flora. Suplement de la Història Natural dels Països Catalans. Barcelona. Enciclopèdia Catalana. Barcelona. Mooney, H.A. & Hobbs, R.J. 2000. Invasive species in a changing world. Island Press. Washington. Pasqual, G., Llorente, G.A., Montori, A. & Richter-Boix, A. 2007. Primera localización de Xenopus laevis en libertad en España. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 42-44. Pleguezuelos, J.M. 2002. Las especies introducidas de anfibios y reptiles. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los anfibios y reptiles de España.

Dirección General de Conservación de la NaturalezaAsociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid. Rivera, X., Escoriza, D., Maluquer-Margalef, J., Arribas, O. & Carranza, S. 2011. Amfibis i rèptils de Catalunya, País Valencià i Balears. Lynx Edicions-SCH. Bellaterra I Barcelona. Sáez, R. & Rivera, X. 1999. Balanç de la situació dels amfibis i reptils vinculats al Pantà de Vallvidrera. Bulletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 14: 37-43. Shigesada, N. & Kawasaki, K. 1997. Biological invasions: theory and practice. Oxford University Press. Oxford. Vila-Farré, E. & Vila-Farré, M. 2001. Troballa de Triturus marmoratus (Latreille, 1800) (Urodela, Salamandridae) a les terres de Lleida (Catalunya). Butlletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 15: 99-100. Williamson, M. 1996. Biological invasions. Chapman & Hall. London.

Estatus de Coronella austriaca en Sierra Nevada (SE Península Ibérica) Jesús Caro1, Juan R. Fernández-Cardenete1, Gregorio Moreno-Rueda2 & Juan M. Pleguezuelos1 1 2

Departamento de Zoología. Facultad de Ciencias. Universidad de Granada. 18071 Granada. C.e.: jcaro@ugr.es Estación Experimental de Zonas Áridas (CSIC). La Cañada de San Urbano. Ctra. Sacramento, s/n. 04120 Almería.

Fecha de aceptación: 7 de julio de 2011. Key words: European smooth snake, biogeography, spatial distribution, Sierra Nevada, threatened populations, management implications.

Durante el Pleistoceno, muchas especies de flora y fauna de distribución eurosiberiana se establecieron en el sur de Europa (Huntley & Birks, 1983), un refugio durante los períodos glaciales (Bennett et al., 1991; Hewitt, 1999; Arribas, 2004; Huntley & Allen, 2004). Finalizado el último de ellos, algunas especies pudieron recolonizar latitudes septentrionales a partir de las poblaciones de estos refugios (Lenk et al., 1999; Gómez & Lunt, 2006). No obstante, algunas quedaron aisladas en las montañas del sur de Europa, donde el clima, fresco y húmedo, correspondía con el óptimo para algunas especies eurosiberianas (Blanca, 2001; Fochetti & Tierno de Figueroa, 2006; Santos et al., 2008). La biogeografía de la culebra lisa europea, Coronella austriaca, en la Península Ibérica Para ver Anexos ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

depende de los cambios climáticos del Pleistoceno (Santos et al., 2008). Se distribuye de manera homogénea en la región eurosiberiana y en la región mediterránea se restringe a los macizos montañosos en el piso bioclimático supramediterráneo y principalmente en el oromediterráneo, con poblaciones aisladas, relictas del período glacial (Galán, 2002). Estas poblaciones meridionales son más antiguas y presentan mayor diversidad genética que las septentrionales, sujetas al cuello de botella genético del efecto fundador (Taberlet et al., 1998). Sin embargo, las meridionales actualmente están en peligro de extinción (Pleguezuelos et al., 2001). En Sierra Nevada se encuentra la principal población de culebra lisa europea de la mitad sur peninsular (Galán, 2002), aunque la infor-

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mación sobre ella es muy limitada. Se cita por primera vez en Sierra Nevada a mediados del siglo XIX (Rosenhauer, 1856). Böettger la encuentra en la ladera sur (Alpujarras) en 1879 (Boscá, 1879). También Boscá (1881) la cita en el mismo macizo, aunque es probable que sólo se hiciera eco de las citas anteriores. En 1982 se encuentra un ejemplar en la Cabecera del río Chico de Soportújar a 2400 msnm (Meijide, 1985), aunque Meijide (1987), que hace referencia a la misma observación, cita el hallazgo a 1800 msnm. En estas dos publicaciones no se especifican las coordenadas geográficas, y la base de datos de la Asociación Herpetológica Española (AHE) sitúa la cita en dos cuadrículas UTM 10 x 10 km diferentes, una correcta (VF69 [Meijide 1987; A. Gómez-Hervás, comunicación personal]) y otra incorrecta (VF68 [Meijide, 1985]). Once años más tarde se encuentra otro ejemplar, y luego las citas son consecutivas, hasta un total de 12 para el período 1982-2006 (Anexo 1). Durante 2009 y 2010 hemos muestreado sistemáticamente Sierra Nevada, lo que ha permitido incrementar el número de registros sobre la distribución de la culebra lisa europea, así como la información sobre su historia natural. Hemos prestado especial atención a las amenazas que la afectan, con el fin de proponer medidas para su gestión y conservación, muchas extrapolables a otras poblaciones aisladas en la mitad meridional de la Península Ibérica. Sierra Nevada, por su ubicación en el extremo meridional del continente europeo, proximidad al continente africano y particular historia durante el Pleistoceno, constituye uno de los enclaves más ricos en biodiversidad de Europa y de la región mediterránea. Su elevado gradiente altitudinal (200-3.481 msnm), aislamiento respecto a otros macizos montañosos y doble vertiente, litoral e interior, favorece la presencia de

una alta variedad y particularidad de hábitats (Blanca, 2001). Está considerada área de interés para reptiles de Andalucía y España (Pleguezuelos et al., 1998; Reques et al., 2006) por presentar poblaciones de ofidios de distribución restringida en el sur peninsular, como la culebra lisa europea, víbora hocicuda (Vipera latastei) y culebra de collar (Natrix natrix). Primeramente realizamos una búsqueda para recopilar citas bibliográficas, de naturalistas y de agentes de medio ambiente de la culebra lisa europea (apoyadas en fotografías para una correcta identificación). Posteriormente, durante 2009 y 2010, se realizaron muestreos de campo en Sierra Nevada, desde abril hasta principios de octubre, en 251 parcelas de 0,01 km2, distribuidas homogéneamente por todo el espacio protegido. Cada parcela fue muestreada por dos observadores durante 45 minutos, lo que equivale a 376,5 h de esfuerzo de muestreo. Sin embargo, la especie sólo ocupa en Sierra Nevada hábitats por encima de los 2.000 msnm (véase más adelante), por lo que para el presente estudio sólo se consideraron los muestreos en hábitats y rangos altitudinales con potencial presencia de la especie (n = 75; piornales y pastizales húmedos de alta montaña próximos a arroyos; Santos et al., 2009). Durante los muestreos se buscaron activamente ejemplares en sus refugios habituales (Blomberg & Shine, 1996). En cada contacto se anotaron los siguientes campos: - Coordenadas UTM y altitud. Con estos datos y con el uso de Arcview 3.2 se estimó la extensión de presencia de la especie en el área de estudio, medida como el área del polígono imaginario mínimo convexo para incluir los sitios donde se presenciaron registros de la especie (IUCN, 2001). - Tipo de hábitat: borreguiles, pastizales psicroxerófilos, canchales, piornales-enebrales

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(Genista versicolor, Juniperus communis sbsp. alpina y J. sabina) y orla de matorral espinoso (Rosa spp., Berberis hispanica, Crataegus monogyna, Genista versicolor). - Longitud hocico-cloaca (LHC) y longitud de la cola (LCL; ambas en mm). - Sexo, diferenciado en función de la longitud relativa de la cola (Reading, 2004). - Temperatura cloacal (ºC). - Folidosis: número de placas ventrales (V), subcaudales (SBC), hileras de escamas dorsales en el centro del cuerpo (D), supralabiales (SPL), y supralabiales en contacto con el ojo. También se identificaron las amenazas potenciales, los reptiles que pueden ser presas potenciales, las especies competidoras, y las posibles depredadoras (Santos et al., 2009).

Distribución: En Sierra Nevada, entre los años 1856 y 2010, se han registrado 31 ejemplares de culebra lisa europea, 20 en la vertiente norte y 10 en la sur (sin datos sobre la vertiente para la cita de Rosenhauer [1856]) (Anexo 1). Hasta mediados de la década 2000-2010 se creía que esta especie se restringía a pocos valles del sector occidental, ocupando aproximadamente 5,74 km2, si bien no se descartaba su presencia en hábitats adecuados de otras zonas más orientales (Pleguezuelos et al., 2006). En 2006 fue observada en el Puerto de la Ragua (M.A. Carretero, comunicación personal), ampliándose su distribución a 14,08 km2. Durante los muestreos del presente estudio se han descubierto seis nuevas localidades

Figura 1. Localización del área de estudio y mapa de distribución de C. austriaca en el Parque Nacional y Parque Natural de Sierra Nevada.

97 Foto J. R. Fernández-Cardenete

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Figura 2. Hábitat típico de la culebra lisa europea (C. austriaca) en Sierra Nevada. Lavaderos de la Reina, Güéjar-Sierra.

(Anexo 1, Figura 1), tanto en el sector occidental como en el oriental, ampliándose su distribución hasta 26,95 km2. Respecto a su distribución altitudinal, es un reptil estonohipso de zonas altas, pues se distribuye entre 2.100-2.700 msnm (Anexo 1), cota máxima de su distribución peninsular. La altitud media en la vertiente norte es 2.404,4 msnm (± 184,9 SD, n = 20), en la sur es 2.381,1 msnm (± 191,2 SD, n = 9), y la altitud media global es 2.397,2 msnm (± 183,0 SD, n = 29). Detectabilidad: El tiempo de muestreo por observador necesario para localizar a esta especie en Sierra Nevada es de 12 h 30 min (n = 50 censos), muy diferente del encontrado por Santos et al. (2009) para esta misma población (más de 700 h de muestreo). Esto se debe a que para el presente estudio sólo se han considerado los muestreos realizados en los rangos altitudinales y biotopos apropiados para la especie (véase Anexo 1 y apartado Uso del hábitat), y la probabilidad de detección varía de manera significativa entre hábitats (Kéry, 2002).

Biometría y folidosis: El tamaño medio de los machos fue de 354,7 mm (± 104,0 SD, n = 7) LHC y 81,0 mm (± 20,3 SD, n = 7) LCL; para las hembras de 275,0 mm (± 73,8 SD, n = 4) LHC y 51,3 mm (± 23,7 SD, n = 3) LCL; para el total 325,7 mm (± 98,7 SD, n = 11) LHC y 72,1 mm (± 24,6 SD, n = 10) LCL. Las hembras tienen colas relativamente más cortas (porcentaje de la longitud total, 18,9% ± 3,3 SD, n = 3) que los machos (23,2% ± 3,0 SD, n = 7). Todos los ejemplares mostraron siete SPL (n = 16), la tercera y cuarta (n = 16) en contacto con el ojo, y 19 D (n = 9). El número de V osciló entre 162-179 (n = 5) y el de pares de SBC entre 48-59 (n = 7) (Anexo 1). Estos valores son típicos de la especie (Engelmann, 1993). Uso del hábitat: En Sierra Nevada es una especie con estrecho rango ecológico, ocupando sólo zonas altas y relativamente húmedas; todas las observaciones se hallan por encima del estrato arbóreo, en el piso bioclimático oromediterráneo, en los siguientes hábitats:

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a) Canchales y piornales-enebrales próximos a arroyos (n = 17). b)Borreguiles o pastizales de cabeceras de cursos de agua y acequias (Figura 2, n = 10). Muestra preferencia por las zonas ecotonales entre estos pastizales y la orla climácica de matorral de piornal-enebral. c) Orla de matorral espinoso (n = 2). Actividad: Se han observado ejemplares activos entre la segunda quincena de mayo y finales de septiembre (Figura 3), con un máximo en los meses de junio y julio, ciclo similar al de las poblaciones del Pirineo (Amat, 1998). La actividad diaria es fundamentalmente diurna (Gent & Spellerberg, 1993). En Sierra Nevada un 80% de las citas para las que se registró la hora de observación (n = 25) correspondió a ejemplares activos durante el día. En cotas altas de la sierra se produce un fuerte descenso de temperatura a la caída del sol, incluso en los meses de verano, lo que debe limitar mucho una posible actividad crepuscular. Sin embargo, Amat (1998) señala una importante actividad crepuscular o nocturna durante mayo para poblaciones de Los Pirineos Orientales. Termorregulación: Se midieron temperaturas cloacales entre 24,3 - 32,1ºC (n = 4) en ejemplares activos (véase De Bont et al., 1986).

Razón de Sexos: La razón de sexos secundaria es favorable a los machos (1,75:1, n = 11). Pero estos resultados pueden estar afectados por el pequeño tamaño de la muestra y difieren de los encontrados para otras poblaciones, donde es próxima a 1:1 (datos para diversas regiones de Europa en Engelmann [1993]), o es ligeramente favorable a los machos (sur de Inglaterra [Reading, 2004]). Dieta: En Sierra Nevada, la especie comparte hábitat con dos saurios, potenciales presas, la lagartija ibérica (Podarcis hispanica) y lagartija colilarga (Psammodromus algirus) (Anexo 1), y con dos especies de roedores, el topillo común (Pytimys duodecimcostatus) y el topillo nival (Chionomys nivalis). De manera puntual puede estar en contacto con otras presas potenciales, como el eslizón ibérico (Chalcides bedriagai), la lagartija cenicienta (Psammodromus hispanicus) o la salamanquesa común (Tarentola mauritanica) (Anexo 1). De siete ejemplares examinados mediante palpación, sólo uno contenía presa: cuatro huevos de lagartija colilarga. Su dieta se basa en el consumo de lacértidos de pequeño tamaño (Smith, 1973; Rugiero et al., 1995), incluidos sus huevos ( Galán, 1988; Amat, 1998), aunque puede consumir micromamíferos ( Goddard, 1984; Najbar, invertebrados 2001 ), (oligoquetos y ortópteros), y otros ofidios (Luiselli et al., 1996).

Figura 3. Distribución por meses de las observaciones de C. austriaca en Sierra Nevada, período 1982-2010 (n = 30).

Reproducción: Hacia finales de julio de 2009 se capturó una hembra de 328 mm LHC que portaba cuatro embriones (detectados por palpación).

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Interacciones con otros reptiles: En Sierra Nevada ha sido hallada en sintopía con 11 especies de reptiles (Anexo 1). La lagartija ibérica, lagartija colilarga y víbora hocicuda estaban presentes en todas las localidades donde ha sido registrada la culebra lisa europea (Anexo 1). Amenazas: Aunque las poblaciones nevadenses de la culebra lisa europea están incluidas dentro de un espacio protegido (Parque Nacional y Natural), se han detectado los siguientes factores de amenaza: - Cambio climático: Por ser una especie vivípara adaptada a climas frescos y húmedos (Capula et al., 1995; Santos et al., 2009), se prevé vulnerable a los efectos derivados del cambio climático, que están provocando un aumento de las temperaturas y reducción de las precipitaciones anuales (IPCC, 2007). Bajo este escenario, la culebra lisa europea podría no encontrar en las próximas décadas condiciones ambientales favorables para su fisiología en las zonas bajas de su rango altitudinal en el sur peninsular, lo que la haría subir en altitud; esto implicaría una reducción de su área de distribución actual y un mayor aislamiento de las poblaciones en Sierra Nevada. Además, los efectos del calentamiento global pueden implicar que especies más termófilas asciendan, afectando a la culebra lisa europea por competencia por los recursos tróficos (e.g., con la culebra lisa meridional; Coronella girondica), por depredación sobre ella (e.g., culebra bastarda; Malpolon monspessulanus), o por destrucción de sus hábitats (e.g., jabalí; Sus scrofa). En los últimos dos años se ha recopilado un mayor número de citas de estas especies dentro del rango de distribución altitudinal de la culebra lisa europea (Caro et al., 2010). Además, la que probablemente sea su principal presa en Sierra Nevada, la lagartija ibérica, se

está enrareciendo en las altas cumbres (Caro et al., 2010), lo que puede comprometer aun más la supervivencia futura de la culebra. - Factores intrínsecos de la especie: La culebra lisa europea muestra en la mitad meridional peninsular características biológicas y ecológicas propias de las especies propensas a la extinción: (1) distribución muy restringida, con poblaciones aisladas, sin posibilidad de intercambio genético; (2) poca productividad (alcanza tarde la madurez sexual, las hembras se reproducen cada dos o tres años, y el tamaño de la camada es bajo); (3) alta especialización trófica y de hábitats; y (4) poca capacidad de dispersión (Goddard & Spellerberg, 1980; Gent, 1990; Engelmann, 1993; Gent & Spellerberg, 1993; Rugiero et al., 1995; Luiselli et al., 1996; Galán, 2002; Reading, 2004; Santos et al., 2009; Caro et al., 2010).

- Deportes de montaña: Las obras de mantenimiento y acondicionamiento de las pistas de esquí en la estación de Sierra Nevada y la puesta en valor de la del puerto de La Ragua con motivo de la “Universiada 2015” suponen pérdida directa de hábitat (Galán, 2002). Además, esta amenaza también afectaría a sus presas principales (Amo et al., 2007). Se han observado movimientos de tierra importantes y destrucción de hábitats potenciales para la especie en ambas localidades. Algunos individuos pueden morir aplastados por la maquinaria pesada, pues las obras de mantenimiento se realizan en los meses de máxima actividad del ofidio. - Persecución directa: Este ofidio es fácilmente confundido con la víbora hocicuda, la cual es sistemáticamente matada por los caminantes que la encuentran. Por tanto, es probable que tenga el mismo destino cuando sea hallado en la sierra, y hay evidencias en este sentido (R. León Vigara, comunicación personal). - Atropellos: factor de amenaza para las dos poblaciones cercanas a carreteras, como la del Veleta (A-395), a su paso por la Hoya

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de la Mora, y la de La Ragua (GR-7 / GR-140), donde hay identificados sendos puntos negros para reptiles (Caro et al., 2006, 2010; véase Galán, 2002). - Repoblaciones forestales: las plantaciones forestales de pino (Pinus sylvestris, P. nigra) realizadas en la sierra entre las décadas 19401960 hasta los 2.400 msnm (Oliet Palá et al., 2009) han debido ser una amenaza para algunas poblaciones. Estas repoblaciones implicaron la destrucción de biotopos para la especie, como la cubierta de matorral espinoso y áreas abiertas y soleadas. - Prácticas forestales intensivas: Todas las primaveras tienen lugar actuaciones silvícolas para prevención de incendios forestales. En las poblaciones de cotas más bajas (Puerto de la Ragua), se realizan con maquinaria pesada, provocando la pérdida directa de hábitat y es probable que la muerte de algún ejemplar. - Pérdida de los usos tradicionales agrícolas: La práctica actual de reconducción de las antiguas acequias moriscas de alta montaña dentro de tubos de PVC puede poner en riesgo poblaciones por pérdida de la biocenosis ligada a estas acequias; puede afectar a sus especies presa. - Depredación por jabalí: Aunque es un factor de amenaza difícilmente cuantificable, el jabalí es capaz de destruir y poner al descubierto refugios para especies sublapidícolas. Se han observado rastros de su actividad hozadora en al menos dos localidades con presencia de culebra lisa europea y se han detectado escamas de ofidios y lacértidos en excrementos de jabalí de otras poblaciones del espacio protegido (E. Alaminos y M. Sicilia, comunicación personal). Medidas de gestión y conservación: La confirmación de todas las poblaciones históricas de la culebra lisa europea en Sierra Nevada y la ampliación de su área de distribución hacia el

sector almeriense de la sierra confirman a esta población como la más importante en la mitad sur peninsular (Pleguezuelos & FernándezCardenete, 2001). No sabemos si esta población está en declive. Sin embargo, se han detectado amenazas que pueden afectar de manera general (e.g., cambio climático), o puntual (e.g., alteraciones de sus hábitats por los deportes de montaña), a las poblaciones de Sierra Nevada. Por ello, y dado que la especie tiene gran interés de conservación a nivel de Andalucía por su escasez (sólo tres poblaciones aisladas), e interés biogeográfico (único reptil relicto del glaciarismo pleistocénico en Andalucía), las poblaciones andaluzas, y en particular la de Sierra Nevada, han de ser objeto de estudio, seguimiento y conservación. Proponemos las siguientes medidas de gestión: 1.Muestreo intenso para retirar los individuos y evitar muertes por maquinaria pesada utilizada en obras de mantenimiento y mejora de infraestructuras en las pistas de esquí. 2.Colocación de paneles informativos y edición de trípticos y folletos divulgativos donde se indique su morfología y presencia, grado de amenaza en la región, la importancia de las poblaciones andaluzas, etc. Se podría dar a la culebra lisa europea un papel protagonista dentro del espacio protegido, considerándola una especie bandera de ecosistemas montanos, que son refugio de especies relictas del Pleistoceno, de distribución actual principalmente eurosiberiana. 3.Restauración de las acequias, charcas y albercas tradicionales en la alta montaña. 4.Actuaciones forestales dirigidas a aumentar la heterogeneidad en la estructura de hábitats en los pinares de repoblación por encima de los 2000 msnm (Edgar et al., 2010): creación de claros de bosque y fomento de pastizales y del estrato de matorral.

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5.Censos anuales realizados por personal especializado para conocer su tendencia poblacional en todas las localidades donde ha sido observada, así como de sus presas (lagartija ibérica y colilarga), depredadores (culebra bastarda), y competidores (culebra lisa meridional) potenciales. 6.Prácticas silvícolas respetuosas con la cobertura del matorral, fundamentalmente en las zonas de ecotono. Utilización de bestias de carga en lugar de maquinaria pesada para la retirada de la madera muerta.

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tes o nos acompañó en algunos muestreos: A. Abril, E. Alaminos, R. Aspizua, J. Bautista, M. Benítez, M. Berbel, A. Cano, J. Cano-Manuel, M. Chirosa, M.A. Carretero, F. Díaz, J. Gállego, L. García-Cardenete, J.P. González de la Vega, A. González-Megías, A. Goméz-Hervás, I. Henares, Isacio, P. Jáimez, O. Jiménez, P. Lanzas, R. León, M. Lorenzo, J. J. Luzón, Martín, B. Nieto, D. Pleguezuelos, J. Pleguezuelos, M. Pulido, S. Reguera, X. Santos, M. Sicilia, J.M. Tierno de Figueroa, A. Tinaut y F. Zamora. A F. Martínez-Freiría y A. Egea Serrano por sus comentarios y sugerencias. Los muestreos fueron financiados por la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía

AGRADECIMIENTOS: A todos los que han aportado

(proyecto: “Caracterización y seguimiento de las pobla-

citas y al personal del Parque Nacional y Parque Natural

ciones de anfibios y reptiles en el marco del estudio del

de Sierra Nevada, quien gestionó los permisos pertinen-

cambio global en Sierra Nevada” (2008-2010).

REFERENCIAS Amat, F. 1998. Datos sobre la biología y ecología de la culebra lisa europea Coronella austriaca en el Pirineo Oriental. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 9: 22-27. Amo, L., López, P. & Martín, J. 2007. Habitat deterioration affects body condition of lizards: A behavioral approach with Iberolacerta cyreni lizards inhabiting ski resorts. Biological Conservation, 135: 77-85. Arribas, O. 2004. Fauna y Paisaje de los Pirineos en la Era Glacial. Ediciones Lynx. Barcelona. Bennet, K.D., Tzedakis, P.C. & Willis, K.J. 1991. Quaternary refugia of north European trees. Journal of Biogeography, 18: 103-115. Blanca, G. 2001. Flora. 105-148. In: García-Canseco, V. (ed.), Parque Nacional de Sierra Nevada. Esfagnos, Talavera de la Reina. Blomberg, S. & Shine, R. 1996. Reptiles. 218-226. In: Sutherland, W.J. (ed.), Ecological census techniques, a handbook. Cambridge University Press. Cambridge. Boscá, E. 1879. Nota herpetológica. Una excursión hecha en el monte San Julián de Tuy. Anales de la Sociedad Española de Historia Natural, 8: 463-484. Boscá, E. 1881. Mapa de las principales exploraciones herpetológicas verificadas en la Península Ibérica é Islas Baleares. In: Correcciones y Adicciones al Catálogo de los Reptiles y Anfibios de España, Portugal y las Islas Baleares. Anales de la Sociedad Española de Historia Natural, 10: 89-112. Capula, M., Luiselli, L. & Rugiero, L. 1995. Ecological correlates of reproductive mode in reproductively bimodal snakes of the genus Coronella. Vie et Milieu, 45: 167-175. Caro, J., Pleguezuelos, J.M. & Reques, R. 2006. Puntos negros de atropellos en carretera para anfibios y reptiles en Andalucía. Informe inédito, Consejería de Medio Ambiente-Junta de Andalucía. Granada.

Caro, J., Fernández-Cardenete, J.R., Benítez, M., Zamora, F.J., Reguera, S., Moreno-Rueda, G. & Pleguezuelos, J.M. 2010. Estudio de los anfibios y reptiles en el Espacio Natural de Sierra Nevada en el marco del Cambio Global. Informe inédito, Consejería de Medio Ambiente-Junta de Andalucía. Granada. De Bont, R.G., Gelder, van J.J. & Olders, J.H.J. 1986. Thermal ecology of the smooth snake, Coronella austriaca Laurenti, during spring. Oecologia, 69: 72-78. Edgar, P., Foster, J. & Baker, J. 2010. Reptile habitat management handbook. Amphibian and Reptile Conservation, Bournemouth. Engelmann, W.E. 1993. Coronella austriaca (Laurenti, 1768) – Schilngnatter, Glatt-oder Haselnatter. 200-245. In: Böhme, W. (ed.). Handbuch der reptilen und amphibien europas. Band 3/I. Schlangen (Serpentes) I (Typhlopidae, Boidae, Colubridae 1: Colubrinae). Aula-Verlag. Wiesbaden. Fochetti, R. & Tierno de Figueroa, J.M. 2006. Notes on diversity and conservation of the european fauna of Plecoptera (Insecta). Journal of Natural History, 40: 2361-2369. Galán, P. 1988. Segregación ecológica en una comunidad de ofidios. Doñana, Acta Vertebrata, 15: 59-78. Galán, P. 2002. Coronella austriaca. 277-279. In: Pleguezuelos J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de la Conservación de la Naturaleza – Asociación Herpetológica Española. Madrid. Gent, A.H. 1990. Movement and dispersion of the smooth snake Coronella austriaca Laurenti in relation to habitat. Tesis Doctoral. Universidad de Southampton. Gent, A.H. & Spellerberg, I.F. 1993. Movement rates of the smooth snake Coronella austriaca (Colubridae): a radiotelemetric study. Herpetological Journal, 3: 140-146.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2012) 23(1)

Goddard, P. 1984. Morphology, growth, food habits and population characteristics of the Smooth snake Coronella austriaca in Southern Britain. Journal of Zoology, 204: 241-257. Goddard, P. & Spellerberg, I.F. 1980. Reproduction as a factor in the conservation of Coronella austriaca Laur. in Southern England. Bulletin de la Société Écologique de France, 11: 535-541. Gómez, A. & Lunt, D.H. 2006. Refugia within refugia: patterns of phylogeographic concordance in the Iberian Peninsula. 155-188. In: Weiss, S. & Ferrand, N. (eds.), Phylogeography of southern european refugia. Springer. Netherlands. Hewitt, G.M. 1999. Post-glacial re-colonization of European biota. Biological Journal of the Linnean Society, 68: 87-112. Huntley, B. & Birks, J.D.S. 1983. An Atlas of past and present pollen maps for Europe: 0- 13,000 years ago. Cambridge University Press, Cambridge. Huntley, B. & Allen, J.R.M. 2004. Glacial environments III: Palaeo-vegetation patterns in the last glacial Europe. 79-102. In: van Andel, T.H. & Davies, W. (eds.), Neanderthals and modern Humans in the European landscape during the last glaciation. McDonald Institute Monographs. Cambridge. IPCC. 2007. Climate Change 2007. Synthesis Report, Intergovernmental Panel on Climate Change. Valencia. IUCN. 2001. Categorías y Criterios de la Lista Roja de la UICN: Versión 3.1. Comisión de Supervivencia de Especies de la UICN. UICN, Gland, Suiza y Cambridge, Reino Unido. Kéry, M. 2002. Inferring the absence of a species – a case study of snakes. Journal of Wildlife Management, 66: 330-338. Lenk, P., Fritz, U., Joger, U. & Wink M. 1999. Mitochondrial phylogeography of the European pond turtle, Emys orbicularis (Linnaeus, 1758). Molecular Ecology, 8: 1911-1922. Luiselli, L., Capula, M. & Shine, R. 1996. Reproductive output, costs of reproduction, and ecology of the smooth snake, Coronella austriaca, in the eastern Italian Alps. Oecologia, 106: 100-110. Luzón-Ortega, J.M., García Cardenete, L., Pérez-Contreras, J. & Fernández-Cardenete, J.R. 2002. Culebra lisa europea (Coronella austriaca), nuevas citas y récord altitudinal para Europa Occidental en Sierra Nevada (SE Ibérico, España). Acta Granatense, 1: 148-150. Meijide, M. 1985. Localidades nuevas o poco conocidas de anfibios y reptiles de la España continental. Doñana, Acta Vertebrata, 12: 318-232. Meijide, M. 1987. Hallazgo de Coronella austriaca en Sierra Nevada, Granada (España). Revista Española de Herpetología, 2: 187-188. Najbar, B. 2001. The diet of Coronella austriaca Laur., 1768 in the Lubuskie region (western Poland). Bulletin of the

Polish Academy of Sciences Biological Sciences, 49: 33-39. Oliet Palá J.A., Navarro Gómez-Menor J., Fariña Mara J.M., Medina Achirica J., Currós Criado M. & Alloza Moraga E., 2009. Propuesta de actuaciones selvícolas de la I Revisión de la ordenación del grupo de montes del Marquesado del Zenete en Sierra Nevada (Granada). 5º Congreso Forestal Español. Ávila, España, Sept 21-25. Pleguezuelos, J.M. & Fernández-Cardenete, J.R. 2001. Anfibios y Reptiles. 169-184. In: García-Canseco V. (ed.), Parque Nacional de Sierra Nevada. Esfagnos, Talavera de la Reina. Pleguezuelos, J.M, Honrubia, S. & Moreno. M. 1998. Parque Natural de Sierra Nevada. 52-55. In: Santos, X., Carretero, M.A., Llorente, G.A. & Montori, A. (eds.), Inventario de las áreas importantes para los anfibios y reptiles de España. Colección Técnica ICONA, Madrid. Pleguezuelos, J.M., González de la Vega, J.P. & Pérez Quintero, J.C. 2001. Culebra lisa europea. 72. In: Franco, A. & Rodríguez, M. (eds.), Libro Rojo de los vertebrados amenazados de Andalucía. Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía. Sevilla. Pleguezuelos, J.M., Caro, J. & Reques, R. 2006. La culebra lisa europea (Coronella austriaca) en Andalucía. Consejería de Medio Ambiente-Junta de Andalucía. Granada. Reading, C.J. 2004. Age, growth and sex determination in a population of smooth snakes, Coronella austriaca in southern England. Amphibia-Reptilia, 25: 137-150. Reques, R., Caro, J. & Pleguezuelos, J.M. 2006. Parajes importantes para la conservación de anfibios y reptiles en Andalucía. Informe inédito. Junta de Andalucía. Granada. Rosenhauer, W.G. 1856. Die thiere Andalusiens. Theodor Blaesing. Erlangen. Rugiero, L., Capula, M., Filippi, E. & Luiselli, L. 1995. Food habits of mediterranean populations of the smooth snake (Coronella austriaca). Herpetological Journal, 5: 316-318. Santos, X., Roca, J., Pleguezuelos, J.M., Donaire, D. & Carranza, S. 2008. Biogeography and evolution of the Smooth snake Coronella austriaca (Serpentes: Colubridae) in the Iberian Peninsula: evidence for Messinian refuges and Pleistocenic range expansions. Amphibia–Reptilia, 29: 35–47. Santos, X., Brito, J.C, Caro, J., Abril, A., Lorenzo, M., Sillero, N. & Pleguezuelos, J.M. 2009. Habitats suitability, threats and conservation of isolated populations of the smooth snake (Coronella austriaca) in the southern Iberian Peninsula. Biological Conservation, 142: 344-352. Smith, M. 1973. The British amphibians and reptiles (5th ed.). Collins, London. Taberlet, P., Fumagalli, L., Wust-Saucy, A.G. & Cosson, J.F. 1998. Comparative phylogeography and postglacial colonization routes in Europe. Molecular Ecology, 7: 453-464.

ADENDA El 15 de julio de 2011, en Borreguiles (UTM VG6304 ; 2397 msnm), una hembra adulta (425 mm LHC, 25.5ºC temperatura cloacal) a la entrada de una galería de topillos regurgitó al manejarla un bolo de pelos que asociamos a Pitymys duodecimcostatus.

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Medidas para minimizar los efectos de una actuación agresiva sobre una comunidad de galápagos: un caso práctico Gonzalo Alarcos1, Fabio Flechoso1, Miguel Lizana1 & Ricardo Álvarez2 Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Salamanca. Campus Miguel de Unamuno. 37007 Salamanca. C.e.: gonalariz@yahoo.es. 2 Tragsa. Cl. Carlos Latorre, 1. Entreplanta. 49017 Zamora. 1

Fecha de aceptación: 30 de enero de 2012. Key words: Emys orbicularis, European pond turtle, Zamora, Spain, refuge, protective measures.

La limpieza de los cauces es una práctica común en muchos ríos aunque dicha actuación conlleva a menudo la muerte de animales debido al uso de maquinaria pesada o a la aplicación de técnicas incompatibles con ciertas especies. En algunos casos, las especies afectadas son sensibles desde el punto de vista de la conservación y por ello es aconsejable la extracción de los animales y el seguimiento de la obra para comprobar la presencia de animales muertos durante la operación de limpieza. Un ejemplo de dicha actuación se realizó en la rivera Belén, a su paso por Almeida de Sayago (Zamora) (30T: 243021-4573073 y 30T: 242300-4572818), donde se pretendía llevar a cabo la limpieza del cauce para prevenir inundaciones. Las secciones de Espacios Naturales y Especies Protegidas y de Vida Silvestre de la provincia de Zamora propusieron, antes de realizar la actuación, llevar a cabo un trabajo que incluía la determinación de la presencia de galápago europeo (Emys orbicularis), la captura del mayor número de ejemplares y su reubicación en zonas carentes del peligro originado por las actuaciones que implicaba la obra. El área de estudio comprende un tramo de rivera de una longitud de unos 800 m y una anchura de 6 a 10 m. El tramo seleccionado posee una vasta comunidad de macrófitos (Typha angustifolia y Typha latifolia), la cual puede originar desbordamientos y es la causa

por la que se realizó la actuación de retirada de vegetación y limpieza del cauce. Durante el periodo de intervención todo el tramo se presentaba seco a excepción de una pequeña charca lineal de 8 m de longitud y 60 cm de ancho con una profundidad de unos 60 cm, la cual se presentaba totalmente tapada por espadañas. Las orillas en los laterales de la cuenca se presentan en forma de talud con una diferencia respecto al fondo de la cubeta de unos 120 a 200 cm. No existe un bosque de ribera pero en ciertas partes aparecen fresnos como estrato arbóreo, en ningún caso denso. Más abundante es el sustrato arbustivo, compuesto principalmente por zarzamora (Rubus sp.) que ocupa una gran extensión lineal de orilla. El muestreo visual y manual de la totalidad del tramo se llevó a cabo entre el 27 de agosto y el 4 de noviembre de 2009. Se desbrozó manualmente la zona de espadañas y la zona de arbustos de los taludes; además se colocaron nasas en la única charca existente. Para cada individuo capturado se describió el lugar exacto de localización, tipo de sustrato (agua, hojarasca, tierra, rocas, etc.), su actividad (activo o inactivo) y si estaba enterrado o no. Todos los individuos fueron marcados con el fin de determinar su capacidad para regresar al lugar de origen. Las marcas eran individualizadas y se realizaron mediante muescas en las placas marginales. Tras la recopilación de toda esta

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información se liberaron los ejemplares en la poza de reubicación. Para la elección del lugar de reubicación de los galápagos capturados se siguieron cuatro criterios: A) mínima distancia al lugar de origen; B) similitud del hábitat, disponibilidad de refugios y de recursos; C) antecedentes de presencia; y D) ausencia de peligro en un futuro cercano. Con el fin de evaluar el trabajo realizado se permaneció en la zona durante la actuación de limpieza tanto de la maquinaria como de la cuadrilla. El trabajo de limpieza se realizó los días 5 y 6 de noviembre. La limpieza del cauce se efectuó primero sobre el cauce, eliminando cualquier resto vegetal mediante maquinaria pesada, la cual arrastraba con la pala la capa superficial de macrófitos y fangos acumulados. Posteriormente se realizó un segundo desbroce, eliminándose la vegetación arbustiva de los taludes mediante desbrozadoras manuales de cuchilla, cortándola a ras de suelo. Se detectaron en total 29 ejemplares: 23 durante los muestreos (nueve subadultos, siete hembras y siete machos); tres durante la actuación de la retroexcavadora y tres durante el desbroce manual. Tan sólo apareció un ejemplar muerto aplastado por la maquinaria y otros dos heridos leves por la misma causa. Así, del total de galápagos encontrados, un 3,5% sufrió mortalidad directa y un 20,7% no fue encontrado en la fase de muestreo. De los seis galápagos encontrados durante la actuación el 16,7% murió y el 33,4% sufrió heridas. La mayoría de los ejemplares capturados durante el muestreo visual y manual (84,6%) se concentró en un diámetro de 20 m alrededor de la pequeña poza. En términos globales el 53,8% de los individuos fue encontrado en el agua u orillas de la charca. El 42,2% se presentó en período de estivación semienterrado en sustratos de tipo vegetal. Se observó el 87,5%

de los ocho individuos localizados durante la estivación en los taludes de la orilla. La mayoría se encontró sobre un sustrato con mucha materia vegetal y bajo la sombra de especies vegetales leñosas (Rubus sp. y Fraxinus sp.). Sólo dos ejemplares se observaron fuera de este microhábitat, uno bajo espadañas y otro bajo hierbas. No se observaron grandes agrupaciones de individuos (máximo tres). La presencia del galápago europeo a lo largo de la rivera Belén es tradicionalmente conocida por los lugareños y actualmente plasmada en trabajos específicos sobre dicha especie (Alarcos et al., 2009). Además de los datos sobre la existencia de estivación y las zonas elegidas para ello, este trabajo es importante para saber cómo actuar frente a limpiezas de cauces donde existen galápagos. Por ejemplo, el periodo de actividad en el que se encuentra la especie condiciona la metodología a emplear. Ésta difiere si se pretende capturar los individuos en mayo o junio, coincidiendo con el periodo de máxima actividad acuática en la zona (Alarcos et al., 2008), o durante el periodo de estivación, época en la que, como hemos observado, casi el 50% de los individuos capturados están inactivos y semienterrados. Según Fritz (2001), durante el periodo seco y la desaparición de las masas de agua, esta especie puede optar por migrar o utilizar lugares protegidos. Además, durante los meses más secos cuando los puntos de agua desaparecen pueden refugiarse en la vegetación colindante y buscar otros medios con agua (Fritz, 2001). La mayoría de los individuos encontrados en el medio terrestre se presentaron semienterrados entre la hojarasca y bajo arbustos de Rubus sp. y Fraxinus sp. que ocupaban las orillas y no en la zona húmeda del cauce, bajo o entre las raíces y restos de los macrófitos, como cabría esperar por

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ser zonas más frescas. Posiblemente sea más importante la seguridad que aporta un sustrato arbustivo cerrado que la humedad que pudiesen obtener en la zona baja de la cuenca. Finalmente gracias al trabajo realizado proponemos varias opciones para minimizar las afecciones en futuras actuaciones: A) es imprescindible realizar muestreos manuales y visuales del medio para determinar la presencia de la especie; B) el trabajo de muestreo y desbroce posterior debe ser realizado o supervisado por especialistas en la especie; C) los desbroces han de realizarse por partes, una primera limpia a 30 cm del suelo ya que los galápagos se presentan semienterrados; repasar visualmente la zona de actuación y más tarde desbrozar a fondo; D) retirar objetos grandes y restos del desbroce de la zona de muestreo ya que así aumenta la visualización del suelo y se elimina la posibilidad de que los galápagos puedan utilizarlos como refugio en los días sucesivos; y E) no utilizar el fuego como método de limpieza ya que los individuos refugiados bajo los arbustos o sustrato vegetal podrían verse afectados. En conclusión, este estudio demuestra la importancia de una metodología preventivapara paliar los daños causados por una determinada actuación sobre una especie amenazada como el galápago europeo. Actualmente

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no existen estudios sobre esta temática por lo que creemos que es indispensable fomentar la realización de trabajos en esta línea con el fin de obtener un mayor conocimiento en este tema y mitigar al máximo cualquier afección sobre las poblaciones de galápagos, máxime si la especie está catalogada como Vulnerable a nivel nacional (véase Ayres, 2006) y estando algunas de sus poblaciones consideradas como En Peligro (Keller & Andreu, 2002). Además, la especie está incluida en los Anexos II y V de la Ley 42/2007 de 13 de diciembre del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad, por los que se considera al galápago europeocomo una especie de Interés Comunitario que requiere zonas de especial protección así como una protección estricta. AGRADECIMIENTOS: A la iniciativa de la Junta de Castilla y León, en concreto a las Secciones de Espacios Naturales y Especies Protegidas y de Vida Silvestre de la provincia de Zamora, por establecer condiciones en actuaciones que pueden perjudicar a especies en declive. Este estudio ha sido cofinanciado por la Consejería de Medio Ambiente en base al proyecto: “Distribución y Conservación de los galápagos en Castilla y León” y la Asociación Herpetológica Española. Hemos de agradecer la colaboración del agente forestal E. Merchán.

REFERENCIAS Alarcos, G., Ortiz-Santaliestra, M.E., Fernández-Beneítez, M.J., Lizana, M. & Madrigal-González, J. 2008. Preliminary data on the structure of freshwater turtle populations (Emys orbicularis and Mauremys leprosa) in a stream in the Natural Park of Los Arribes del Duero (Zamora, Spain). Revista Española de Herpetología, 22: 33-43. Alarcos, G., Madrigal, J., Ortiz-Santaliestra, M.E., FernándezBenéitez, M.J., Lizana, M. & García, P. 2009. Nuevos datos sobre la presencia de galápagos en Salamanca y Zamora, y de otras especies de herpetofauna. Boletín de la Asociación Herpetologica Española, 20: 80-87. Ayres, C. 2006. Galápago europeo - Emys orbicularis. In : Carrascal, L.M. & Salvador, A. (eds.), Enciclopedia virtual

de los vertebrados españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 10 enero 2010]. Fritz, U. 2001. Emys orbicularis (Linnaeus, 1758) - Europäische Sumpfschildkrote. 343-515. In: Fritz, U. (eds.), Handbuch der Reptilien und Amphibien Europas. Band 3/IIIA. Schidkröten (Testudines) (Bataguridae, Testudinidae, Emydidae). Aula Verlag, Wiebelsheim. Keller, C. & Andreu, A.C. 2002. Emys orbicularis. 137-142. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Ministerio de Medio Ambiente – Asociación Herpetológica Española, Madrid.

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Observaciones de interacciones entre Trachemys scripta elegans y Mauremys leprosa en el pantano del Foix (Barcelona) Albert Martínez Silvestre1, Carl Flecha2 & Joaquim Soler Massana1 1 2

CRARC (Centre de Recuperació d’Amfibis i Rèptils). Cl. Santa Clara, s/n. 08783 Masquefa. Barcelona. C.e.: crarc_comam@hotmail.com Departamento de Biología Animal, Biología Vegetal y Ecología. Universidad Autónoma de Barcelona. 08193 Bellaterra. Barcelona.

Fecha de aceptación: 23 de noviembre de 2011. Key words: Mauremys leprosa, Trachemys scripta, competence, invasive species.

El pantano del Foix está situado en el espacio natural protegido del Parque del río Foix, en la comarca de l’Alt Penedès, Barcelona (UTM CF 86 / CF 87). Se trata de un embalse artificial rodeado de bosque mediterráneo y caracterizado por importantes fluctuaciones en el nivel de sus aguas y un alto grado de eutrofización (Torre et al., 2008). Mauremys leprosa es la única especie de quelonio autóctona que presenta una población importante en este pantano (MartínezSilvestre et al., 2009). En las últimas décadas han sido introducidas diversas especies de quelonios alóctonos como Trachemys scripta elegans, el galápago alóctono más abundante en el pantano, Trachemys scripta scripta, Graptemys pseudogeographica y Pseudemys floridiana (MartínezSilvestre et al., 2006). T. scripta elegans se detectó por primera vez en 1996 y desde entonces su abundancia en el pantano ha aumentado hasta formar una población naturalizada reproductora (Martínez-Silvestre et al., 2006). Actualmente se desconocen los efectos que puede tener la introducción de esta especie sobre el ecosistema, pero desde hace tiempo se sospecha que puede haber competencia interespecífica con la especie autóctona. En 2001 se inició el programa de gestión y control para frenar esta problemática. El río Foix es uno de los lugares de España donde coexiste un mayor número de tortugas invasoras y autóctonas (Martínez-Silvestre et al.,

2011),

lo que lo convierte en un escenario natural ideal para la observación de comportamientos interactivos. Este estudio se realizó durante los meses de julio y agosto de 2010, período durante el cual se establecieron dos puntos de observación desde los que se visualizaron los individuos en su medio natural. El seguimiento visual se facilitó mediante telescopio (Opticrom de 14-60 X 45 aumentos), prismáticos (10 X 25 aumentos) y cámara fotográfica con zoom. Se realizaron un total de 19 observaciones que estuvieron repartidas en 17 días del período antes citado. Todas esas observaciones se realizaron entre las 10 y 21 horas invirtiendo un mínimo de 15 minutos en cada observación. Los puntos de observación se escogieron en función de los estudios de presencia previos en esta zona de trabajo (Martínez-Silvestre et al., 2003). Además, se eligieron por la facilidad de visualización directa de galápagos en base a la distancia respecto al pantano, la discreción del observador, la densidad de galápagos de ambas especies que frecuentan la zona y los lugares de asoleamiento fácilmente visibles. Los dos puntos de observación elegidos fueron el Observatorio y l’Estanyol. El primero se encuentra en un viñedo situado por encima de la cola del pantano y permite una visión panorámica de esta zona que en verano es frecuentada tanto por M. leprosa como por T. scripta elegans, además de por aves anátidas y ardeidas

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de diversas especies. El segundo punto se sitúa en una zona del pantano donde el agua no fluye, sino que se encuentra estancada, lo cual favorece su eutrofización en verano. La identificación de los individuos en cuanto a especie y sexo se realizó in situ en base a caracteres diagnósticos fácilmente observables a distancia. Si bien ambas especies se reproducen en estas zonas, y en ocasiones se observan neonatos y juveniles, todos los comportamientos descritos lo han sido en ejemplares adultos. El número total de ejemplares analizados en las 19 observaciones fue 26 M. leprosa y 67 T. scripta elegans. Debido a la dispersión de las observaciones en distintos días, no puede descartarse que un mismo ejemplar haya intervenido en más de una observación. Selección de área de insolación. En ambas zonas de estudio hay lugares de insolación relativamente estables, puesto que la dinámica de sus aguas basada en las grandes fluctuaciones de nivel provoca que éstos se encuentren emergidos o sumergidos según el momento. A menudo aparecen materiales flotantes (e.g., troncos) que los galápagos usan como asoleaderos temporales durante períodos de tiempo relativamente cortos. En la cola del pantano, M. leprosa tiene preferencia por ciertos lugares de insolación. Un 29% prefiere troncos siempre soleados no móviles, y un 14% plataformas de cemento también inmóviles. El resto combinan la insolación en troncos flotantes, rocas, ramas de árboles muertos, cajas de madera, botellas de plástico, etc. En cambio, evitan acercarse a los márgenes fangosos y utilizan como lugar de insolación estructuras más sólidas. Los galápagos autóctonos suelen asolearse siempre en los mismos lugares incluso cuando ya están ocupados por otros individuos de la misma especie y aunque haya otros dispo-

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nibles. En un 83% de las ocasiones se observó más de un M. leprosa compartiendo el mismo lugar. En el 44% de las observaciones, ejemplares de M. leprosa compartían lugar de asoleamiento con uno o más ejemplares de T. scripta elegans. Aunque se ha constatado que puede haber competencia por los lugares de insolación (Polo-Cavia et al., 2009), nuestras observaciones sugieren que las dos especies comparten los lugares de asoleamiento sin aparente conflicto. El galápago autóctono se asolea más del doble de tiempo en los lugares habituales (lugares no móviles) (media de 35 minutos ± 10 minutos por observación) que en los no habituales (lugares más inestables y temporales), mientras que en el caso del galápago exótico parece que no hay predilección por un lugar, distribuyéndose homogéneamente en todos los lugares de insolación observados, tanto móviles, como inestables o fangosos. Ambos quelonios empiezan a asolearse a horas similares (M. leprosa con una media de 10:56 a.m.± 15 minutos (DS), y T. scripta elegans con una media de 10:49 a.m. ± 12 minutos (DS)). Ambas especies evitan las zonas poco profundas, incluyendo los márgenes fangosos que aparecen entre las cañas (Arundo donax) en la cola del pantano. Cuando el nivel del agua es bajo y aparecen más lugares de insolación (hecho habitual debido a las fluctuaciones de agua de este pantano), los galápagos autóctonos se desplazan a las zonas más profundas y abandonan sus lugares habituales de asoleamiento. T. scripta elegans, en cambio, es menos selectiva y utiliza cualquier espacio disponible ocupando rocas y troncos de menor superficie, más cercanos a los márgenes y a la superficie del agua. Además, es mucho más conspicua, dejándose observar desde distancias más cortas, y tolerando una mayor aproximación humana (de todas las observaciones realizadas un 72,3% corresponden a T. scripta elegans y un 27,7% a M. leprosa).

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Estas distintas actitudes en los comportamientos de asoleamiento hacen que, por observación directa, se tienda a visualizar un mayor número de galápagos exóticos que autóctonos, siendo una imagen sesgada de la cantidad real de M. leprosa presente en la zona en comparación con la que se captura mediante trampeo cada año (Soler et al., 2005a). Capacidad trepadora. En el 6,9% de las ocasiones T. scripta elegans tiene dificultades para acceder a ciertos lugares de insolación mientras que M. leprosa puede acceder fácilmente a ellos, hecho que determina su distribución y posición a la hora de asolearse. Estas dificultades se hacen notorias sobre todo cuando la distancia entre el agua y la superficie utilizada es de más de 3 cm y los galápagos se ven obligados a subir con la ayuda de sus extremidades delanteras y traseras simultáneamente. Normalmente M. leprosa lo consigue sin problemas en menos de 2 minutos (al primer intento en el 90% de los ejemplares), mientras que T. scripta elegans puede intentar subir y conseguirlo o desistir después de varios intentos y haber invertido más de 10 minutos en cada uno de ellos. En los machos adultos de T. scripta elegans, las largas uñas delanteras que poseen como carácter sexual secundario parecen dificultar su agarre a ciertas superficies. En las hembras adultas, su gran volumen respecto a las especies autóctonas les confiere cierta torpeza o lentitud en el avance por relieves rocosos fuera del agua. Adicionalmente algunos galápagos exóticos abandonados a menudo presentan deficiencias físicas y anormalidades propias de la cautividad que les pueden suponer una desventaja en el medio natural. En este caso, la ausencia de dedos, patas deformes, colas mutiladas e incluso malformaciones en el plastrón y el caparazón podrían ser la causa de su aparente dificultad para acceder a ciertos lugares (Patiño & Marco, 2005).

Comportamiento agonístico. Normalmente las dos especies coexisten en armonía, pero en los casos en los que se ha producido una interacción interespecífica directa motivada por la competencia por un lugar de insolación, M. leprosa ha presentado una actitud dominante sobre T. scripta elegans. Este comportamiento se ha manifestado como una persecución por la superficie del agua, o una amenaza estirando la cabeza en dirección al otro individuo y abriendo la boca. Incluso se han observado casos en los que un individuo de M. leprosa se subía al caparazón de un ejemplar de T. scripta con sus dos patas anteriores. Como consecuencia, en un 33,3% de los casos, el individuo de T. scripta elegans abandonó su lugar de insolación. También se han observado casos en los que T. scripta elegans abandona su espacio de asoleamiento cuando llega M. leprosa y casos en los que T. scripta elegans no intenta acceder a espacios de asoleamiento ocupados por M. leprosa. Los conflictos observados han sido 23, de los cuales en 22 casos T. scripta elegans ha abandonado el lugar y sólo en uno lo ha abandonado M. leprosa. En todos estos conflictos observados las confrontaciones eran con un ejemplar de cada especie. T. scripta elegans es un competidor importante de los galápagos autóctonos ya que alcanza tallas superiores a las de éstos, una madurez sexual más temprana, períodos de puesta más prolongados, una mayor producción de huevos y una dieta más variada (Andreu et al., 2003). Sin embargo, las interacciones observadas en este estudio muestran la capacidad de M. leprosa para competir y seguir en su hábitat. M. leprosa está considerado fauna de interés de protección prioritaria (Lizana, 1997), mientras que a T. scripta elegans se le atribuyen diversos impactos sobre la fauna autóctona y el hábitat natural (Soler et al., 2005b; Torre et al., 2008; MartínezSilvestre & Soler, 2009). Observaciones como la pre-

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sente permiten conocer mejor el impacto que las tortugas exóticas invasoras pueden ejercer sobre las tortugas autóctonas amenazadas.

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todos los guardas por su aportación de datos de interés. También a los gestores de la Diputación de Barcelona (P. Mundó, J. Torrentó y D. Carrera) por depositar su interés y confianza en este estudio, y al Dr. F. García del Pino,

AGRADECIMIENTOS: Los autores quieren expresar su agra-

por su lectura crítica del documento original y oportunos

decimiento al personal del Parc del Foix, especialmente a

comentarios que mejoraron la calidad del mismo.

REFERENCIAS Andreu, A.C., Hidalgo-Vila, J., Pérez-Santiagosa, N., Tarragó, A., Díaz-Paniagua, C. & Marco, A. 2003. Invasores e invadidos: diferencias en tasas de crecimiento y estrategias reproductivas. Contribuciones al conocimiento de las especies exóticas invasoras. Grupo Especies Invasoras, G.E.I. Serie Tecnica, 1: 139-141. Lizana, M. 1997. Aplicación de las nuevas categorias de la UICN (Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza) a la herpetofauna ibérica. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 8: 46-51. Martínez-Silvestre, A. & Soler Massana, J. 2009. Depredación de galápago americano (Trachemys scripta) sobre puestas de carpa (Cyprinus carpio) en Cataluña. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 20: 105-107. Martínez-Silvestre, A., Soler Massana, J., Gorriz, A. & Mundó, P. 2003. Analisi de les tortugues invasives a l'area natural del Foix-Garraf. Jornades d'Estudiosos del Garraf, IV: 89-91. Martínez-Silvestre, A., Soler Massana, J., Gorriz, A., Munne, P. & De Roa, E. 2006. Trachemys scripta elegans and other invasive species of chelonians in Catalonia (North-eastern iberian peninsula). Chelonii, 4: 53-54. Martínez-Silvestre, A., Bertolero, A. & Soler, J. 2009. Programa de conservacio de les tortugues de rierol (Mauremys leprosa) i d'estany (Emys orbicularis) i de control de la tortuga de Fliorida (Trachemys scripta sp.) i d'altres quelnis al.loctons al

Parc del foix. Monografies del foix, II: 223. Martínez-Silvestre, A., Hidalgo-Vila, J., Pérez-Santiagosa, N. & Díaz-Paniagua, C. 2011. Galápago de Florida - Trachemys scripta (Schoepff, 1792). 1-39. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Madrid. Museo Nacional de Ciencias Naturales. <http://www.vertebradosibericos.org/reptiles/trascr.html> [Consulta: 20 mayo 2011] Patiño, J. & Marco, A. 2005. Potencial invasor de los galápagos exóticos en el País Vasco. Munibe, 56: 97-112. Polo-Cavia, N., López, P. & Martín, J. 2009. Interspecific differences in heat exchange rates may affect competition between introduced and native freshwater turtles. Biological Invasions, 11: 1755-1765. Soler Massana, J., Martínez-Silvestre, A., Portabella, C. & Agustí, V. 2005a. Estat i conservació de la tortuga de rierol (Mauremys leprosa) al pantà de Foix. Jornades d'Estudiosos del Foix, I: 73-79. Soler Massana, J., Martínez-Silvestre, A., Torres, P. & Amill, I. 2005b. Presencia de tortuga d'estany (Emys orbicularis) al pantà de Foix. Jornades d'Estudiosos del Foix, I: 81-83. Torre, I., Carrera, D., Paramo Sastre, F. & Dalmases, C. 2008. Pla estratègic de conservació de la fauna a la xarxa de Parcs Naturals de la Diputacio de Barcelona. Resultats pel Parc del Foix. Trobada d'estudiosos del Foix, II: 34.

Situación de Trachemys scripta elegans en Menorca Jonathan J. González Pasaje del Pino, 3. 08253 Sant Salvador de Guardiola. Barcelona. C.e.: jonaglez1987@hotmail.com

Fecha de aceptación: 10 de febrero de 2012. Key words: red-eared slider, Balearic Islands, distribution.

La tortuga de orejas rojas (Trachemys scripta elegans) es una tortuga procedente del este de los Estados Unidos, e importada a miles en la década de 1980-1990 desde las granjas de cría estadounidenses destinadas al mercado de mascotas (Martínez-Silvestre et al., 2011). Está con-

siderada como una de las 20 especies invasoras más peligrosas en España (GEIB, 2006). En el territorio español su presencia se ha descrito en 196 cuadrículas UTM 10 x 10 km, pertenecientes a 32 provincias y 17 comunidades autónomas, siendo especialmente común en

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Figura 1. Mapa de las localizaciones de T. scripta en la isla de Menorca.

Andalucía, Comunidad Valenciana, Catalunya y Comunidad de Madrid, donde se mantienen poblaciones reproductoras viables (MartínezSilvestre et al., 2011). En Baleares el primer registro de esta especie data del año 1993 en la isla de Mallorca (Rivera & Arrivas, 1993) y posteriormente se ha documentado su reproducción en Más & Perelló (2001) y Pinya et al. (2007). El impacto en los ecosistemas que ocupa es cada vez más patente, interfiriendo de manera directa en las poblaciones de galápago europeo (Emys orbicularis) al afectar a su tasa de supervivencia y competir por las zonas de asoleamiento y los recursos alimenticios (Cadí & Joly, 2003, 2004), así como al transmitir agentes patógenos y parásitos (Hidalgo-Vila, 2006). El galápago europeo es objeto de estudio sobre su riesgo de extinción y las medidas de conservación necesarias ya que, aunque es una especie introducida en tiempos históricos, está aclimatado en las Islas Baleares y tiene interés genético al tratarse de una población originalmente formada por individuos procedentes de las poblaciones de Córcega, Cerdeña y centro y sureste de Europa (Viada, 2006). En Menorca ha sido registrado en 56 cuadrículas UTM 1 x 1 km, siendo relativamente común en cualquier zona húmeda de la isla (Mateo et al., 2011). Durante los meses de abril y agosto en el período comprendido entre 2007 y 2011, se realizaron prospecciones en Menorca para

actualizar la distribución de T. scripta elegans en la isla. Se representan las localizaciones en un mapa de la isla en cuadrículas de 5 x 5 km (Figura 1). En total se han detectado ejemplares en desembocaduras de torrentes, canales y embalses de regadío artificiales, en un total de siete localidades. En todas ellas, a excepción del torrente del puerto de Mahón donde no se ha detectado la presencia del galápago europeo, comparte hábitat con éste, observándose a las dos especies viviendo exactamente en los mismos lugares, descritos a continuación. Se ha detectado la presencia de individuos aislados en el torrente d´ Es Puntarró, concretamente en la balsa de regadío artificial de Sa Muntanyeta (UTM: 31S603814 - 4422217), asoleándose en los márgenes de la balsa durante las cuatro prospecciones realizadas en la zona durante el mes de agosto de 2009. El galápago europeo es relativamente abundante en el torrente d´Es Puntarró y los embalses adyacentes donde se encuentra un mayor número de ejemplares. También se han observado varios ejemplares de T. scripta scripta y T. scripta elegans asoleándose encima de la vegetación acuática en el Foto Jonathan J. González

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Figura 2. Vista del torrente de Mahón donde se ha detectado la presencia de galápagos invasores.

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torrente del puerto de Mahón (Figura 2), a la altura de la carretera general (UTM: 31S07146 - 4417004), en tres prospecciones realizadas en agosto de 2010, abril de 2011 y agosto de 2011. En este tramo no se han observado galápagos europeos (Emys orbicularis). La presencia de T. scripta elegans en la desembocadura del torrente de Cala´n Porter (UTM: 31S5967723 - 441425) ha sido citada por Filella et al. (1999) y Bellavista (2011). En prospecciones realizadas durante los meses de agosto de 2007, 2008, 2010 y 2011, y en abril de 2009 y 2011, se ha detectado en el curso bajo del torrente de Cala´n Porter, especialmente en la zona palustre de la desembocadura del torrente, donde el número de individuos es alto. A pesar de no haberse detectado neonatos, es muy probable que se reproduzcan aquí, ya que existe un gran número de ejemplares adultos. Se han observado también individuos aislados en el curso bajo del torrente de Algendar, en la zona artificial del curso bajo del torrente a su paso por Cala Galdana (UTM: 31S 582331 - 4421658), durante el mes de julio de 2007 y en dos prospecciones realizadas durante el mes de agosto de 2011, localizándose los galápagos nadando y asoleándose en los márgenes del río. En prospecciones realizadas durante agosto de 2007 y 2011 en el humedal de Son Bou (UTM: 31S591615 - 4417288 y UTM: 31S590280 - 4418899) no se observaron tortugas alóctonas, aunque aparece citada con anterioridad (Coll & Pons, 2002; Bellavista, 2011). La gran afluencia de turistas en la zona más accesible de la playa, donde se reúne gran número de personas para alimentar a los patos domesticados, hace pensar que con casi total seguridad se han realizado liberaciones de tortugas en esta zona.

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Foto Jonathan J. González

Figura 3. Desembocadura del torrente de La Vall, zona donde encontramos la población más numerosa de T. scripta elegans en Menorca.

En la desembocadura del torrente de La Vall (UTM: 31T578965 - 4433474) (Figura 3) se detectó la población más numerosa de T. scripta elegans en Menorca, citada por primera vez en el año 1999 (Bellavista, 2011). En prospecciones realizadas en agosto de 2008, 2009, 2010 y 2011, y en abril de 2009 y 2011, se ha observado un gran número de ejemplares de T. scripta elegans en plena actividad, asoleándose y acudiendo varios ejemplares a la orilla en busca de comida. Durante una prospección realizada en agosto de 2009 fue posible avistar un ejemplar adulto de Trachemys emolli asoleándose entre unas cañas en el margen del río. También se ha observado la presencia de algún ejemplar de T. scripta scripta durante el mes de agosto de 2009 y 2011. A simple vista es fácil contar más de 20 individuos flotando en el agua en las horas de actividad. Seguramente esta población supere el centenar de ejemplares adultos, y el hecho de haber observado neonatos nadando entre la vegetación de los márgenes del río en agosto de 2009, agosto de 2010 y abril y agosto de 2011 hace pensar que las tortugas se reproducen anualmente aquí.

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Durante los cuatro años de prospecciones en La Vall se ha observado un considerable aumento anual de tortugas exóticas, lo que hace pensar que las liberaciones de tortugas son frecuentes. En esta zona la población de E. orbicularis ha sufrido una gran regresión en los últimos cinco años, observándose un descenso anual alarmante, hasta el punto de desaparecer por completo en el tramo final del torrente en el año 2011. El torrente de La Vall desemboca en la Cala d´Es Bot, recibiendo ésta gran afluencia de turistas en los meses de verano. El camino de acceso a dicha cala transcurre por la misma orilla del torrente, siendo las tortugas el foco de atención de los turistas, que en su mayoría se detienen para observarlas e incluso alimentarlas. También ha sido observada la especie invasora en la desembocadura del torrente d´ Es Mercadal, en Cala Tirant (UTM:

31T594134 - 4433114), zona donde E. orbicularis cuenta con una de las poblaciones más numerosas de la isla. Los ejemplares de T. scripta elegans fueron detectados durante las prospecciones de agosto de 2008 y 2010 y abril de 2009, asoleándose en los márgenes del torrente y flotando en las aguas. El Grupo Ornitológico Balear lleva a cabo una campaña de recogida de tortugas exóticas que empezó en el año 1998. A partir del año 2002 se realizó una campaña de extracción de tortugas en el medio, en la cual se pudieron retirar nueve ejemplares de T. scripta elegans y un ejemplar de Mauremys leprosa, todos ellos en el torrente de La Vall (Coll & Pons, 2002). Aun así, el número de tortugas exóticas crece anualmente, por lo que sería conveniente realizar nuevas campañas de extracción de tortugas del medio natural más especificas según las características de la zona.

REFERENCIAS Bellavista, X.G. 2011. La tortuga exterminadora. Ultima Hora Menorca. <http://ultimahora.es/menorca/noticia/noticias/local/la-tortuga-exterminadora.html> [Consulta: 25 julio 2011]. Cadi, A. & Joly, P. 2003. Competition for basking places between the endangered European turtle (Emys orbicularis galloitalica) and the introduced slider turtles (Trachemys scripta elegans). Canadian Journal of Zoology, 81: 1392-1398. Cadi, A. & Joly, P. 2004. Impact of the introduction of the redeared slider (Trachemys scripta elegans) on survival rates of European pond turtle (Emys orbicularis). Biodiversity and Conservation, 13: 2511-2518. Coll, E. & Pons, P. 2002. Trachemys a l´illa de Menorca. Grup Balear d´Ornitologia i Defensa de la Naturalesa. Comissió de Zoología. Filella, E., Rivera, X., Arribas, O. & Melero, J.A. 1999. Estatus i dispersió de Trachemys scripta elegans a Catalunya (Nord-est de la Península ibérica). Butletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 14: 30-36. GEIB. 2006. TOP 20: Las 20 especies exóticas invasoras más dañinas presentes en España. GEIB, Serie Técnica N.2. Hidalgo-Vila, J. 2006. Hematología y perfil bioquímico sanguíneo en las especies de galápagos Mauremys leprosa y Emys orbicularis. Aspectos sanitarios y evaluación de la

introducción de la especie exótica Trachemys scripta elegans sobre la fauna autóctona. Tesis Doctoral. Universidad de Sevilla. Sevilla. Martínez-Silvestre, A., Hidalgo-Vila, J., Pérez-Santigosa, N., Díaz-Paniagua, C. 2011. Galápago de Florida - Trachemys scripta. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 9 diciembre 2011]. Mas, R. & Perelló, B. 2001. Puesta de galápago de Florida en s' Albufera de Mallorca. Quercus, 187: 10. Mateo, J.A., Ayres, C. & López-Jurado, L.F. 2011. Los anfibios y reptiles naturalizados en España: Historia y Evolución de una problemática creciente. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 1- 41. Pinya, S., Parpal, L.L. & Sunyer, L.R. 2007. Sobre la presencia de tortugues d'aigua al'loctones d'introducció recent a l'illa de Mallorca. Bolletí de la Societat d´Història Natural de les Balears, 50: 209- 216. Rivera, J. & Arribas, O. 1993. Anfibios y reptiles introducidos de la fauna española. Quercus, 84: 12-16. Viada, C. 2006. Libro rojo de los vertebrados de las Baleares (3ªEd.). Conselleria de Medi Ambient. Govern de les Illes Balears

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Declive de una población de Bufo calamita por invasión de la planta Azolla filiculoides Pedro Galán Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. C.e.: pgalan@udc.es

Fecha de aceptación: 8 de mayo de 2012. Key words: amphibians, Bufo calamita, population decline, invasive species, Azolla filiculoides, Galicia.

El sapo corredor (Bufo calamita) se encuentra extendido por todo el territorio gallego, aunque de manera desigual, debido a sus requerimientos de hábitat (Galán & Fernández, 1993; Balado et al., 1995; Reques & Tejedo, 2004; Prieto-Espiñeira, 2011).

La especie no se considera amenazada en Galicia según el Catálogo Galego de Especies Ameazadas de 2007 (Xunta de Galicia, 2007), pero se han comprobado declives poblacionales importantes, debidos principalmente a la desaparición de las charcas reproductoras (Galán, 1999). Estos declives parecen haberse incrementado en los últimos años en determinadas zonas de Galicia (Galán et al., 2010). Azolla filiculoides es un helecho acuático de pequeño tamaño, con hojas lobuladas de 1-2 mm, de color rojizo, que flota sobre el agua y cuyas raíces no se fijan al sustrato. Es originario de América, donde habita desde el sur de los Estados Unidos hasta Argentina y hoy está introducido y naturalizado en diversas zonas de Europa, África y Asia. Coloniza aguas remansadas o sin corriente, como ríos, charcas, lagunas o estanques, tolerando cierto grado de contaminación en el agua. Forma asociaciones simbióticas con el alga cianofícea Anabaena azollae, fijadora de nitrógeno atmosférico. Por este motivo es una fuente de fertilización nitrogenada y favorece la eutrofización de la aguas. Cuando encuentra condiciones favorables (como en

los países templados) se comporta como especie invasora. Forma sobre el agua un tapiz muy denso y continuo que provoca cambios en el ecosistema. Sus efectos perjudiciales se deben, además de a la mencionada eutrofización, a la disminución de la luz que llega al interior del agua, la reducción del oxígeno disuelto (anoxia), el agotamiento del fósforo y la competencia directa ejercida sobre otras plantas acuáticas (Gratwicke & Marshall, 2001; Fagúndez-Díaz & Barrada-Beiras, 2007). En Galicia está descrita su presencia en

tres provincias (A Coruña, Lugo y Ourense; siendo el río Miño, desde Rábade hasta el pantano de Belesar, una de las zonas donde su presencia es mayor en esta comunidad (Fagúndez-Díaz & Barrada-Beiras, 2007). En la presente nota se documenta la expansión de esta planta en un pequeño medio acuático de la provincia de A Coruña y el paralelo declive de la población de B. calamita que se reproducía en él. Desde hace siete años venimos realizando el seguimiento de una comunidad de anfibios que se reproduce en un pequeño canal de agua, relativamente somero (110 cm de ancho medio y 5 - 25 cm de profundidad), sin corriente de agua, situado en una zona cercana a la ciudad de A Coruña, en Celas, ayuntamiento de Culleredo (UTM 1 x 1 km: 29T NH4888 ; 80 msnm), en un entorno de campiña, con caseríos, praderas, cultivos y Romero et al., 2004),

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bosques mixtos. Esta comunidad se compone de un urodelo (Lissotriton boscai) y tres anuros (Discoglossus galganoi, B. calamita y Pelophylax perezi) que se reproducen en tramos de diferente profundidad de este canal. La presencia de B. calamita (adultos reproductores, puestas y larvas) se limita a la parte final del canal (11 m de longitud), que es la más somera (menos de 15 cm de profundidad), y en ella hemos realizado el seguimiento de esta especie y de la expansión de la planta invasora. Hasta el año 2008, la vegetación acuática de esta zona del canal estaba formada por lenteja de agua (Lemna minor) y berro acuático (Nasturtium officinale) como especies dominantes, que no llegaban a cubrir en su conjunto más del 30% de la superficie. Sin embargo, ese año detectamos por primera vez la presencia del helecho acuático introducido, A. filiculoides. En los años siguientes la extensión ocupada por esta planta aumentó de manera muy marcada, hasta ocupar más del

Tabla 1. Superficie del tramo inferior del canal de agua de Celas (A Coruña) cubierto por A. filiculoides [% Superficie] y número de puestas de huevos de B. calamita [Nº Puestas] durante los seis últimos años. Año

% Superficie

Nº Puestas

2006 2007 2008 2009 2010 2011

0 0 10 40 75 95

18 21 15 12 4 0

90% de la superficie en ese tramo del canal el año 2011 (Figura 1). La evolución de la población de B. calamita se estimó contabilizando el número de puestas (cordones de huevos) que aparecían en el canal durante la época reproductora en la zona (de febrero a abril; Galán & Fernández, 1993). Por otro lado, la expansión del helecho acuático se cuantificó registrando el porcentaje de la superficie de agua del tramo final del canal (11 x 1,1 metros) que ocupaba en la misma época en que se encontraron las puestas.

Foto Pedro Galán

Figura 1. Tramo final del canal de Celas (A Coruña) donde se reproducía una población de B. calamita. La foto fue obtenida en 2009, cuando la planta invasora A. filiculoides cubría un 40% de la superficie de esa zona del canal (masa rojiza sobre el agua visible en la mitad final de éste).

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Observamos puestas de B. calamita en el tramo final del canal (11 m finales) desde los primeros años de los muestreos (Tabla 1). En 2008 detectamos la presencia de A. filiculoides, que incrementó su abundancia en los años siguientes (Figura 1). Este sapo todavía se reprodujo en el canal cuando el helecho sólo ocupaba una parte de la superficie de ese tramo (Figura 2). Sin embargo, coincidiendo con la expansión de la planta invasora, el número de puestas de B. calamita disminuyó de manera marcada, hasta desaparecer en el último año de los muestreos, en 2011, cuando el helecho ocupó la práctica totalidad de la superficie del agua (Tabla 1). La disminución observada en el número de puestas de B. calamita en los últimos años parece consecuencia directa de la expansión de la planta invasora en la charca de cría, ya que las puestas sólo aparecieron en la zona no cubierta por el helecho. Cuando éste ocupó la mayor parte del medio acuático (último año), no se encontraron puestas. Según estudios realizados en charcas con y sin A. filiculoides, la ausencia o escasez de larvas de anfibios (así como de otra fauna acuática) en las zonas cubiertas por este helecho es una probable consecuencia de la concentración reducida de oxígeno disuelto en las zonas colonizadas por la especie invasora (Gratwicke & Marshall, 2001). Es de suponer que el efecto de esta planta sobre B. calamita sea aún mayor que sobre otros anfibios, dada la escasa profundidad del agua que esta especie selecciona como zonas de reproducción. Estas zonas someras son colmatadas con mayor intensidad (ocupando todo el espacio físico disponible) y, posiblemente, rapidez por el helecho que las zonas de aguas más profundas. En otros puntos menos someros de este mismo canal, todavía colonizados sólo parcialmente por A. filiculoides, aún se detecta en la actualidad (2011) la reproducción de otras especies de anfibios (L. boscai,

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Foto Pedro Galán

Figura 2. Puesta de huevos de B. calamita del canal de Celas (A Coruña) en la que se aprecia también la presencia de la planta invasora A. filiculoides.

D. galganoi, P. perezi), aunque han experimentado importantes declives poblacionales. Es posible que también lleguen a desaparecer si el helecho logra colonizar en el futuro la totalidad de la superficie del canal. Esta planta alóctona, así como otra afín, Azolla caroliniana, son ya un problema en España, pues han invadido diversos medios acuáticos como, por ejemplo, los ríos Eresma y Voltoya en Segovia (Sanz-Elorza, 2010). A. filiculoides es muy difícil de erradicar y representa un gran problema ambiental, debido a la rapidez de su crecimiento, ya que puede duplicar su biomasa en sólo tres días (FagúndezDíaz & Barrada-Beiras, 2007), así como por su fertilidad, al ser capaz de multiplicarse vegetativamente mediante fragmentación, al tiempo que se reproduce mediante esporas. La eliminación manual no suele ser efectiva, debido a la enorme dificultad de extraer todas las plantas del agua, además de que se rompe con facilidad y los fragmentos rebrotan con rapidez (Fagúndez-

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Díaz & Barrada-Beiras, 2007).

El uso de herbicidas produce graves efectos en las biocenosis locales, por lo que es desaconsejado (Sanz-Elorza, 2010). Se ha propuesto un control biológico de esta planta invasora mediante el coleóptero curculiónido norteamericano Stenopelmus rufinasus, que se alimenta exclusivamente de plantas del género Azolla (Hill, 1998). Este insecto ya ha sido empleado con éxito en Sudáfrica, aunque se aconseja su uso para las infecciones más graves y extensas (McConnachie et al., 2003). En el caso de invasiones puntuales, como ésta que nos ocupa, la estrategia más adecuada es la de su retirada por medios mecánicos a lo largo de

varias temporadas consecutivas. En el río Miño, en Galicia, se están realizando este tipo de actuaciones en los puntos invadidos (Fagúndez-Díaz & Barrada-Beiras, 2007). Será importante en el futuro tratar de controlar la expansión de esta planta invasora, no sólo en los grandes medios acuáticos, sino también en los de pequeña entidad, como el que aquí se describe, ya que son fundamentales para la supervivencia de las poblaciones de anfibios. AGRADECIMIENTOS: La Xunta de Galicia proporcionó los permisos para los muestreos. La Dra. E. Sahuquillo identificó la especie de Azolla encontrada.

REFERENCIAS Balado, R., Bas, S. & Galán, P. 1995. Anfibios e réptiles. 65170. In: Consello da Cultura Galega y Sociedade Galega de Historia Natural (eds.), Atlas de Vertebrados de Galicia. Aproximación a distribución dos Vertebrados terrestres de Galicia durante o quinquenio 1980-85. Tomo 1: Peixes, Anfibios, Réptiles e Mamíferos. Agencia Gráfica, S. A. Santiago de Compostela. Fagúndez-Díaz, J. & Barrada-Beiras, M. 2007. Plantas invasoras de Galicia. Bioloxía, distribución e métodos de control. Xunta de Galicia. Dirección Xeral de Conservación da Natureza. Santiago de Compostela. Galán, P. 1999. Conservación de la herpetofauna gallega. Situación actual de los anfibios y reptiles de Galicia. Universidade da Coruña. Servicio de Publicacións. Monografía Nº 72. A Coruña. Galán, P. & Fernández, G. 1993. Anfibios e réptiles de Galicia. Edicións Xerais. Vigo. Galán, P., Fernández, S. & Tubío, G. 2010. Aproximación a la situación del sapo corredor (Bufo calamita) en Galicia. II Jornadas Internacionales de Conservación de Anfibios. Bufo calamita. San Sebastián, 17-18 de diciembre 2010. Gratwicke, B. & Marshall, B.E. 2001. The impact of Azolla filiculoides Lam. on animal biodiversity in streams in Zimbabwe. African Journal of Ecology, 39: 216-218. Hill, M.P. 1998. Life history and laboratory host range of

Stenopelmus rufinasus, a natural enemy for Azolla filiculoides in South Africa. BioControl, 43: 215-224. McConnachie, A.J., De Wit, M.P., Hill, M.P. & Byrne, M.J. 2003. Economic evaluation of the successful biological control of Azolla filiculoides in South Africa. Biological Control, 28: 25-32. Prieto-Espiñeira, X. 2011. Sapo corriqueiro Bufo calamita (Laurenti, 1768). 38-39. In: Sociedade Galega de Historia Natural (ed.) y Asensi Cabirta, M. (coord.), Atlas de Anfibios e Réptiles de Galicia. Sociedade Galega de Historia Natural. Santiago de Compostela. Reques, R. & Tejedo, M. 2004. Bufo calamita (Laurenti, 1768). Sapo corredor. 107-109. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y libro rojo de los anfibios y reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza - Asociación Herpetológica Española (3ª impresión). Madrid. Romero, M.I., Ramil, P., Amigo, J., Rodríguez, M.A. & Rubinos, M. 2004. Notas sobre la flora de humedales del noroeste ibérico. Botanica Complutensis, 28: 61-66. Sanz-Elorza, M. 2010. Un helecho acuático americano invade dos ríos de Segovia. Quercus, 290: 44-45. Xunta de Galicia. 2007. Decreto 88/2007 do 19 de abril, polo que se regula o Catálogo galego de especies ameazadas. Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible. Diario Oficial de Galicia, 89: 7409-7423.

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