BAHE nº 24 · volumen 2 [2013]

SUMARIO nº 24(2) - 2013

Historia Natural Depredación de Lacerta bilineata por Coronella girondica. Alberto Gosá & Maider IglesiasCarrasco ...........................................................

Patrón de coloración atípico en Hemorrhois hippocreppis. Juan Miguel Cano, Albert MartínezSilvestre & Joaquim Soler ................................

Una observación de actividad nocturna en Psammodromus algirus. Miguel A. Carretero & Catarina Rato ...................................................

Depredación de Amietophrynus mauritanicus por Limnatis nilotica en Marruecos. Juan A.M. Barnestein ........................................................

Habitat use by the pumpkin toadlet, Brachycephalus ephippium (Anura, Brachycephalidae), in the Atlantic Rain Forest of Brazil. Mauro Sérgio Cruz Souza Lima, Jonas Pederassi & Carlos Alberto dos Santos Souza ................................

Depredación de Malpolon mospessulanus sobre Tarentola chazaliae. Juan José Ramos & Pedro González del Campo ........................................

Comportamiento defensivo inusual observado en la falsa cobra (Rhageris moilensis) en el suroeste de Marruecos. Raúl León, Gabriel Martínez & Baudilio Rebollo .............................

Captura accidental de Malpolon monspessulanus en una red japonesa y primera cita de Sylvia atricapilla en la dieta de la especie.

Alfonso Villarán, Juan Domínguez & Cristóbal Medina ..........................................................

Comparación de las medidas del plastrón y el espaldar realizadas mediante dos métodos diferentes en ejemplares de Mauremys leprosa. Alfonso Villarán & Juan Domínguez ...........

Depredación de Cerastes cerastes sobre Luscinia megarhynchos en el Antiatlas marroquí. Juan A.M. Barnestein, José A. FernándezCarrasco, Juan P. González de la Vega & Víctor Gabari-Boa ..........................................

Distribución Simpatría y sintopía de cinco especies de lacértidos en una zona de los Montes Aquilianos (León). Pedro Galán, José Eduardo Nieto

Foto portada: Amplexus de dos machos y una hembra de Calotriton asper, Sierra del Cadí, Barcelona. Isabel Verdaguer y Albert Martínez-Silvestre.

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Santín, Rafael Vázquez Graña & José Fernández Pérez ..........................................

Nueva cita de Pelodytes ibericus en la Serranía de Ronda (Parque Natural Sierra de Grazalema, Málaga). David Romero, Jesús Duarte, Lucía Narváez, Miguel Ángel Farfán & Raimundo Real ..........................................

Redescubrimiento de Daboia mauritanica en la región de Figuig (Marruecos). Gabriel Martínez & Raúl León ......................................................

Rana iberica, nueva especie de anfibio para la Zona Periférica de Protección del Parque Nacional de Monfragüe (Cáceres, España) y análisis de su batracofauna. Daniel Fernández-Ortín ...............

Conservación Interacción de la pesca de arrastre con la captura incidental de tortugas marinas en el caladero del golfo de Cádiz. José Carlos Báez & Luis Silva ..............

Comportamiento trepador de Bufo calamita. Jesús M. Evangelio-Pinach .....................................................

Efecto de la Luna en las capturas incidentales de tortuga boba en palangre de superficie dirigido al atún blanco en el Mediterráneo occidental.

Juan Mula, David Macías, Salvador GarcíaBarcelona & José Carlos Báez ........................

Encontrados un ejemplar de Daboia mauritanica y su puesta de huevos en un pozo en el suroeste de Marruecos. Raúl León & Gabriel Martínez ............

Timon lepidus usa las conejeras como refugio.

Iván Salgado & Miguel Ángel Hernández ........

Nueva población introducida de Testudo hermanni en la provincia de Barcelona. Joaquim Soler, Albert Martínez-Silvestre & Cristina Bocos .......................

Datos sobre la capacidad de Trachemys scripta scripta para reproducirse en la naturaleza en España.

Carmen Díaz-Paniagua, Pilar Fernández-Díaz & Manuel Hernández ..................................................

Un caso de depredación de Procambarus clarkii sobre Pelophylax perezi no larvaria. Juan Ramón Fernández-Cardenete, Julio Hernández-Gómez & Javier Benavides ..............................................

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Revisores y Normas ........................Interior contraportada

Foto contraportada: Haemodracon riebeckii. Killisan, Socotra, Yemen. Raquel Vasconcelos.

DE LA ASOCIACIÓN HERPETOLÓGICA ESPAÑOLA

Boletín nº 24(2). Año 2013.

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 Gómez Vicepresidente Jaime Bosch Pérez Secretario General Miguel Ángel Carretero Fernández Vicesecretario General José Antonio Mateo Miras Gerente Enrique Ayllón López Vocales César Ayres Fernández (Conservación) Francisco Javier Diego Rasilla (Página web y promoción)

Gustavo A. Llorente Cabrera (Atlas) Adolfo Marco Llorente (Tortugas marinas) Albert Montori Faura (Atlas) Xavier Santos Santiró (Tesorero) Daniel Villero Pi (Atlas) Revista Española de Herpetología (Editores) Manuel Eloy Ortiz Santaliestra Ana Perera Leg Boletín de la AHE (Editores) Andrés Egea Serrano Alex Richter Boix Xavier Santos Santiró Depósito Legal: M-43.408-1990 ISSN: 1130-6939

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Historia Natural Depredación de Lacerta bilineata por Coronella girondica Alberto Gosá & Maider Iglesias-Carrasco Departamento de Herpetología, Sociedad de Ciencias Aranzadi. Cl. Zorroagagaina, 11. 20014 San Sebastián. C.e.: agosa@aranzadi-zientziak.org

Fecha de aceptación: 29 de mayo de 2013.

Key words: diet, predation, western green lizard, southern smooth snake, Basque Country.

El lagarto verde (Lacerta bilineata) es presa de un nutrido grupo de taxones, desde aves y reptiles hasta mamíferos. La mayor parte de los datos publicados al respecto provienen de Francia e Italia, con observaciones que discriminan la captura de lagartos juveniles y adultos. En Francia las referencias sobre depredación de juveniles están relacionadas con serpientes, como Vipera aspis, Coronella sp., Hierophis viridiflavus o Zamenis longissimus, e incluso se han citado como depredadores a las musarañas y a las aves de corral (Rollinat, 1934).

En Italia se cita a Coronella austriaca (Rugiero et al., 1995). Falco tinnunculus es uno de los depredadores principales de lagartos adultos en esos dos países (Rollinat, 1934; Costantini et al., 2005), y en Italia parece que depreda selectivamente sobre los lagartos macho (Costantini et al., 2007).

Además, los adultos son presa en Francia de V. aspis, Mustela nivalis y gatos domésticos (Rollinat, 1934). Martín & López (1990) recopilan las especies de aves que depredan sobre L. bilineata en el suroeste de Europa, y la lista resultante es larga: Ardea cinerea y numerosas rapaces, desde Hieraaetus fasciatus, Aquila chrysaetos, Circaetus gallicus, Falco peregrinus y Neophron percnopterus, hasta las nocturnas Tyto alba, Bubo bubo y Strix aluco. En la Península Ibérica la depredación sobre L. bilineata ha pasado prácticamente desapercibida, y sólo Elósegui (1974) aporta la observación de restos ocasionales de la especie en nidos de Pernis apivorus en Navarra. Además, se ha observado la captura de adultos por M. nivalis en

Foto J. Abrisketa

Figura 1. Adulto de C. girondica depredando sobre una hembra adulta de L. bilineata el 24 de septiembre de 2012, en Amurrio (Álava).

Guipúzcoa (A. Gosá, datos no publicados). La depredación de lagartos adultos de gran tamaño por Coronella girondica ha sido registrada en Aveyron (Francia) por Jooris (1995). En la presente nota se da noticia de un segundo caso, semejante al anterior, que es el primero conocido para la Península Ibérica.

El 24 de septiembre de 2012, J. Abrisketa encontró y fotografió un ejemplar adulto de C. girondica que había capturado por la cabeza una hembra adulta de gran tamaño de L. bilineata, en un camino rural del barrio de Aldaiturriaga, en Amurrio (noroeste de Álava; UTM [ETRS89]: 30TVN 0499498 E, 4765555 N; 237 msnm). La mitad, aproximadamente, del cuerpo del lagarto estaba en el interior de la culebra (Figura 1), que se desprendió de la presa ante la presencia del obser-

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vador. El lagarto ya estaba muerto y mostraba en su hocico el inicio del proceso digestivo. El microhábitat donde se realizó la observación era un talud herbáceo con zarzamora (Rubus sp.) junto a un camino en ambiente de campiña (prados y edificaciones rurales, con muros de piedra). La observación fue registrada a las 6:40 hora solar, lo que sugiere una actividad nocturna que comprende el periodo sin luz completo del nictémero, incluso en un momento del ciclo fenológico de la especie próximo a su entrada en hibernación. Ésta se produce en zonas de condiciones climáticas asimilables a las del País Vasco, como Galicia, en noviembre (Galán, 1988), si bien mantiene cierta actividad invernal en este territorio. La captura de una presa tan grande habría sido realizada durante la noche o el alba, como frecuentemente se ha citado en la bibliografía (Santos & Pleguezuelos, 2009).

L. bilineata se distribuye ampliamente por toda la provincia de Álava, coincidiendo con C. girondica en el extremo noroeste de Álava en pocas localidades, pertenecientes a sólo cuatro cuadrículas UTM de 10 x 10 km (Barbadillo, 2002; Santos & Pleguezuelos, 2002; SIARE, 2013). En esa zona es la única culebra lisa existente, apareciendo con cierta frecuencia (M. Iglesias-Carrasco, comunicación personal). Su congénere C. austriaca no se ha registrado en la región (Galán, 2002). Las oportunidades de encuentro de C. girondica y L. bilineata podrían ser altas, al coincidir en los mismos ambientes, confirmándose la capacidad de C. girondica para capturar presas de gran tamaño relativo.

AGRADECIMIENTOS: J. Abrisketa realizó y puso amablemente a nuestra disposición tanto la observación como la foto que acompaña la presente nota.

REFERENCIAS Barbadillo, L.J. 2002. Lacerta bilineata Daudin, 1802. 220-222.

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.

Costantini, D., Casagrande, S., Di Lieto, G., Fanfani, A. & Dell’Olmo, G. 2005. Consistence differences in feeding habits between neighbouring breeding kestrels.

Behaviour, 142: 1409-1421.

Costantini, D., Bruner, E., Fanfani, A. & Dell’Olmo, G. 2007. Male-biased predation of western green lizards by Eurasian kestrels. Naturwissenschaften, 94: 1015-1020.

Elósegui, J. 1974. Informe preliminar sobre alimentación de aves rapaces en Navarra y provincias limítrofes. Ardeola, 19: 249-256.

Galán, P. 1988. Segregación ecológica en una comunidad de ofidios. Doñana, Acta Vertebrata, 15: 59-78.

Galán, P. 2002. Coronella austriaca Laurenti, 1768. 272-274. 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.

Jooris, R. 1995. Coronella girondica (Southern Smooth Snake).

Prey size. Herpetological Review, 26: 100-101.

Martín, J. & López, P. 1990. Amphibians and reptiles as prey of birds in Southwestern Europe. Smithsonian Herpetological Information Service, 82: 1-43.

Rollinat, R. 1934. La vie des reptiles de la France Centrale.

Reedición de 1980 de la Société Herpétologique de France. Paris.

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. & Pleguezuelos, J.M. 2002. Coronella girondica (Daudin, 1803). 275-277. 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.

Santos, X. & Pleguezuelos, J.M. 2009. Culebra lisa meridional – Coronella girondica (Daudin, 1803). In: Salvador, A., Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 26 febrero 2013].

SIARE. 2013. Consulta L. bilineata y C. girondica. <http://siare.herpetologica.es/bdh/distribucion> [Consulta: 10 marzo 2013].

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Patrón de coloración atípico en Hemorrhois hippocreppis Juan Miguel Cano, Albert Martínez-Silvestre & Joaquim Soler CRARC. 08783 Masquefa, Barcelona. C.e.: crarc@amasquefa.com

Fecha de aceptación: 28 de julio de 2013.

Key words: Hemorrhois hippocrepis, coloration, dorsal pattern.

Presentamos un patrón atípico en el diseño de un ejemplar joven de culebra de herradura (Hemorrhois hippocrepis). El ejemplar fue capturado el 3 de noviembre de 2012 por un visitante del Parque Natural de Collserola, provincia de Barcelona (UTM 31 T X: 425887; Y: 4590351; 379 msnm), y entregado a los agentes rurales de la provincia, que lo ingresaron en el Centro de Recuperación de Fauna Salvaje de Torreferrussa (Santa Perpetua de la Mogoda, Barcelona). Al observar la anomalía del diseño, fue posteriormente trasladado al Centre de Recuperació d´Amfibis i Réptils de Catalunya, donde se le hizo un estudio fotográfico previamente a su liberación en la misma zona del hallazgo, al tratarse de un espacio natural protegido.

En esta especie, el patrón dorsal característico se describe como una hendidura oscura en forma de V en la parte posterior de la cabeza, desde la que continúa una serie de manchas ovaladas de tonos marrones o grisáceos rodeadas por un tono más oscuro sobre un fondo claro (Feriche, 2009; Rivera et al., 2011). El ejemplar que se describe no presentaba este patrón en los primeros 6 cm de su dorso (Figura 1). Su diseño sustituía las manchas u ocelos por una línea continúa marrón, cercada por un borde más oscuro a partir de la mencionada marca cefálica en V, para volver posteriormente a diferenciarse en las habituales manchas ovaladas, resultando en una anomalía en el patrón dorsal habitual para la espe-

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Figura 1. Patrón atípico en el diseño dorsal de un ejemplar joven de H. hippocrepis de la provincia de Barcelona.

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cie. Del mismo modo, se observó una tendencia a la unión de estas manchas en varias partes a lo largo del cuerpo del ofidio. Las variaciones de patrón o coloración en el diseño de reptiles Squamata en general y de ofidios en particular están ampliamente descritas en la bibliografía (Rivera et al., 2011), y aunque hasta ahora no se había descrito este patrón inusual en H. hippocrepis, sí hay otras variaciones de color en la especie, como ejemplares melánicos (Rivera et al., 2004) o albinos (Sánchez et al., 1988). Algunas variaciones del patrón en esta especie se han atribuido a variaciones relacionadas con el efecto del clima en ciertos caracteres folidóticos (Feriche, 2009). Esta variación

en el patrón y no en la proporción del color es más propia de la cría en cautividad en ofidios sometidos a comercio, como los pertenecientes a los géneros Lampropeltis o Elaphe (Lesparre, 2011), siendo nuestra aportación novedosa en una especie autóctona encontrada en libertad. Variaciones de color similares de la misma especie han podido describirse en ejemplares de Marruecos (León-Vigara, 2012).

AGRADECIMIENTOS: A J. Mayné y el personal del Centro de Recuperación de Fauna Salvaje de Torreferrussa por la cesión del ejemplar objeto de la presente nota y la facilitación de los datos correspondientes a la fecha y lugar de hallazgo.

REFERENCIAS Feriche, M. 2009. Culebra de herradura – Hemorrhois hippocrepis. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 25 junio 2013].

León-Vigara, R. 2012. Culebra de herradura Hemorrhois hippocrepis Linnaeus, 1758. In: Sánchez-Tojar et al. (eds.), Anfibios y reptiles de Marruecos y Sahara Occidental. <http://www.moroccoherps.com/ficha/Hemorrhois_hippocrepis/> [Consulta: 2 junio 2013].

Lesparre, D. 2001. Un caso de albinismo en culebra de escalera (Elaphe scalaris). Boletin de la Asociacion Herpetológica Espanola, 12: 17-18.

Rivera, X., Arribas, O. & Martí, F. 2004. Anomalías pigmentarias en las especies de reptiles presentes en la península ibérica, islas baleares i canarias. Butlletí de la Societat Catalana d'Herpetologia, 15: 76-88.

Rivera, X., Escoriza, D., Maluquer-Margalef, J., Arribas, O. & Carranza, S. 2011. Amfibis i rèptils de Catalunya, País Valencià i Balears. Lynx Edicions - Societat Catalana d'Herpetologia. Barcelona.

Sánchez, S., Peiró, S. & Gómez-Caruana, F. 1988. Anfibios, Peces y Reptiles. 329-376. In: Sanchis Moll, E. (ed.), Guía de la naturaleza de la Comunidad Valenciana. Ed. Alfons el Magnànim - Diputació Provincial de Valencia. Generalitat Valenciana. Valencia.

Una observación de actividad nocturna en Psammodromus algirus Miguel A. Carretero & Catarina Rato CIBIO, Centro de Investigação em Biodiversidade e Recursos Genético. Universidade do Porto. Campus Agrário de Vairão. 4485-661 Vairão. Portugal. C.e.: carretero@cibio.up.pt

Fecha de aceptación: 13 de Julio de 2013.

Key words: Psammodromus algirus, nocturnal activity, Iberian Peninsula.

Los patrones de actividad en lagartos son fruto de la interacción entre sus ritmos internos y las variaciones cíclicas de las condiciones ambientales de las áreas donde habitan (Underwood, 1992). En cuanto a la actividad diaria,

aunque algunos saurios (i.e. Gekkota) pueden ser nocturnos, la mayoría, incluyendo los de nuestras latitudes, son principalmente diurnos, si bien algunas especies son capaces de extender su actividad crepuscular en respuesta a iluminación

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artificial o a condiciones térmicas excepcionales (Perry & Fisher, 2006; Perry et al., 2008). Los lacértidos se consideran saurios estrictamente diurnos que emplean la heliotermia como principal estrategia termorreguladora (Arnold & Ovenden, 2002) y cuyo su patrón de actividad se ajusta en función de factores externos (temperatura, fotoperiodo, humedad) e internos (especie, estado reproductor, ontogenia) (Foà et al., 1992, 1994). Sin embargo, no dejan de existir algunas observaciones aisladas de actividad crepuscular o nocturna, por ejemplo en Timon lepidus (Valverde, 1967; Franco et al., 1980; Hódar et al,. 1996), Gallotia sp. (Böhme et al., 1985; Molina-Borja, comunicación personal) y Podarcis muralis (Carretero et al., 2012). El motivo de la presente nota es dar a conocer otro caso de actividad nocturna en lacértidos.

En el curso de un muestreo de Tarentola mauritanica realizado en varias localidades del interior de Portugal, se realizaron búsquedas de salamanquesas en un área rural próxima a la población de Aranhas (Conselho de Penamacor, Distrito de Castelo Branco), en el este de Portugal (40.120291°N / -7.133294°W; 476 msnm). El hábitat correspondía a una zona de agricultura tradicional de cereales de secano en mosaico con afloramientos graníticos, matorral mediterráneo y manchas de alcornoque (Quercus suber) y rebollo (Quercus pyrenaica). Las búsquedas se realizaron el 4 de julio de 2013 entre las 19:00 h y las 00:30 h, hora local, por parte de dos observadores que, en ausencia de fuentes de luz artificial cercanas, usaban linternas frontales. Tras haber observado varios ejemplares de T. mauritanica, a las 23:15 h, recorriendo una pista rural bordeada por un muro bajo ( < 50 cm) de cemento, se detectó un crujido proveniente de un pequeño macizo de gramíneas secas (Avena sativa) al borde del camino. Al enfocar con las luces frontales, se observó a una distancia de menos de 1 m un ejemplar adulto de lagartija colilarga, Psammodromus algirus, situado

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verticalmente a una altura de unos 20 cm en el muro del lado del camino. El ejemplar permaneció en esta posición unos 10 s y luego huyó al otro lado del muro sin que pudiera ser localizado de nuevo. Aunque en aquel momento no se disponía de un termómetro, los datos disponibles a las 23:00 h en bases de datos digitales (http://weatherspark.com/) indicaron una temperatura del aire de 26ºC. En dicha localidad y fecha la puesta de sol astronómica tuvo lugar a las 21:05 h y la luna se hallaba en cuanto menguante, casi luna nueva (www.timeanddate.com). Puede añadirse que el día de la observación correspondió a la fase central de un período estable de más de dos semanas caracterizado por temperaturas excepcionalmente elevadas, tanto diurnas como nocturnas (http://weatherspark.com/).

En primer lugar, es de destacar que la observación se registró en completa ausencia de iluminación artificial y que la primera evidencia de la presencia de la lagartija fue sonora, no visual, lo que sugiere que se encontraba activa con anterioridad a ser enfocada por las luces frontales. Por otro lado, si bien se trata de una especie de carácter mediterráneo, también es bien conocida por hallarse activa en condiciones subóptimas (Carretero & Llorente, 1995). No obstante, muestreos sistemáticos de actividad realizados a lo largo de todo el año y en todas las horas diurnas en arenales costeros de Catalunya llegaron a detectar ejemplares activos con temperaturas del aire de 11,8ºC en adultos y 10,8ºC en inmaduros (Carretero, 1993), es decir, más de 14ºC y 16ºC por debajo de la del presente registro de actividad, respectivamente. Por tanto, pese a que la observación se realizó en una localidad continental situada a 150 km de la costa y en plena oscuridad, puede descartase que se diese en condiciones térmicas subóptimas.

Aunque es obvio que, considerada aisladamente, se trata de una observación anecdótica, conven-

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dría que poblaciones densas de lacértidos en ambientes cálidos fuesen objeto de muestreos sistemáticos de actividad crepuscular y/o nocturna (Carretero et al., 2012) para determinar hasta qué punto este tipo de comportamientos es más frecuente de lo que se conoce, en qué circunstancias ambientales se produce y si existe alguna tendencia a incrementarse con el tiempo en las mismas áreas.

AGRADECIMIENTOS: La observación se realizó en el curso de un muestreo del proyecto PTDC/BIABEC/101256/2008 de la Fundação para a Ciência e a Tecnologia (FCT, Portugal). Los autores agradecen también al Instituto de Conservação da Natureza e das Florestas (ICNF, Portugal) el correspondiente permiso de prospección de campo y a P. Sarmento (ICNF) por su hospitalidad.

REFERENCIAS Arnold, E.N. & Ovenden, D. 2002. A Field Guide to the Reptiles and Amphibians of Britain and Europe. Harper Collins. London.

Böhme, W., Hutterer, R., & Bings, W. 1985. Die Stimme der Lacertidae, speziell der Kanareneidechsen (Reptilia: Sauria). Bonner zoolische Beitrage, 36: 337-354.

Carretero, M.A. 1993. Ecología de los lacértidos en arenales costeros del noreste ibérico. Tesis doctoral. Universitat de Barcelona. Barcelona.

Carretero, M.A. & Llorente, G.A. 1995. Thermal and temporal patterns of two Mediterranean Lacertidae. 213-223.

In: Llorente, G.A.; Montori, A.; Santos, X. & Carretero, M.A. (eds.), Scientia Herpetologica. Asociación Herpetológica Española. Barcelona.

Carretero, M.A., Sillero, N., Lazić, M.M. & CrnobrnjaIsailović, J. 2012. Nocturnal activity in a Serbian population of Podarcis muralis. Herpetozoa, 25: 87-89.

Foà, A., Tosini, G. & Avery, R.A. 1992, Seasonal and diel cycles of activity in the ruin lizard Podarcis sicula.

Herpetological Journal, 2: 86-89.

Foà, A., Monteforti, G., Minutini, L., Innocenti, A., Quaglieri, C. & Flamini, M. 1994. Seasonal changes of locomotor activity patterns in ruin lizards Podarcis sicula.

Behavioral Ecology and Sociobiology, 34: 267-274.

Franco, A., Mellado, J. & Amores, F. 1980. Observaciones sobre la actividad nocturna de Reptiles en la España Mediterránea Occidental. Doñana, Acta Vertebrata, 7: 261–262.

Hódar, J.A., Campos, F. & Rosales, B.A. 1996. Trophic ecology of the Ocellated Lizard Lacerta lepida in an arid zone of southern Spain: relationships with availability and daily activity of prey. Journal of Arid Environments, 33: 95-107.

Perry, G. & Fisher, R.N. 2006. Night lights and reptiles: observed and potential effects. 169-191. In: Rich, C. & Longcore, T. (eds.), Ecological consequences of artificial night lightning. Island Press. Washington, DC. Perry, G., Buchanan, B.W., Fisher, R.N., Salmon, M. & Wise, S.E. 2008. Effects of Artificial Night Lighting on Amphibians and Reptiles in Urban Environments. 239–256. In: Mitchell, J.C., Jung-Brown, R.E. & Bartholomew, B. (eds.), Herpetological Conservation vol. 3, Society for the Study of Amphibians and Reptiles. Salt Lake City.

Underwood, H. 1992. Endogenous Rhythms. 229-297. In: Gans, C. & Crews, D. (eds.) Hormones, Brain, and Behavior. Biology of the Reptilia Vol. 18, Physiology. E. University of Chicago Press. Chicago.

Valverde, J.A. 1967. Estructura de una comunidad de vertebrados terrestres. Monografías de Ciencia Moderna. C.S.I.C. Madrid.

Depredación de Amietophrynus mauritanicus por Limnatis nilotica en Marruecos Juan A. M. Barnestein Cl. Teatro, 12. 29680 Estepona. Málaga. C.e.: barnygeckonia@hotmail.com

Fecha de aceptación: 13 de octubre de 2013.

Key words: parasitism; amphibians; leeches; Morocco.

A nivel europeo, la depredación por parte de hirudínidos sobre anfibios está extensamente documentada tanto en el caso de individuos adultos como en el de larvas y puestas (Fontaneto

et al., 1999; Álvarez, 2010; Ayres & Comesañas, 2010; Galán, 2011; Rivera & Filella, 2011)

mientras que en lo referente al norte de África la información disponible es escasa. Billet (1904) ya indicaba a

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Batracobdella algira como parásito de Pelophylax saharicus en Argelia; en Túnez, Ben Ahmed et al.

(2008, 2009) citan a Amietophrynus mauritanicus y P. saharicus como huéspedes de B. algira; y Beukema & De Pous (2010) señalan el caso de un ejemplar de A. mauritanicus parasitado por numerosos individuos de dos especies distintas (B. algira y otra sin identificar) y afirman que los casos de parasitismo por parte de hirudínidos sobre anfibios son relativamente frecuentes en el area de El Magreb. Según estos autores, esto supone un riesgo para determinados taxones altamente amenazados y con poblaciones fragmentadas, ya que ataques masivos a un mismo individuo pueden dejarlo muy debilitado e incluso acarrearle la muerte.

Con motivo de una prospección herpetológica en Marruecos, el día 5 de abril de 2009 en las cercanías de Sidi Brahim Ou Lhoussayne (provincia de Sidi Ifni, región de Souss-Massa-Draâ) en el extremo suroccidenteal del Antiatlas marroquí (273 msnm,

UTM 10 x 10 km: 29RLN83) se localizó una pareja en amplexus de A. mauritanicus en una pequeña poza de un arroyo. La hembra estaba parasitada en las extremidades posteriores por tres ejemplares de sanguijuela Limnatis nilotica (Figura 1). En el mismo lugar se observaron varios adultos de la misma especie, tanto hembras adultas como machos cantando, y ninguno de ellos era portador a simple vista de sanguijuelas. El hecho de que solo se observara el citado comportamiento de las sanguijuelas en una pareja en amplexus plantea la cuestion de si el parasitismo sólo lo realizan directamente sobre individuos adultos o también lo hacen sobre la puesta en el momento de ser depositada, como se ha observado en otras especies de anuros (Rivera & Filella, 2011). L. nilotica es una sanguijuela que se alimenta de la sangre de su hospedador (principalmente mamíferos) penetrando en los orificios de éste (e.g., boca, nariz y ano), por lo que su aparato bucal está

Figura 1. Ejemplar de A. mauritanicus portando tres individuos de L. nilotica. Antiatlas, Marruecos.

Fotos Juan A.M. Barnestein

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adaptado a alimentarse en tejidos blandos, a diferencia de otras especies, como Hirudo medicinalis, que son capaces de producir heridas en la piel para acceder a la sangre (Orovi et al., 2000). Romano & Di Cerbo (2007) referencian 27 publicaciones donde se describe depredación de huevos de anfibios por sanguijuelas sin constancia de este comportamiento por parte de L. nilotica, lo que plantea la cuestión de si esta sanguijuela aprovecha el momento de la puesta para acceder a los tejidos blandos cloacales de la hembra que pueden sobresalir en ese momento. Este es el primer caso documentado de depredación de L. nilotica sobre anfibios en El Magreb.

En el mismo arroyo se constató la presencia de varios ejemplares de Barbarophryne brongersmai, Bufotes boulengeri, Hyla meridionalis y Pelophylax saharicus, lo que supone

observaciones inéditas para las cuatro especies dentro de sus respectivas distribuciones conocidas (Bons & Geniez, 1996; Barnestein et al. 2010); En el caso de H. meridionalis, se confirma la existencia de poblaciones en la zona y amplía ligeramente hacia el sudoeste el límite meridional y occidental de esta especie en el área continental africana (Barnestein et al. 2010).

Se nombran los géneros Barbarophrynes y Bufotes conforme la reciente revisión sistemática de los anfibios de Marruecos (Beukema et al. 2013).

A GRADECIMIENTOS : J.R. Fernández-Cardenete, J.A. Fernández Carrasco, V. Gabari-Boa, L. GarcíaCardenete, J.P. González de la Vega, F. JiménezCazalla y G. Martínez de Mármol formaron parte de las prospecciones herpetológicas. I. García Mas ayudó en la identificación del hirudíneo.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

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Habitat use by the pumpkin toadlet, Brachycephalus ephippium (Anura, Brachycephalidae), in the Atlantic Rain Forest of Brazil Mauro Sérgio Cruz Souza Lima1, Jonas Pederassi2 & Carlos Alberto dos Santos Souza3 UFPI - Universidade Federal do Piauí, Campus Amilcar Ferreira Sobral, BR 343, Km 3,5 – Meladão - CEP 64.800-000, Floriano/PI, Brazil. C.e.: slmauro@ufpi.edu.br 2 UFRJ - Universidade Federal do Rio de Janeiro, Museu Nacional, Departamento de Vertebrados, Quinta da Boa Vista, São Cristóvão, 20940-040 Rio de Janeiro, RJ, Brasil.

3 UFJF – Universidade Federal de Juiz de Fora, Campus Martelos, Post-graduation Program on Biological Sciences Behaviour and Animal Biology. Martelos, CEP: 36.036-330, Juiz de Fora - MG. Brasil.

1

Fecha de aceptación: 14 de octubre de 2013.

Key words: bioindicator, Cunhambebe State Park, Poisson’s distribution, pumpkin toadlet.

Originally, the Atlantic Forest occupied 1.5 million km2 and in mid-2000 it was reduced to only 7% of its original area (Myers et al., 2000; Tabarelli et al., 2005). Scientific concerns over ecosystems and biomes disappearance made researchers discover in frogs natural allies that can indicate the quality of the environment (Becker et al., 2007; Dixo et al., 2009; Hayes et al., 2010; Toledo et al., 2010). The amphibian Brachycephalus ephippium (Spix, 1824) is a small orange or chrome-yellow frog (Figure 1), with about 2 cm in snout-vent length and only two functional fingers and three toes (Izecksohn & Carvalho-e-Silva, 2001), and has its type locality in the municipality of Piquete, São Paulo, Brazil (Bokermann, 1966).

The genus Brachycephalus is endemic from the region ranging from the state of Espírito Santo to Paraná (Pombal-Jr et al., 1998;

Photo Jonas Pederassi

RESUMEN: La ocupación del hábitat y el comportamiento circadiano de las especies a menudo están relacionados con las condiciones ambientales. El objetivo de este trabajo es describir el uso de los hábitats y la actividad circadiana en el anuro Brachycephalus ephippium en el estado de Rio de Janeiro, Brasil. Se observó la frecuencia de ocupación de seis hábitats y se analizaron las diferencias entre las estaciones seca y lluviosa. El análisis causal de ocupación mostró un período de actividad de siete horas, con diferencias según los hábitats. La incidencia de luz natural resultó un factor importante en el período de actividad de la especie. Sugerimos que la especie es un buen bioindicador ya que las características del hábitat (e.g., cobertura arbórea) afectan directamente la incidencia de luz natural y ello puede afectar la ocupación de B. ephippium.

Figure 1. B. ephippium in the study area.

Figura 1. B. ephippium en el área de estudio.

12 Pombal-Jr & Izecksohn, 2011),

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being the species B. ephippium currently distributed in mountainous regions of the Atlantic Forest in Rio de Janeiro, São Paulo and Minas Gerais (Frost, 2013). As for its natural history, it is a species restricted to mature forests where it inhabits the leaf litter (Pombal-Jr et al., 1994; Pombal-Jr, 1999, 2003, 2010; IUCN, 2011).

Although the basic natural history of B. ephippium has been studied in Brazil, its dynamic behavioral occupation of the environment has not been examined yet. In this study, we describe habitat uses of B. ephippium, to identify and determine the relationship between the abiotic elements and the occupational behavior of B. ephippium.

The study area was included inside the Parque Estadual Cunhambebe (Cunhambebe State Park), in the state of Rio de Janeiro, Brazil. The Park has an area of 380 km2, corresponding to four municipalities: Mangaratiba, Angra dos Reis, Rio Claro and Itaguaí. The specific area of study corresponds to 1 km2 within the park located in Angra dos Reis (22°53'S / 44°14'W – Datum UD55; 635 masl). Eight field visits per year were conducted between 2008 and 2009, on January (rainy season) and July (dry season), accumulating a total of 192 hours of sampling effort.

During the fieldwork, we recorded the habitat type where individuals were observed, considering for the study six different categories: (1) shrubs, (2) litter, (3) bromeliads, (4) tree trunks on soil, (5) under leaf litter, and (6) in burrows.

Additionally, two abiotic conditions were recorded: relative humidity and temperature. Relative humidity (RH) and temperature were measured using the thermo-hygrometer Instrutherm® with a precision ± 5% RH and ± 1°C respectively.

The constancy of habitat occupation of B. ephippium was determined by C = (p.100) / N, where p is the number of times the species was

found in one specific habitat and N is the total sample that was made in transects (Bodenheimer, 1955 Apud Neto et al. 1976). The presence of the species per habitat was considered Constant (C > 50%), Accessory (50% > C > 25%) and Accidental (C < 25%). To test if habitat use differed between dry and wet season, constancy of habitat occupation was analyzed using a Student’s t-test. For casual or probabilistic analysis of the occupational behavior, we modeled the variables using Poisson distribution (pr(x) = µx e-µ / x!) in Excel. The decay of the hypothesis was measured through a c2 test. Biotic and abiotic correlations were tested using the nonparametric Spearman correlation coefficient.

With the biotic and abiotic data collected during the rainy season we developed an ecological model of habitat occupation for B. ephippium. The model was developed using the software Vensim® (Ventana Systems, 2013), which created the mathematical equations, algorithms and the causal diagram.

We observed 37 individuals of B. ephippium and its habitat use in the study area was constant under leaf litter, accessory on shrub and litter, and accidental on bromeliads, tree trunks on soil, and in burrows. The record of two amplexus under the leaf litter supports the condition of this habitat as the most common for the species in the area. According to Student’s t-test, the constancy of occupation of habitats by B. ephippium was not different between the dry and rainy season (t15 = 0.28; P = 0.57). This result is partially in concordance with a previous study which showed that these diurnal frogs occupied bushes, drifting over the burlap when the RH reaches 100% and remaining in the leaf litter during the dry season (Pombal-Jr. et al., 1994). Our measures of RH varied between 77.1% and 98% (dry and wet season respectively). No

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correlations were detected between the habitat categories considered and the abiotic factor measured (R2 = 0.19 to temperature and R2 = 0.057 to relative humidity).

The two amplexus observed were like the ones previously described: initially inguinal and later becoming axillary (Pombal-Jr et al., 1994). The exposure period of the species was only diurnal (between 8 a.m. and 3 p.m.) indicating a correlation between daily temperature increases and the species exposure to the environment which, in this study, ranged between 16.5ºC and 26.9°C (R2 = 0.93, 21.48 ± 3.37°C).

When we applied the observation period of each occupied habitat to the Poisson model, we grouped a seven-hour probability of occurrence where B. ephippium would be successively viewed in each habitat: 1.16 hour on shrubs, 0.19 hour on the litter, 0.05 hour on bromeliads, 0.66 hour on tree trunk on soil; 3.67 hours under leaf litter and 1.33 hour in burrow.

When we compare the exposure periods to the habitat constancy of occupation, we found equivalent results. However, the use of the term “accidental” should be considered as a consequence of the short-time occupation and not a randomness condition. The values

predicted by the model did not differ in relation to the observed data (c26 = 0.47; P = 0.92).

When we build the ecological model based on the collected data, we observed that rainy or dry conditions do not interfere in the species occurrence. According to the Poisson probability model for both sampling periods, the specimen occupation, as a function of the environments, did not present any changes.

The habitat behavior of occupancy for the sample period of drought and increased rainfall across the two years of study is linked to the course of a 24-h day.

A causal diagram of occupational dynamics

by B. ephippium is supported by the model, which features key elements (daytime and night time) and the period element limited to a 24-hour cycle. The causal diagram shows the circadian cycle of B. ephippium in the studied area (Figure 2). The ecological interaction dynamics of B. ephippium, over a 24-hour cycle, points, according to the model, to a daily cycle that starts at 8 a.m. in the morning and continues until 3 p.m., reducing the activity in the afternoon (Figure 3). Interestingly, the light starts to reduce at 3 p.m. because of the forest canopy and, meanwhile, the activity of the species is reduced. The habitat occupa-

Figure 2. Causal activity diagram of B. ephippium.

Figura 2. Diagrama de actividad causal de B. ephippium.

Flux/flujo: ; Connectors/-es: ; Stock:

Figure 3. Activity model of B. ephippium in a 24-h cycle.

Figura 3. Modelo de actividad de B. ephippium en un ciclo de 24 h.

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tion systematically starts at 8 a.m. in the morning of the following day, when the light penetrates the canopy and reaches the litter. It is not possible to record the presence of this species until 8 a.m. next morning.

The presence and absence of light seems to influence the circadian rhythm of B. ephippium, affecting its occupational behavior of a submontane tropical moist Atlantic Forest covered with leaf litter. Several species exhibited circadian behavior, i.e. 24 hours cycles related to light and dark phases during the day (Murphy & Campbell, 1996). These cycles are influenced by photoperiod oscillations that reflect the endogenous aspect of the intrinsic circadian behavior together with endogenous oscillations that reflect intrinsic expressions of the circadian behavior, also called biological clocks (Oster et al., 2003). The physiologies of many species may alter, before the environmental changes, through their endogenous cycles related to light

and dark phases (Daan et al., 2001). The endogenous circadian rhythms makes physiological and behavioral resources necessarily / efficiently projected, providing responses for the imminent environmental changes (Shine & Lambeck, 1990; Paranjpe & Sharma, 2005).

The dynamics of occupation by B. ephippium, its intricate relationship with forests and its diurnal behavioral activity cycle attest to the condition of this species as an environmental indicator of occupied areas: the modification of these environments (i.e. canopy) may affect light and dark phases consequently impacting the perpetuation of the species.

ACKNOWLEDGEMENTS: The authors wish to thanks to Instituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade (ICMBio) for the licence of collection in Cunhambebe State Park # 25114-1. J. Pederassi acknowledges the Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) for financial support.

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Depredación de Malpolon mospessulanus sobre Tarentola chazaliae Juan José Ramos & Pedro González del Campo Cl. Doctor Jordán, 11. 38470 Los Silos.Tenerife. C. e.: jramos@birdingcanarias.com

Fecha de aceptación: 22 de octubre de 2013.

Key words: Malpolon monspessulanus, Morocco, predation,Tarentola chazaliae.

Malpolon monspessulanus es un ofidio que se distribuye por el Mediterráneo Occidental.

Se trata de un depredador que en la región del Magreb habita principalmente en ambientes mediterráneos, evitando las zonas desérticas del este y sureste de Marruecos (Jiménez & Martínez del Marmol, 2013).

El día 6 de abril de 2013 se localizó un ejemplar adulto de M. monspessulanus atropellado recientemente en la carretera entre las localidades de SidiR'bat y Massa, Agadir, Marruecos (UTM 29R 0436044-3328266).

La zona está situada a unos 3 km de la línea costera y a 70 msnm, en un ambiente de llanos semidesérticos costeros dominados por arbustos de pequeño y mediano porte pertenecientes a los géneros Ononis, Suaeda, Launaea, Artemisia y Helianthemum. El ejemplar poseía una longitud hocico – cola de 71 cm de y una coloración típica de los ejemplares de la forma del sur de país, M. m. saharatlanticus, descrita por Geniez, Cluchier & De Haan, (2006). En su estómago se halló

un ejemplar de Tarentola chazaliaeaun sin digerir (Figura 1).

T. chazaliaees una especie endémica de la región oceánica del Sahara Occidental, distribuida desde Agadir hasta el norte de Senegal (González de la Vega, 2013; Wilms, et al., 2013). De esta forma la distribución de ambas especies se solapan en su límite meridional para M. monspessulanus y septentrional para T. chazaliae (Bons & Geniez, 1996). En la Península Ibérica, la dieta de M. monspessulanus es muy Foto Pedro González del Campo

Figura 1. Ejemplar de T. chazaliae hallado en el interior de un ejemplar de M. monspessulanus.

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amplia e incluye reptiles, aves y mamíferos de un gran número de géneros (Pleguezuelos, 2003). Existe una notable variación ontogénica en la dieta: los reptiles son la presa casi exclusiva de los ejemplares de un año de edad, y alrededor del 50% de las presas para ejemplares mayores (Díaz-Paniagua, 1976).

Hasta el momento se desconocía la presencia

de este endemismo sahariano en la dieta de M. monspessulanus, aunque es conocido el consumo de otros reptiles de pequeño y mediano tamaño en otras localidades de su distribuciónen África (Schleich et al.,1996).

AGRADECIMIENTOS: A J.A. Mateo por ayudarnos en la determinación de ambas especies.

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[Consulta: 5julio 2013].

Comportamiento defensivo inusual observado en la falsa cobra (Rhageris moilensis) en el suroeste de Marruecos Raúl León1, Gabriel Martínez2 & Baudilio Rebollo3 Cl. Estanislao Cabanillas, 43. 2º. 13400 Almadén. Ciudad Real. C.e.: ofidiofobia.inversa@gmail.com Cl. Pedro Antonio de Alarcón, 34. 5ºA. 18002 Granada.

3 Cl. Urbanizacion Rio Gulf, 38. 21819 La Rabida. Palos de La Frontera. Huelva.

1 2

Fecha de aceptación: 14 de noviembre de 2013.

Key words: Morocco, defensive, behavior, Moila snake, false cobra.

Rhageris moilensis es vulgarmente conocido como falsa cobra. Su nombre común hace referencia al comportamiento defensivo que adopta ante una potencial amenaza, aplanando dorso-ventralmente el cuello y asemejándose así a una cobra (Naja spp.).

En dos viajes herpetológicos a Marruecos, realizados en agosto de 2012 y en octubre de 2013, se observó un comportamiento defenPara ver Anexos ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

sivo inusual en tres individuos de R. moilensis en la región de Guelmim, en un hábitat árido con matorral disperso.

En agosto de 2012, se observó un individuo subadulto en Fask (latitud: 28.85º / longitud: -9.73º). Al detectar la presencia de los autores mostró el típico comportamiento defensivo de la especie, aplanando dorso-ventralmente el cuello. Tras efectuar este com-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

Figura 1. Fotograma correspondiente al comportamiento descrito en la nota. Véase el Anexo en video para observar el desarrollo completo.

portamiento varias veces, se enroscó y comenzó a frotar las escamas de las zonas laterales de su cuerpo en un movimiento armonioso y continuo. El segundo individuo, posiblemente un adulto joven, fue localizado en Guelmim (latitud: 28.87º / longitud: -10.20º).

Se encontraba semioculto e inmóvil y al percibir nuestra presencia comenzó a exhibir directamente este comportamiento de rozamiento de escamas (véase Anexo en video). El tercer individuo fue hallado en Guelmim (latitud: 28.90º / longitud: -10.16º) en octubre de 2013. Inicialmente aplanó el cuello y elevó el primer tercio del cuerpo hasta los 45º grados respecto al sustrato; en ocasiones alcanzó los 90º y realizó ataques defensivos.

Intercaló este comportamiento con el roce de escamas laterales.

No se ha encontrado una descripción previa de este comportamiento para R. moilensis (Gruber, 1993; Bons & Geniez, 1996; Schleich et al., 1996). En cambio, este tipo de comportamiento defensivo es muy común en otras especies de ofidios de la región: los vipéridos Echis pyramidum

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leucogaster, Cerastes vipera, Cerastes cerastes y el colúbrido Dasypeltis sahelensis (Schleich et al., 1996; autores, obs. pers.). Sin embargo existen algunas diferencias entre estas últimas y R. moilensis en cuanto a la forma de llevarlo a cabo. Estas cuatro especies citadas tienen estructuras especializadas para la estridulación (emisión de sonido estridente persuasivo mediante el frotamiento de determinadas zonas del cuerpo) tales como escamas aquilladas y aserradas para el efecto o escamas en las zonas laterales del cuerpo en disposición diferente a las escamas dorsales. R. moilensis no presenta ninguna de estas características, presentando escamas sin quilla (Schleich et al., 1996).

Probablemente en este caso el comportamiento defensivo descrito en la presente nota podría estar basado sobre todo en el efecto visual, ya que en los individuos de pequeño tamaño no se apreció ningún sonido cuando efectuaron el rozamiento de escamas y sólo resultó algo audible en el caso del individuo de mayor tamaño, aunque no sería comparable al sonido mucho más notorio emitido por las otras especies citadas y que sí se considera que estridulan.

Podría plantearse la posibilidad de que este comportamiento de R. moilensis consista en una imitación de algunas de las serpientes venenosas de la región, como las víboras nombradas anteriormente, para disuadir a los depredadores. En dicho caso nos encontraríamos ante un ofidio que parece imitar los comportamientos defensivos del elápido de la región (Naja haje) y de algunos de los vipéridos (Echis pyramidum leucogaster, Cerastes vipera y Cerastes cerastes).

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Captura accidental de Malpolon monspessulanus en una red japonesa y primera cita de Sylvia atricapilla en la dieta de la especie Alfonso Villarán1, Juan Domínguez2 & Cristóbal Medina3 Grupo Ornitológico Horus. Cl. La Tejera 4. 2º G. 28794 Guadalix de la Sierra. Madrid. C.e.: mg-sanvicente@cofm.es Departamento de Ciencias Naturales. IES Puerto de la Torre. Cl. Cristo de los Milagros, s/n. 29190 Puerto de la Torre. Málaga.

3 Grupo Ornitológico Horus. Paseo de los Olivos ,30. 2º A. 28011 Madrid.

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Fecha de aceptación: 16 de noviembre de 2013.

Key words: dieta, depredación, Malpolon monspessulanus, red japonesa, Sylvia atricapilla.

El anillamiento de aves es un método para la individualización y el estudio de poblaciones de estos vertebrados (Villarán, 2002). Para la captura de las aves de pequeño y mediano tamaño el método más utilizado es la red japonesa, una red vertical sostenida entre dos mástiles y colocada en lugares habituales de tránsito de las aves. Al volar, éstas quedan atrapadas en pequeñas bolsas de malla, desde las que pueden ser extraídas sin sufrir daños (Figura 1).

Foto Juan Pascual

El 15 de junio de 2013, durante una sesión de anillamiento científico, en el Monte de Valdelatas (Alcobendas, Madrid; 40º28’N / 03º41’W; 709 msnm), en una red japonesa se capturó una culebra bastarda (Malpolon monspessulanus) -probablemente un macho de unos 2 m de longitud total. El hábitat era un encinar, con algo de humedad y en zona de umbría, entre ciruelos asilvestrados, majuelos y zarzales.

En la misma red había siete aves, de las cuales sólo una se encontraba a la altura de la culebra y había sido atacada por ésta. Se trataba de un joven del año de curruca capirotada (Sylvia atricapilla), cuya cabeza había sido mordida por el ofidio. La culebra estaba enredada en su tercio anterior y tenía enganchados los dientes en la malla de la red, lo que imposibilitaba cualquier intento de deglución. La culebra reaccionó al percibir la llegada de humanos, emitiendo un característico sonido intimidatorio. Al intentar sujetarla, se irguió apoyándose en la cola, que estaba libre de la red, lanzando la cabeza y el tercio anterior hacia adelante (Figura 2). Tras la extracción de la red sin haber sufrido daños, la culebra fue liberada.

Figura 1. Extracción de una curruca capirotada de una red japonesa.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

Aunque la culebra bastarda es un depredador oportunista (Díaz-Paniagua, 1976), de dieta generalista (Valverde, 1967; Pleguezuelos, 1998), su dieta se compone preferentemente de pequeños mamíferos, y reptiles (Pleguezuelos, 1998). Las aves son un complemento de la dieta, aunque sólo las que nidifican en el suelo o en taludes arenosos, las que pasan tiempo sobre el suelo, o los pollos y huevos de especies como el gorrión común (Gil-Delgado et al., 2002) tienen importancia en la dieta del ofidio. En ocasiones se ha citado el consumo de aves muertas, lo que refuerza el carácter oportunista de la especie, capaz de alimentarse de carroña (Ventura, 2012).

La depredación sobre la curruca capirotada es la primera vez que se registra, pues es improbable un encuentro entre ambas especies en la naturaleza. Sin embargo, la oportunidad de depredar sobre un animal capturado se tradujo en el ataque sobre la curruca, pues la composición de la dieta de la culebra bastarda viene determinada por la disponibilidad de presas potenciales (Díaz- Paniagua, 1976; Pleguezuelos, 1998).

La captura de una culebra bastarda en una red japonesa no es la primera vez que se produce. En la isla Tabarca se produjo una captura similar, aunque la culebra apenas quedó retenida, liberándose por sus propios medios (Plata-Ortiz, 2013).

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AGRADECIMIENTOS: C. Pérez de Obanos nos acompañó en la jornada de anillamiento y colaboró en la extracción de la culebra de la red. J. Pascual ayudó en la preparación de la jornada de anillamiento. Durante la realización del trabajo y el manejo de los animales capturados se han seguido todas las regulaciones y consideraciones legales y éticas aplicables. Un revisor anónimo aportó interesantes comentarios en relación a la versión inicial.

Foto Cristóbal Medina

Figura 2. Culebra bastarda, atrapada en una red para captura de aves, en posición de ataque, erguida sobre la cola.

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Plata-Ortiz, A. 2013. Captura accidental de culebra bastarda en red japonesa durante una jornada de anillamiento en la isla de Tabarca. <http://youtu.be/NzxnUZZ8JpY> [Consulta: 16 agosto 2013]

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Villarán, A. 2002. El anillamiento: un método de plena vigencia para el estudio científico de las aves. Ecología, 16: 433-449.

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Comparación de las medidas del plastrón y el espaldar realizadas mediante dos métodos diferentes en ejemplares de Mauremys leprosa Alfonso Villarán1 & Juan Domínguez2 1 2

Grupo Ornitológico Horus. Cl. La Tejera 4. 2º G. 28794 Guadalix de la Sierra. Madrid. C.e.: mg-sanvicente@cofm.es Departamento de Ciencias Naturales. IES Puerto de la Torre. Cl. Cristo de los Milagros, s/n. 29190 Puerto de la Torre. Málaga.

Fecha de aceptación: 27 de noviembre de 2013.

Key words: biometry, caliper, tape, carapace, Mauremys leprosa, plastron.

Los estudios sobre biometría aportan información importante para la caracterización de las poblaciones. En reptiles, y más concretamente en quelonios, se han realizado numerosos estudios morfológicos en los que la biometría se ha utilizado para analizar el dimorfismo sexual, variaciones geográficas, diferencias entre subespecies, la condición corporal o el ritmo de crecimiento (Yasukawa et al., 1996; Mascort et al., 1999; Lagarde et al., 2001; Willemsen & Hailey, 2002; MerchánFornelino, 2003; Rifai & Amr, 2004; Sacchi et al., 2007; Zuffi & Plaitano, 2007; Ben Kaddour et al., 2008; Selman, 2012).

Las poblaciones de galápagos alóctonos introducidos pueden representar una amenaza para las especies autóctonas y también han sido objeto de estudios biométricos (Pérez-Santigosa et al., 2006). La biometría permite comparar diferentes morfologías en función del grado de especialización en la dieta y la adaptación a medio plazo debida a cambios en el ecosistema (Lindeman, 2006). También permite la comparación morfológica entre especies próximas (Ayaz et al., 2006) y analizar la variación geográfica del dimorfismo sexual (Zuffi et al., 2012).

En el caso del galápago leproso (Mauremys leprosa) han sido varios los trabajos en los cuales se ha utilizado la biometría con objeto de estudiar la morfología de poblaciones concretas (Rouault & Blanc, 1979), el dimorfismo sexual (Fraysse, 2002; Muñoz & Nicolau, 2006), el crecimien-

to (Pérez et al., 1979), el tamaño del huevo (Da Silva, 1995), la variación geográfica (Lovich et al., 2010) o

la relación entre el tamaño de las hembras y el tamaño de la puesta (Naimi et al., 2012). El estudio más detallado en España sobre biometría de M. leprosa fue el realizado por Keller (1997), donde se explica un amplio protocolo de marcaje y toma de medidas biométricas para analizar el dimorfismo sexual y estimar la edad en función del tamaño de los ejemplares.

El presente estudio pretende comparar la longitud del caparazón, tanto del espaldar (tomada desde la placa nucal hasta la sutura entre las placas supracuadales) como del plastrón (tomada desde la placa gular hasta la sutura entre las placas anales) obtenida con dos instrumentos de medición diferentes: el calibre y la cinta métrica.

Igualmente se realizan análisis de regresión entre las medidas tomadas con ambos instrumentos, con el objeto de obtener las correspondientes ecuaciones que permitan determinar valores comparables con otros estudios en los que sólo se utilice uno de estos instrumentos de medida.

Los ejemplares fueron capturados a mano en el Arroyo de las Cañas (Casarabonela, Málaga; 30S X: 341568; Y: 4075336; 170 msnm). Una vez capturados fueron marcados mediante realización de muescas en las placas marginales con una segueta (Pérez et al., 1979; Keller, 1997; Figura

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1), sexados cuando fue posible por la edad, medidos y pesados. Se establecieron dos categorías según la edad: inmaduros y adultos, siguiendo a Keller (1997), en función de la longitud, sexo y anillos de crecimiento. Las medidas obtenidas en cada ejemplar fueron la longitud del plastrón y del espaldar. Ambas longitudes fueron tomadas con un calibre y una cinta métrica. La medida obtenida con el calibre se tomó utilizando la distancia en línea recta desde la placa nucal a la sutura entre las placas supracaudales en el caso del espaldar, y desde la placa gular hasta la sutura entre las placas anales en el caso del plastrón (véase Keller, 1997), sin tener en cuenta la curvatura ni, por tanto, la forma del caparazón. La medida obtenida mediante la cinta métrica se tomó utilizando los puntos de referencia anteriormente considerados, pero adaptando la cinta al contorno y forma del caparazón, por lo que se ajustó a la curvatura de éste a fin de determinar su convexidad.

En total se midió el espaldar de 132 ejemplares y el plastrón de 135 con los dos métodos (calibre y cinta métrica). La media de ambas medidas (calibre vs. cinta métrica) se comparó mediante un t-test de Student.

Entre ambas medidas se estableció las correspondientes correlaciones utilizando el coeficiente de Pearson. Previamente se realizó una prueba de Kolmogorov-Smirnov para comprobar que todas las medidas se ajustaban a una distribución normal, a fin de utilizar la estadística paramétrica.

Foto Querubina Chacón

Figura 1. Marcado de un ejemplar de M. leprosa para su individualización.

La media de las medidas obtenidas con cinta métrica difirió significativamente de la obtenida con el calibre, tanto en el caso del espaldar como en el del plastrón (Tabla 1). La medida del espaldar realizada con la cinta métrica y la realizada con el calibre mostraron una correlación positiva (r = 0,999; P < 0,001) y lo mismo sucedió entre las medidas del plastrón realizadas con ambos métodos (r = 0,998; P < 0,001) (Tabla 1).

Los resultados de la regresión lineal pueden expresarse mediante las ecuaciones siguientes (en las que Ec y Pc son las medidas de espaldar y plastrón obtenidas con el calibre y Ecm y Pcm las obtenidas con la cinta métrica): Ec = - 0,093 + 0,923 · Ecm Pc = 0,951 + 0,960 · Pcm

Tabla 1. Medidas de espaldar y plastrón (en mm) realizadas con dos métodos diferentes (cinta métrica y calibre) y correlaciones entre las medidas obtenidas por ambos métodos (N: tamaño muestral; t: resultado del t-test; r: coeficiente de correlación de Pearson; P: probabilidad –significación).

Localidad

Cinta métrica (x ± SD)

Calibre (x ± SD)

N

t

P

r

P

Espaldar

103,29 ± 35,31

95,26 ± 32,63

132

30,52

< 0,001

0,999

< 0,001

Plastrón

85,75 ± 32,82

83,29 ± 31,56

135

12,71

< 0,001

0,998

< 0,001

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Si sólo se consideran los machos (adultos e inmaduros), las ecuaciones de regresión que se obtienen son: Ec = 0,135 + 0,925 · Ecm Pc = 0,003 + 0,973 · Pcm Y si sólo se consideran las hembras (adultas e inmaduras), las ecuaciones de regresión resultan: Ec = 0,383 + 0,916 · Ecm Pc = 1,038 + 0,958 · Pcm En cuanto a la edad, si sólo se consideran los inmaduros, machos y hembras, las ecuaciones de regresión obtenidas son las siguientes: Ec = -1,021 + 0,934 · Ecm Pc = 0,504 + 0,966 · Pcm Y si sólo se consideran los adultos (machos y hembras), las ecuaciones resultantes son: Ec = 2,388 + 0,906 · Ecm Pc = 5,633 + 0,926 · Pcm Habitualmente, las medidas que se toman en los galápagos están estandarizadas y se ajustan a unos protocolos determinados (Keller, 1997). Sin embargo, el uso de un método alternativo impide la comparación entre estudios diferentes. Las medidas adaptadas al contorno de los animales presentan una cierta ventaja, pues se ajustan realmente a la forma de la zona medida, pero deben ser obtenidas con instrumentos y materiales que garanticen su fiabilidad. Por ello, el uso de métodos diferentes, pero comparables, ayudaría al establecimiento de conclusiones válidas al comparar estudios realizados con ellos.

El uso del calibre y la cinta métrica ha sido habitual en los estudios biométricos en diferentes grupos de animales y plantas e incluso en estudios antropométricos (Liotto et al., 2010).

Tradicionalmente han sido utilizados por separa-

do en función de las medidas elegidas. En plantas, las medidas de longitudes pequeñas, como los diámetros de tallos y ramas, son obtenidas mediante calibre, mientras que las longitudes mayores (longitud de tallos, ramas o raíces) suelen realizarse con la cinta métrica (Cabal et al., 2005). Lo mismo sucede en biometría animal, donde las longitudes pequeñas suelen ser tomadas con calibre y las superiores a 60 cm, con cinta métrica (Snively et al., 2004). En antropometría la situación es similar, de manera que los diámetros óseos se miden habitualmente con el calibre y las longitudes de los huesos largos, con la cinta métrica (Béguelin & Barrientos, 2006).

En las grandes tortugas marinas, el calibre se ha utilizado para medidas pequeñas que requieren precisión fina (longitudes, grosores y anchuras de huevos y neonatos), mientras que la cinta métrica se ha utilizado para medidas mayores, como las relacionadas con los nidos o con el caparazón de las hembras (Bujes & Verrastro, 2008; Ikaran-Souville, 2010). No obstante, en neonatos se han utilizado tanto el calibre como la cinta métrica para medir longitudes del caparazón rectas y curvas respectivamente. En quelonios adultos ambos instrumentos han sido utilizados simultáneamente en algunos estudios para realizar medidas sobre el mismo ejemplar, pero mientras que la cinta métrica se ha utilizado preferentemente para las longitudes curvas, adaptándose a la forma real, el calibre se ha utilizado para tomar las medidas rectas (Seminoff et al., 2003; Bertolero, 2003; Furler, 2005; Spencer et al., 2006). En galápagos se han utilizado para medir el tamaño corporal y su relación con el tamaño de algunas vísceras (Silva et al., 2011 a, b).

En el presente estudio, como podría esperarse, la media de la longitud obtenida con la cinta métrica –que refleja el arco del caparazón y mide la curvatura del mismo- supera la media de la longitud obtenida con el calibre –que indica la

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cuerda y, por tanto, la línea recta entre los dos puntos extremos-. Este hecho es más acusado en el caso del espaldar que en el del plastrón, dada su mayor convexidad.

En cuanto a la variación de ambas medidas, las obtenidas por los dos métodos reflejan una alta correlación positiva en todos los casos considerados, de manera que esta alta correlación se mantiene utilizando el conjunto de los datos globalmente, utilizando sólo los datos por sexo o teniendo en cuenta los datos por edades. Las ecuaciones de regresión obtenidas permiten calcular las longitudes que se obtendrían con el método alternativo.

Los dos métodos, por tanto, podrían utilizarse en la medición de los caparazones de los galápagos. El hecho de que las medidas curvas de los caparazones se hayan obtenido, en distintos trabajos sobre quelonios de diferentes tamaños (desde los pequeños galápagos hasta las grandes tortugas marinas), utilizando una cinta métrica adaptable a la forma y a la curvatura del caparazón, invita a no descartar este método de medida que, además, puede complementarse con el uso del calibre, especialmente en los ejemplares menores y con menor convexidad. Las ventajas de la cinta métrica se centran en su mejor ajuste a la forma y en la posibilidad de adaptarse según la curvatura del caparazón de cada ejemplar. Los galápagos experimentan con el tiempo cambios en su morfología, de manera que los ejemplares de mayor tamaño suelen presentar caparazones más convexos, y las diferencias pueden afectar al tamaño general, al peso y a la condición corpo-

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ral, de manera que ejemplares con estas medidas muy distintas, podrían tener una longitud general del cuerpo similar, medida con el calibre.

En el galápago leproso las hembras son de mayor tamaño que los machos y su morfología difiere de manera que tienen mayor volumen interno y mayor índice de condición corporal que éstos, lo que se correlaciona positivamente con la fecundidad (Bonnet et al., 2010). Por su parte los machos son más hidrodinámicos y presentan en el caparazón aberturas mayores, que generan mayor espacio para mover sus extremidades, más largas en proporción; todo ello mejora su movilidad y la habilidad para la cópula (Bonnet et al., 2010).

Estas diferencias implican una convexidad diferente según el sexo de cada ejemplar. Algo similar sucede con los grupos de edad, de manera que la convexidad aumenta con el tamaño y, por tanto, con la edad. Todos estos factores deben tenerse en cuenta a la hora de estimar las medidas a partir de las obtenidas por el método alternativo (cinta métrica o calibre). El establecimiento de las ecuaciones de regresión, por tanto, ha de realizarse teniendo en cuenta las variables especie, edad y sexo de los individuos medidos.

AGRADECIMIENTOS: G. Velo-Antón contribuyó con sus interesantes comentarios a mejorar una versión inicial del manuscrito. Este trabajo ha podido realizarse gracias al permiso concedido por la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía para la captura y manejo de galápago leproso (M. leprosa) en la provincia de Málaga.

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Depredación de Cerastes cerastes sobre Luscinia megarhynchos en el Antiatlas marroquí Juan A.M. Barnestein1, José A. Fernández-Carrasco2, Juan P. González de la Vega3 & Víctor Gabari-Boa4 Cl. Teatro 12. 29680 Estepona. Málaga. C.e.: barnygeckonia@hotmail.com Avda. Tráfico pesado, 41. 3º D. 21007 Huelva.

3 Cl. Cruz, 8. 3º A. 21006 Huelva.

4 Plaza América, s/n. 21007 Huelva.

1 2

Fecha de aceptación: 29 de mayo de 2013.

Key words: Sahara horned viper, nightingale, predation, Morocco.

La víbora cornuda (Cerastes cerastes) se encuentra ampliamente distribuida por el desierto del Sahara, desde el océano Atlántico hasta la Península del Sinaí, penetrando también en la península arábica (Schleich et al., 1996). En Marruecos se distribuye por la franja presahariana ocupando en general el piso bioclimático sahariano con inviernos fríos y templados y citas puntuales en el piso árido (Bons & Geniez, 1996). Muestra preferencia por hábitats tipo hamadas, regs o llanuras pedregosas así como ambientes arenosos asociados a afloramientos rocosos (Geniez et al., 2004).

La dieta de este vipérido se basa principalmente en pequeños vertebrados y artrópodos.

Matz & Vanderhaege (1978) señalan el consumo por parte de individuos juveniles de pequeños lagartos del género Acanthodactylus y para los adultos citan la ingestión de Uromastyx sp. y roedores como ratas canguros y jerbos incluyendo especies de gran tamaño como Meriones sp. y

Psammomys sp. Le Berre (1989) hace referencia a la caza al acecho de artrópodos del orden Solifugae, así como de lagartos, pájaros y roedores de pequeño tamaño sin especificar las especies. Schleich et al. (1996) describen como presas a numerosos reptiles tales como los gecos Ptyodactylus oudrii y Stenodactylus sthenodactylus, los agámidos Trapelus mutabilis y Uromastyx sp., escincos como Scincus scincus, los lacértidos Acanthodactylus boskianus, Acanthodactylus pardalis, Mesalina guttulata, individuos juveniles de Varanus griseus, ocasionalmente pequeños colúbridos como ejemplares juveniles de Rhagerhis moilensis, así como pequeños roedores de los géneros Gerbillus, Meriones, Psammomys y ocasionalmente Mus y Rattus.

El consumo de aves por parte de C. cerastes está poco documentado. Hartert (1913) encuentra durante los primero días de marzo en los contenidos estomacales de siete individuos analizados restos de lavandera de cabeza

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2) Foto Juan A.M. Barnestein

Foto Juan A.M. Barnestein

Figura 1. Depredación por parte de un ejemplar de C. cerastes sobre L. megarhynchos.

Figura 2. Assif Imdlane, provincia de Tata, Antiatlas, Marruecos, lugar de obsevación del ejemplar de C. cerastes.

oscura Motacilla flava thunbergii y mosquitero común Phylloscopus collybita. Pitman (1958) cita la ingesta de terrera sahariana Ammomanes deserti y Domergue (1960) la depredación sobre alcaudón común Lanius senator.

El día 9 de abril de 2009, 9:20 hora local, junto al cauce seco del Assif Imdlane, entre las localidades de Imitek y Tizgui Ida Balou, provincia de Tata, Marruecos (830 msnm, 29RNN57) se localizó un ejemplar adulto de C. cerastes (Figura 1) que había capturado e intentaba ingerir un individuo adulto de ruiseñor común (Luscinia megarhynchos) desconociéndose si la captura fue realizada al acecho o mediante búsqueda activa. El ejemplar se hallaba en la base de una planta de Ricinus communis localizada en la

zona de umbría de un pequeño cerro aislado enclavado en un valle pedregoso con matorral muy disperso (Figura 2). Por la fecha y lugar de observación el ave podría estar sedimentado, es decir, parado durante la migración, ya que esta especie es un típico migrador transahariano que cría en Europa o norte de Marruecos y pasa el invierno al sur del Sáhara (Snow & Perrins, 1998).

Dentro de la fauna herpetológica en la misma zona se observó Ptyodactylus oudrii, Uromastyx nigriventris y Psammophis schokari.

A GRADECIMIENTOS : J.R. Fernández-Cardenete, L. García-Cardenete, F. Jiménez-Cazalla y G. Martínez nos acompañaron en el viaje. J.J. Jiménez-Rodríguez ayudó en la identificación del ave.

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Distribución Simpatría y sintopía de cinco especies de lacértidos en una zona de los Montes Aquilianos (León) Pedro Galán1, José Eduardo Nieto Santín2, Rafael Vázquez Graña3 & José Fernández Pérez4 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 2 Cl. Alameda Baja, 8. 1ºB. 24500 Villafranca del Bierzo. León.

3 Lugar de A Casela, 2. Coirós. 15316 A Coruña.

4 Cl. Leoncio Martínez, 12. 32340 Vilamartín de Valdeorras. Ourense.

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Fecha de aceptación: 15 de mayo de 2013.

Key words: sympatry, syntopy, Lacertidae, Reptilia, León province, Spain.

La existencia de más de una especie de lacértido compartiendo la misma zona geográfica (simpatría), o incluso ocupando un mismo tipo de hábitat en una localidad concreta (sintopía), es un fenómeno común. Las diferentes adaptaciones a determinados tipos de medios o microhábitats según la especie a que pertenezcan estos reptiles, además de otras características de su ecología y estrategia vital, les permiten convivir en una misma localidad. Así, por ejemplo, es frecuente observar en la misma zona la convivencia de lagartos verdes (Lacerta spp. o Timon spp.) con lagartijas (Psammodromus spp., Podarcis spp., Iberolacerta spp., etc.), ya que todos ellos tienen requerimientos ecológicos diferentes. Incluso entre especies de pequeño tamaño también es común que se den situaciones de simpatría y sintopía, como, por ejemplo, entre diversas especies pertenecientes a los géneros Iberolacerta spp. y Podarcis spp. en Pirineos, Cordillera Cantábrica, Galicia y Sistema Central (Pérez-Mellado, 1997, 1998; Arribas, 2004, 2006, 2007; Galán et al., 2007; Monasterio et al., 2010).

Esta convivencia en simpatría se puede producir incluso entre especies pertenecientes a un mismo género. De esta manera, en Podarcis spp., las situaciones de simpatría entre dos especies son frecuentes, aunque en

este caso es usual que se produzca cuando una de ellas está adaptada a la vida en el suelo y la otra es saxícola (Carretero, 2008). El ejemplo más común de esta situación es la coexistencia de Podarcis bocagei y Podarcis “hispanica” tipo 1 en diferentes zonas del noroeste de la Península Ibérica (Pérez-Mellado, 1981; Galán, 1986; Sá-Sousa, 2001).

Mucho menos frecuentes son las situaciones de simpatría estricta (en una misma zona de reducidas dimensiones) o sintopía en las que participen tres especies diferentes de Podarcis spp. El objeto de la presente nota es describir una situación de este tipo, con tres especies pertenecientes al género Podarcis encontradas en una misma localidad, donde además estaban presentes otras dos especies de lacértidos.

El 14 de junio de 2012, se realizó una visita a un collado de los Montes de Valdueza, perteneciente a los Montes Aquilianos (ayuntamiento de Ponferrada, León, cuadrículas UTM de 10 x 10 km QH00 y PH90 –situado en el límite entre ambas cuadrículas-; 1.129 msnm), con el objetivo de efectuar un muestreo de anfibios y reptiles para el “Atlas Herpetológico del Bierzo”. En un corto recorrido, nos llamó la atención la presencia de tres especies de lacértidos saxícolas que compartían las mismas piedras al borde de un

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Foto Pedro Galán

Figura 1: Vista general del collado de los Montes de Valdueza, dentro del conjunto de los Montes Aquilianos. En la pedriza (a la derecha de la imagen) y en los afloramientos calizos y las piedras y rocas entre el herbazal (centro de la foto) se encontraron conviviendo cinco especies diferentes de lacértidos.

arroyo: P. “hispanica” tipo 1, Podarcis muralis e Iberolacerta galani. Dada esta circunstancia, y sospechando la posible presencia de otras especies de lacértidos en la zona, el 23 de junio de 2012 se realizó otra visita al mismo lugar, y se pudo comprobar la presencia de las tres especies anteriores y de otras dos más, en este caso especializadas en los hábitats de suelo (P. bocagei y Lacerta schreiberi). Ello suma un total de cinco especies de lacértidos conviviendo en estrecha simpatría dentro de un área reducida.

Para evaluar la abundancia relativa de cada una de estas especies, su distribución en el área de estudio y los hábitats que ocupaban, se realizó durante esta segunda visita un transecto de 350 m. Este recorrido incluyó la zona inferior del collado, donde se inicia la vaguada de un arroyo que nace en él, a 1.050 msnm, las orillas de esta corriente de agua hasta la parte superior del collado, a 1.130 msnm, y la pedriza que ocupa la ladera orien-

tada al noroeste, desde el borde del arroyo hasta los 1.150 msnm. El muestreo se realizó con favorables condiciones climatológicas (soleado y sin viento).

El arroyo citado discurre entre rocas y piedras calizas, muy numerosas, rodeadas de herbazal higrófilo denso, con pies aislados y de pequeño porte de Alnus glutinosa, Fraxinus excelsior, Quercus pyrenaica y Quercus ilex (Figura 1). En la zona del collado y las laderas están presentes los afloramientos de la formación estratigráfica de las “Calizas de Aquiana”, que predominan a lo largo de la vertiente norte de los Montes Aquilianos. La verticalidad de los estratos, que asoman en diversos puntos en forma de altos paredones, provoca fuertes pendientes. En las paredes orientadas al sur se localizan comunidades relictas de encinar que ascienden hasta los 1.200 msnm. La vegetación está dominada por brezales de Erica australis y Pterospartium tridentatum, herbazales de Bromus erectus

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

(base de laderas), Festuca burnatii (laderas medias) o Avenula pubescens (laderas altas) (Nieto-Feliner, 1985). Los afloramientos calizos están colonizados por una vegetación rupícola de la alianza Saxifragion trifurcato - canaliculatae (Rivas-Martínez, 1969). Las comunidades de gleras o pedrizas (los derrubios que se forman al pie de las rocas) están dominadas por comunidades de Geranium dolomiticum (en los lugares abrigados al pie de las paredes, de carácter subnitrófilo) o por Cerastium arvense (en las zonas más expuestas). En las márgenes de los arroyos, llegando hasta los 1.500 msnm, se desarrollan comunidades dominadas por Salix atrocinerea, Erica arborea, Betula pubescens, Taxus baccata, Luzula sylvatica y Genista florida, entre otras especies (NietoFeliner, 1985).

Figura Pedro Galán

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Las especies de lacértidos observadas en este collado fueron: Podarcis “hispanica” tipo 1. En el transecto se observaron 12 individuos. Las observaciones de esta especie se concentraron principalmente en la zona de inicio del collado, asociada a los afloramientos rocosos, incluyendo taludes del camino y piedras. También se observó un individuo aislado en la parte más elevada del collado (Figura 2). Esta especie es muy abundante en las zonas de menor altitud de estos montes, donde no aparecen las otras especies pertencientes al género Podarcis encontradas en el collado. Observada hasta los 1.150 msnm.

Podarcis muralis. Se observaron 17 individuos, entre los 1.071 y los 1.140 msnm, también vinculados a las rocas y piedras calizas, tanto del margen del arroyo, entre herbazal higrófilo, como en afloramientos rocosos rodeados de matorral abierto (Figura 3). Esta especie no apareció en cotas inferiores.

Podarcis bocagei. Dos ejemplares adultos observados a 1.125 y 1.138 msnm, respectivamente, sobre piedras calizas, entre herbazal denso y arbustos próximos al arroyo, sobre las mismas piedras utilizadas por P. muralis e I. galani. No se observó esta especie a menores altitudes.

Figura 2: Localización de los puntos de observación de las cinco especies de lacértidos en el collado de los Montes de Valdueza (Montes Aquilianos, León). El color de los puntos indica las distintas especies: blanco: P. “hispanica” tipo 1; rojo: P. muralis; amarillo: P. bocagei; verde: I. galani; azul: L. schreiberi. Lo reducido de la zona de coexistencia se puede apreciar por la escala en metros.

Iberolacerta galani. Fueron observados 11 ejemplares entre los 1.050 y 1.150 msnm, asociados a los roquedos y canchales calizos (Figura 4), especialmente en la ladera orientada al noroeste del collado (Figura 2). Fue el único lacértido encontrado en las zonas medias y altas del canchal calizo de esa ladera, aunque también se observó en las rocas del borde del arroyo, junto a P. muralis y P. bocagei.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

Foto José Fernández Pérez

Foto José Fernández Pérez

Figura 3: Macho adulto de P. muralis de la población del collado de los Montes de Valdueza, en los Montes Aquilianos, León.

Figura 4: Macho adulto de I. galani del collado de los Montes de Valdueza, León, sobre una roca caliza, característica de esa zona.

Lacerta schreiberi. Se observaron cinco ejemplares en zonas herbáceas y arbustivas con muchas piedras, en la proximidad del arroyo. Estos lagartos se encontraron en la inmediata vecindad de las diferentes especies de pequeños lacértidos que comparten esta zona (Figura 2).

dus a 789 m, también en línea recta de este punto. Las dos especies se encontraban a una altitud de 1.020 msnm, por lo que en el área de estudio, en un radio reducido y a altitudes muy similares, están presentes en total siete especies pertenecientes a la familia Lacertidae, con muy diferentes orígenes biogeográficos.

Esta circunstancia está muy probablemente relacionada con la elevada heterogeneidad espacial de esta zona de los Montes Aquilianos, que permite tal situación de simpatría.

Entre varias de las especies de lacértidos encontradas en este collado se da un solapamiento muy amplio de sus respectivas áreas geográficas de distribución, observándose claras diferencias morfológicas que afectan al uso del hábitat y permiten la convivencia en simpatría. Éste es el caso de L. schreiberi con respecto a todos los pequeños lacértidos encontrados en el collado. Esta especie convive en amplios territorios con P. muralis (por ejemplo, en Asturias y norte de León), con P. bocagei y Podarcis “hispanica” tipo 1 en gran parte de Galicia y norte de Portugal, así como con I. galani en la mayor parte de la distribución de esta última (Domínguez & Salvador, 1990; Marco, 2004; Godinho & Brito, 2008). En el caso

El hecho de encontrar a individuos de estas especies prácticamente juntos, en el mismo tipo de hábitat (afloramientos rocosos y piedras al borde de un arroyo, entre matorral y herbazal) y, en varios casos, ocupando la misma roca o piedra (incluso las especies no saxícolas, como P. bocagei y L. schreiberi), en una zona muy reducida, hace que las podamos calificar de sintópicas, además de simpátricas.

Hemos centrado el muestreo únicamente en este collado por la singularidad que supone la estrecha convivencia de especies de lacértidos de requerimientos ambientales tan diversos en un área tan reducida, pero en una superficie mayor y a altitudes sólo ligeramente inferiores, aparecen otras dos especies más de lacértidos. Uno de nosotros (JENS) ha observado Psammodromus algirus a una distancia de 600 m en línea recta del collado y Timon lepi-

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de I. galani, se ha indicado que es frecuentemente simpátrica con P. bocagei y L. schreiberi en toda su área de distribución (Arribas et al., 2006; Arribas & Carranza, 2007).

En las especies de Podarcis encontradas conviviendo en el collado de los Montes de Valdueza, ya se han descrito casos de simpatría entre P. “hispanica” tipo 1 y P. bocagei en diferentes puntos del noroeste de la Península Ibérica (Pérez-Mellado, 1981; Galán, 1986; Sá-Sousa, 2001). Entre estas dos especies, se da un solapamiento muy amplio de sus respectivas áreas de distribución, por lo que la diferenciación morfológica y del uso del hábitat que muestran en sus zonas de simpatría sugiere claramente un desplazamiento de caracteres (Galán, 1986; Carretero, 2008), lo que no se encuentra entre especies con zonas de contacto local o reducidas.

P. muralis se ha encontrado también en simpatría con P. “hispanica” tipo 1 en el Sistema Central (Martín-Vallejo et al., 1995) y, aunque de forma muy local, con P. bocagei en el Cantábrico Occidental (Carretero, 2008).

Diferentes especies pertenecientes al género Podarcis pueden mostrar cierta flexibilidad en el uso del hábitat dependiendo de la presencia en simpatría de otra especie. De esta manera, ya se ha señalado que P. muralis tiende a utilizar las rocas en presencia de P. bocagei en los Montes de León (Carretero, 2008).

P. “hispanica” tipo 1 es muy saxícola (Galán, 1986; Sá-Sousa, 2001), indicándose incluso que es probablemente la especie más especializada en estos hábitats dentro del género (Carretero, 2008).

Esto es particularmente evidente cuando convive en simpatría con P. bocagei, que está especializado en los hábitats de suelo (Pérez-Mellado, 1981; Galán, 1986, 2004; Sá-Sousa, 2001).

En el caso del collado de los Montes de Valdueza existen tres especies claramente saxí-

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colas: P. “hispanica” tipo 1, P. muralis e I. galani. Sin embargo, según se puede apreciar en la Figura 2, parece darse una cierta segregación espacial entre P. “hispanica” tipo 1 (que se encuentra principalmente en cotas inferiores a la del collado, penetrando en él sólo puntualmente) y P. muralis (que concentra su presencia en el collado y no aparece en zonas inferiores a éste, donde P. “hispanica” tipo 1 es la única especie de su género presente). Por su parte, también se puede apreciar cierta segregación entre P. muralis e I. galani, situándose las observaciones de esta última en la pedriza de roca de la ladera orientada al noroeste, mientras P. muralis se localiza en el fondo del collado y en la ladera orientada al sureste, aunque coinciden ambas en la base de la pedriza y las rocas periféricas al arroyo (Figura 2). Por lo tanto, hay una coincidencia espacial entre las diferentes especies en esta zona, pero aún así se puede apreciar cierto tipo de segregación o, alternativamente, la coincidencia que se produce es sólo marginal, dentro de un rango espacial muy reducido, como se ha descrito en otras especies de Podarcis de similares requerimientos ambientales (Carretero et al., 2002).

Algunas de las especies encontradas en los Montes de Valdueza no habían sido citadas con anterioridad en esta zona, por lo que estas observaciones suponen la ampliación de sus áreas de distribución conocidas. De esta manera, I. galani no estaba citada en las cuadrículas QH00 y PH90, que se incluyen en el collado de los Montes de Valdueza, siendo las citas más próximas publicadas las de las cuadrículas PG98 y QG18 (Ortiz-Santaliestra et al., 2011). Dadas las características del entorno del collado y de que observamos a esta especie en las zonas más altas de la pedriza y ladera, puede ser que I. galani también ocupe todas las zonas altas y laderas orientadas al norte de los Montes Aquilianos.

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P. muralis sí está citada en la cuadrícula QH00, aunque sin indicar la localidad (Ortiz-Santaliestra et al., 2011), pero no en la PH90. En nuestro caso, la hemos observado en los siguientes puntos de los Montes Aquilianos y su entorno: - Collado de los Montes de Valdueza, según se describe más arriba. Cuadrículas QH00 y PH90, esta última, nueva para la especie.

- Peñalba de Santiago. Se observaron tres individuos en muros de construcciones en la periferia del pueblo, a 1.100-1.105 msnm.

Cuadrícula QH00.

- Palacios de Compludo. Se localizó un individuo en un muro de construcción de este núcleo de población, a 1.086 msnm.

Cuadrícula QH00.

Como hasta hace muy poco se desconocía la presencia de P. muralis al sur del Bierzo (Ortiz-Santaliestra et al., 2011), se podría pensar que estas poblaciones podrían tener como origen una introducción antrópica. Sin embargo, teniendo en cuenta que su presencia no es puntual, sino que ocupa un área

relativamente extensa (al menos, desde Palacios de Compludo hasta los Montes de Valdueza, pasando por Peñalba de Santiago, más de 9 km en línea recta, siguiendo este eje) y que está presente tanto en hábitats naturales, muy alejados de la presencia humana (collado de Valdueza), como antrópicos (en los núcleos de población de Peñalba de Santiago y Palacios de Compludo), opinamos que su presencia en la zona es natural y no el resultado de una introducción.

AGRADECIMIENTOS: Deseamos expresar nuestro agradecimiento a la Asociación “A Morteira”, que nos han dado a conocer este diverso y paradisíaco enclave. También a la Asociación “Tyto alba”, especialmente a M.A. Gallego y F.J. Purroy, quienes nos han proporcionado las primeras pistas sobre la presencia de Iberolacerta y P. muralis en la “Reserva Ornitológica de Palacios de Compludo”. Igualmente a I. Artime y V. Velado, agentes medioambientales de la comarca de Ponferrada, guardianes de estos montes y con quienes encontramos el primer ejemplar de I. galani. Y, por supuesto, a O.J. Arribas, por sus enriquecedores comentarios.

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Nueva cita de Pelodytes ibericus en la Serranía de Ronda (Parque Natural Sierra de Grazalema, Málaga) David Romero1, Jesús Duarte1,2, Lucía Narváez1, Miguel Ángel Farfán1,3 & Raimundo Real1 Grupo de Investigación Biogeografía, Diversidad y Conservación. Departamento de Biología Animal, Facultad de Ciencias. Universidad de Málaga. 29071 Málaga.

2 Biogea Consultores. Calle Colombia, 5. Urb. Rosalejo. 29400 Ronda. Málaga. C.e.: jddbiogea@gmail.com 3 Biogea Consultores. Calle Navarro Ledesma, 243. P4 - 3ºC. 29071 Málaga 1

Fecha de aceptación: 28 de julio de 2013.

Key words: Pelodytes ibericus, distribution, habitat, reproduction period.

Pelodytes ibericus es un endemismo ibérico (Sánchez-Herráiz et al., 2000) originado mediante un proceso de vicarianza y posterior expansión a partir de un ancestro común con Pelodytes punctatus (Sánchez-Herráiz, 2004). Su distribución en Andalucía ocupa principalmente la zona occidental, siendo en esta comunidad donde se encuentra el 91,7% de sus poblaciones (Reques et al., 2006).

Aunque la especie muestra preferencia por hábitats abiertos y con un bajo grado de cobertura vegetal, encontrándose incluso en áreas agrícolas y humanizadas, también se ha comprobado su presencia en zonas boscosas y forestales (Tejedo et al., 2003). No parece mostrar preferencia por el tipo de sustrato, apareciendo tanto en arcillas como en sustratos de areniscas silíceas y calcáreas, calizas, dolomías, margas, pizarras o esquistos

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(Reques, 2009). También parece tolerar cierto grado de salinidad (Díaz-Paniagua, 1990). Para reproducirse, las hembras de P. ibericus eligen preferentemente medios estacionales: charcas temporales poco profundas, zonas remansadas de arroyos, abrevaderos, zonas de riego e incluso cunetas inundables de carreteras (Reques, 1998, 2004). Además, evitan aguas muy eutrofizadas y eligen para las puestas las zonas menos profundas y con vegetación emergente que permite una adecuada termorregulación de los renacuajos.

Las poblaciones de P. ibericus son dispersas y aisladas (Barbadillo, 2002), aunque no escasas (Reques, 2000). Se considera que la especie presenta poblaciones fragmentadas y se conocen pocos datos sobre su abundancia relativa (Reques, 2009).

Por estos y otros motivos la especie está catalogada como de Preocupación Menor (LC) a nivel mundial por la UICN (Bosch et al., 2009), mientras que para España y Andalucía se asigna a la categoría Datos Insuficientes (DD) (Franco & Rodríguez de los Santos, 2001; Barbadillo, 2002; Pleguezuelos et al., 2002). No obstante, Reques et al.

(2006) recomiendan catalogarla como Casi Amenazada (NT) en Andalucía, dado que la disFoto Jesús Duarte

tribución mundial de la especie está casi restringida a esta región y se ha observado un descenso de sus poblaciones, siendo muy sensible a cambios en los usos del suelo y en particular a la destrucción de sus hábitats reproductivos.

En la provincia de Málaga P. ibericus está actualmente presente en 57 cuadrículas UTM de 10 x 10 km (57,6% del total), considerándose que la especie está bien representada y ampliamente distribuida (Tejedo et al., 2003), y presentando una distribución casi continua con localidades gaditanas contiguas de los Parques Naturales de Sierra de Grazalema y Los Alcornocales.

Desde un punto de vista climático, Real (1991) determina que las cuencas hidrográficas en las que está presente P. ibericus tienen un promedio de días de lluvia al año mayor que la media, así como más humedad relativa durante las noches.

Aviles et al. (1999) y Tejedo et al. (2003) han sugerido que ciertos hábitats agrícolas son favorables para la especie. De hecho, un 38% de las poblaciones andaluzas ocupa este tipo de hábitats (Tejedo et al., 2003). Esta circunstancia coincide con lo que sugieren los modelos de favorabilidad desarrollados para P. ibericus en la provincia de Figura 1: Hábitat anexo a la zona del arroyo de Cupil ocupada por P. ibericus.

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Málaga por Sánchez-Mena (2011), quien considera que los cultivos arbolados de herbáceos mixtos con leñosos en zona de media montaña favorecen a la especie.

Durante el transcurso de una campaña de muestreo de poblaciones de Emys orbicularis en la zona malagueña del Parque Natural de Sierra de Grazalema se detectó la presencia de P. ibericus en nasas de captura colocadas en el arroyo del Cupil (T.M. Ronda) durante la primera quincena del mes de junio de 2013 y a 665 msnm. El arroyo del Cupil es uno de los afluentes del río Guadalevín, que a su vez alimenta al río Guadiaro. Se trata de un arroyo de aguas mansas que nace en el partido de Los Arenosos, en el extremo oriental y zona malagueña del parque natural y recorre principalmente la garganta del peñón de Mures. Es una zona poco humanizada, con una densa cubierta forestal de Quercus rotundifolia y Quercus canariensis sobre un sustrato calizo. El río presenta una orla de vegetación de ribera en la que abundan fresnedas, saucedas y adelfas. El arroyo del Cupil soporta cargas ganaderas medias de vacas, ovejas y sobre todo de cabra payoya o montejaqueña en extensivo. Las ganaderías se sitúan sobre todo en los tramos alto y bajo del arroyo, donde también existen abundantes cultivos de cereal y algunos establecimientos comerciales de hostelería (ventas) próximos al curso del arroyo.

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La detección tanto de adultos como de larvas de P. ibericus en la cuadrícula UTM 30STF97 supone una nueva cita para la distribución de la especie en Andalucía y en particular en Málaga. Se trata del curso alto del arroyo del Cupil, una zona de ribera anexa a parcelas de cultivo de cereal, con un soto de arbolado y cerca de establecimientos hosteleros (Figura 1). Desde el punto de vista del hábitat ocupado, esta cuadrícula presenta una alta favorabilidad de ocupación (Sánchez-Mena, 2011). La zona concreta del arroyo donde aparecieron los ejemplares presentaba cierto grado de eutrofia, patente por la presencia de una densa capa de algas verdes sumergidas y flotantes en el cauce, y de viejas tuberías y conducciones de agua que parecen verter al arroyo. Se trata de una zona remansada del curso del arroyo, con una profundidad de 20-40 cm sobre un sustrato de limos, arcillas y gravas y una orilla con un escalón vertical de unos 30 cm. La vegetación de ribera en el punto de detección consistía en un pastizal grueso (altura > 0,5 m.) y un zarzal (Rubus ulmifolius) bajo una fresneda. Dentro de la nasa instalada en esta zona se encontraron dos adultos y cinco larvas de P. ibericus, pudiéndose comprobar la existencia de más larvas libres en el curso del arroyo.

Fotos Jesús Duarte

Figura 2: Adulto y larvas de P. ibericus en una muestra del arroyo del Cupil (Parque Natural Sierra de Grazalema, T.M. Ronda, Málaga).

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Figura 3: Distribución de P. ibericus en la provincia de Málaga en cuadrículas UTM de 10 x 10 km. El círculo hueco representa la nueva cita de la especie. El signo de interrogación sugiere cuadrículas con hábitats favorables donde aún no se ha detectado a la especie.

La nueva cita de esta especie de la que se da cuenta en esta comunicación tiene su importancia por varios motivos. En primer lugar porque supone una ampliación del área de distribución conocida de la especie en una nueva cuadrícula de 10 x 10 km, en la que no había sido detectada anteriormente. En segundo lugar, es un dato de reproducción tardía de la especie. Teniendo en cuenta la fenología descrita para P. ibericus, la reproducción suele producirse en octubrenoviembre (Díaz-Paniagua, 1986), o en abril (Avilés et al., 1999; Reques, 2000), en función de la disponibilidad de agua y de las condiciones meteorológias anuales. De esta manera, aunque fenológicamente la aparición de larvas en temprano estado de desarrollo en el mes de junio es posible, no deja de ser un hecho relevante al tratarse de larvas sin

signos de metamorfosis aparentes y una de las citas de reproducción más tardías conocidas (Figura 2). Este hecho puede deberse a que el año hidrológico 2012-2013 ha sido muy abundante en lluvias, de manera que sumando la duración del periodo larvario de P. ibericus —unos 90 días— entre la puesta y la metamorfosis, con cierta variabilidad debida a factores abióticos como de competencia interespecífica (Reques, 2000), podría explicar la presencia de larvas en estados iniciales de desarrollo en la citada fecha.

Finalmente, cabe destacar que el tramo del arroyo en el que se detectaron adultos y larvas, aún presentado un buen estado de conservación y de calidad de aguas (en la misma zona se ha comprobado la presencia de rata de agua y de artrópodos indicadores de buena calidad de aguas según el estándar del “Biological Monitoring Water Party” [Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988]), presentaba cierto grado de eutrofia local y, aunque la especie no soporta aguas muy eutrofizadas, sí parece resistir niveles moderados de eutrofia (Reques, 2009).

Para dilucidar el estado de conservación de estas poblaciones sería recomendable realizar un muestreo más detallado y con un mayor esfuerzo a largo plazo. La existencia de cuadrículas colindantes a la nueva que se cita en esta comunicación (Figura 3), donde no consta la presencia de la especie pero que presentan hábitats favorables, sugiere que podría haber más poblaciones en la zona que aún no han sido detectadas.

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Distribución de los anfibios endémicos de Andalucía. Estudio genético y ecológico de las poblaciones. Informe inédito.

Proyecto Convenio de Colaboración C.M.A. – C.S.I.C.

Redescubrimiento de Daboia mauritanica en la región de Figuig (Marruecos) Gabriel Martínez1 & Raúl León2 1 2

Cl. Pedro Antonio de Alarcón, 34. 5ºA. 18002 Granada.

Cl. Estanislao Cabanillas, 43. 2º. 13400 Almadén. Ciudad Real. C.e.: ofidiofobia.inversa@gmail.com

Fecha de aceptación: 24 de noviembre de 2013.

Key words: Daboia mauritanica, Viperidae, Jebel Grouz, La Oriental, Morocco.

Daboia mauritanica (Duméril & Bibron, 1848) es el vipérido más ampliamente distribuido en Marruecos (Brito et al., 2011). Al norte del Gran Atlas es una especie relativamente abundante mientras que al sur de este macizo montañoso es una especie poco común excepto en el valle del Souss y las zonas costeras entre las ciudades de Agadir y Tantan (Bons & Geniez, 1996; Figura 1).

Figura 1: Distribución de D. mauritanica en Marruecos y el Sahara Occidental, y situación de la nueva cita (punto amarillo).

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Foto Gabriel Martínez del Mármol Marín

Figura 2: Fotografía del ejemplar de D. mauritanica observado en Jebel Grouz en agosto de 2012.

Entre las ciudades de Bouarfa y Figuig D. mauritanica sólo ha sido hallado en una ocasión en Hassi bou Lakhou, Jebel Grouz (Foley, 1922) y desde entonces no ha sido citado posteriormente. Bons & Geniez (1996) ya orientaban a realizar prospecciones en esta zona para confirmar la presencia de esta gran víbora.

Durante un viaje herpetológico a Marruecos, el día 26 de agosto de 2012, los autores observaron un ejemplar subadulto de esta especie (Figura 2) muerto en las inmediaciones de un oued seco, junto a una ladera pedregosa orientada al sur con matorral disperso (Figura 3), en los alrededores de Abou-El-Khal (Jebel Grouz) (Lat. 32.202º / Long. -1.681º). Probablemente había caído en un pozo de decantación de poca profundidad donde al no poder salir había sido apedreado por algún humano. Algunas construcciones humanas para retener el agua son auténticas trampas para gran parte de los animales que habitan el hábitat donde

se ubican y son, en opinión de los autores, la principal causa no natural de muerte de los ofidios en Marruecos junto a los atropellos.

El espécimen, de aproximadamente 35 cm, tenía 27 hileras de escamas dorsales a mitad del cuerpo y una coloración similar al terreno donde se ubicaba, con un diseño poco contrastado, típico en los ejemplares de la cordillera del Antiatlas y su periferia suroccidental (Geniez et al., 1991). La cola era de color amarillento contrastada con el resto del cuerpo, hecho que podría deberse al engaño practicado para capturar presas (“caudal luring” en su terminología inglesa), táctica ya conocida en otros vipéridos (Henderson, 1970; Parellada & Santos, 2001).

La escasez de registros de esta especie entre Bouarfa y Figuig podría deberse a la falta de prospecciones (Bons & Geniez, 1996; Barata et al., 2011) ya que se trata de una especie muy esquiva y que en entornos tan áridos podría tener densidades bajas y estar presente normalmente cerca de los oueds, donde encuentra más humedad.

Figura 3: Hábitat donde fue observada la especie en Jebel Grouz.

Foto Raúl León Vigara

REFERENCIAS Barata, M., Perera, A., Harris, D.J., Van der Meijden, A., Carranza, S., Ceacero, F., García-Muñoz, E., Goncalves, D., Henriques, S., Jorge, F., Marshall, J.C., Pedrajas, L. & Sousa, P. 2011. New observations of amphibians and reptiles in Morocco, with a special emphasis on the eastern region. Herpetological Bulletin, 116: 4-14.

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Geniez, P., Geniez, M., Boissinot, S., Beaubrun, P.C. & Bons, J. 1991. Nouvelles observations sur l´herpétofaune marocaine, 2. Bulletin de la Société Herpétologique de France, 59: 19-27.

Henderson, R.W. 1970. Caudal luring in a juvenile Russell’s viper. Herpetologica, 26: 276-277.

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Rana iberica, nueva especie de anfibio para la Zona Periférica de Protección del Parque Nacional de Monfragüe (Cáceres, España) y análisis de su batracofauna Daniel Fernández-Ortín Aula de Naturaleza Monfragüe. Cl. Betania, 1. Bajo G. 10003 Cáceres. C.e.: danielortin@telefonica.net

Fecha de aceptación: 24 de noviembre de 2013.

Key words: amphibians, Extremadura, IberianPeninsula, Parque Nacional de Monfragüe, Rana iberica.

El Parque Nacional de Monfragüe se localiza en la provincia de Cáceres, Extremadura, en la zona centro occidental de la Península Ibérica (Figura 1), y se extiende en torno a la confluencia de los ríos Tiétar y Tajo, abarcando una superficie de 183,96 km2 de monte abrupto con fuertes pendientes. Este enclave se encuentra circunscrito en una penillanura de dehesas alomadas distinguidas con tres figuras de protección: Zona Periférica de Protección del Parque Nacional, Reserva de la Biosfera y Zona de Especial Protección para las Aves (Z.E.P.A.). La suma del Parque Nacional y su Zona Periférica de Protección forman un área de estudio de 1161,6 km2, afectado administrativamente por 14 términos municipales (Figura 1). Su orografía está definida por dos cadenas montañosas paralelas con orientación NW-SE, cuyas mayores cotas son el Pico de Miravete, con 839 msnm, y la Sierra de Enmedio con 870 msnm, en Casas de Miravete y Deleitosa respectivamente. No obstante, la mayor parte del territorio se encuentra entre los 220 msnm y los 600 msnm de altitud. En la Figura 2 se ubica biogeográficamente la zona de estudio atendiendo a los criterios de Belmonte (2008).

La vegetación predominante en Monfragüe es del tipo perennifolio esclerófilo, comunidad florística que se ve favorecida por el clima mediterráneo con acusada sequía estival propio de la zona. No obstante, en Para ver Anexos ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

Figura 1: Localización del área de estudio.

aquellas áreas afectadas por los ombrotipos más húmedos se localizan comunidades vegetales ecotónicas, situación que se evidencia en las zonas donde se unen las comarcas de La Vera y de Monfragüe, en el límite con el distrito Coriano al noroeste, y en las sierras surorientales de Miravete, donde el distrito Villuerquino ejerce su influencia proveniente de las sierras de Villuercas e Ibores.

Figura 2: Distritos biogeográficos del área de muestreo según Belmonte (2008), y áreas con presencia de Q. pyrenaica (azul) y P. lusitanica (rojo).

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Si bien es un espacio protegido, desde 1979 hasta 2007 como Parque Natural y desde 2007 como Parque Nacional, la comunidad de anfibios de Monfragüe carece de estudios concluyentes que esclarezcan su composición faunística. Hasta 2013, año en el que se publica el atlas de distribución de los anfibios de Monfragüe (Díaz, 2013), las referencias herpetológicas de la zona se limitaban a citas aisladas, exceptuando un trabajo dirigido por Muñoz del Viejo en 2002, cuyos resultados se publicaron en 2005 (Muñoz del Viejo, 2005).

Lamentablemente, el desconocimiento batracológico de Monfragüe coincide con la situación de la mayor parte de los 15 parques nacionales de España, con la excepción de las Islas Atlánticas, Doñana y Picos de Europa, los cuales cuentan con estudios de su herpetofauna (Galán, 2003; Díaz-Paniagua et al., 2005; Ayllón et al., 2010; Estación Biológica de Doñana, 2013).

Considerando toda la batracofauna ibérica habría que incluir el estudio de Soares et al. (2005) sobre los anfibios del parque nacional portugués de PenedaGerês. Asimismo, Viejo (2013) determina para la sierra de Guadarrama una batracofauna compuesta por 18 especies, lo que la situaría como la más diversa entre los parques nacionales ibéricos, aunque debido a su reciente declaración como Parque Nacional, aún no se ha concretado la composición faunística de los anfibios del área protegida. A pesar del trabajo de Díaz (2013), es necesaria un labor intensa de muestreo encaminada a la detección de algunas especies conflictivas de presencia incierta, como es el caso de Alytes obstetricans (Laurenti, 1768) y el de los representantes del género Pelodytes. Este trabajo trata de resolver esta situación proponiendo

excluir de la fauna monfragüense a estos dos últimos taxones, e incluyendo una nueva especie hasta ahora desconocida: Rana iberica Boulenger, 1879.

El presente estudio se basa en observaciones de anfibios recopiladas desde el año 1997 y registradas en una base de datos diseñada con el programa informático Acces y asociada a un banco de imágenes. Parte de estas citas han sido utilizadas en el atlas de distribución de los anfibios del Parque Nacional de Monfragüe y su Zona Periférica de Protección (Díaz, 2013) o han sido publicadas a través de fotografías en la revista digital Biodiversidad Virtual: Herpetos, por lo que se ha procurado hacer mención sólo de aquellos registros inéditos. No obstante, para la elaboración de las diferentes tablas, de algunas figuras o de los comentarios referidos a la batracofauna de la zona de muestreo se ha considerado toda la información recogida desde 1997. El único anfibio para el que se proporciona un mapa corológico es la nueva especie en el área de estudio, R. iberica. Para el resto de las especies se puede consultar el trabajo de Díaz (2013).

Los datos se han obtenido mediante la observación directa y posterior identificación en mano. No se ha dañado ni sacrificado a ningún ejemplar. En el caso de las larvas, tan sólo se han registrado aquellas observaciones que permitían su determinación de visu, sin necesidad de recurrir al análisis en laboratorio.

El área de muestreo corresponde al Parque Nacional de Monfragüe y su Zona Periférica de Protección. Para la geolocalización de los registros se ha utilizado una malla de cuadrículas de 1 x 1 km referenciada mediante el sistema de coordenadas MGRS en datum ED50, husos 29N y 30N, códigos EPSG

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23029 y 23030, y se han empleado los visores cartográficos digitales del Sistema de Información Geográfica de Parcelas Agrícolas del Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente (SIGPAC; Magrama.gob.es, 2013) y del Instituto Geográfico Nacional (IBERPIX; Instituto Geográfico Nacional de España, 2013).

Se han realizado muestreos específicos para encontrar especies cuya presencia en la zona de estudio puede resultar conflictiva. Es el caso de A. obstetricans, Pelodytes ibericus Sánchez-Herráiz et al., 2000, Pelodytes punctatus (Daudin, 1802) y R. iberica. En la planificación de estas prospecciones se han tenido en cuenta las necesidades ambientales de las especies buscadas y las correspondientes características bioclimáticas de diferentes lugares del territorio. A. obstetricans y R. iberica son taxones especialmente exigentes en cuanto a humedad ambiental, por lo que para seleccionar las zonas de muestreo se han considerado como bioindicadores las especies arbóreas Quercus pyrenaica Willd. y Prunus lusitanica L., propias de bioclimas más húmedos. Las dos especies del género Pelodytes se han buscado en todo tipo de masas de aguas, aunque con más insistencia en pequeños embalses, fuentes, charcas, abrevaderos en zonas adehesadas y vaguadas de arroyos estacionales. No se han llevado a cabo prospecciones sistemáticas, aunque muchas zonas han sido muestreadas con frecuencia. Por esta causa los resultados obtenidos no pueden considerarse concluyentes.

La localización de los ejemplares se ha llevado a cabo levantando piedras, troncos o cualquier superficie que pudiera servir de cobijo para los anfibios. Sólo de forma ocasional se ha procedido al mangueo de cuerpos de agua, circunstancia que explica el bajo

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número de citas de larvas. El registro de observaciones acústicas ha sido muy escaso.

Sin embargo sí se han localizado ejemplares a través de detecciones sonoras, especialmente en el caso de coros nocturnos. Asimismo, se han realizado recorridos en vehículo a través de carreteras, con el fin de localizar ejemplares muertos por atropello o detectar individuos activos, particularmente en noches lluviosas. Esta técnica permite aprovechar las horas de mayor actividad de muchas especies y facilita su observación al iluminar ejemplares libres de obstáculos que los oculten, como ramas o piedras. Este método resulta de gran eficacia, pues se han llegado a registrar hasta nueve especies en un solo transecto.

La ordenación sistemática de las especies se ha llevado a cabo conforme a las indicaciones de nomenclatura de la Asociación Herpetológica Española (AHE), publicadas en la lista patrón de 2011 (Carretero et al., 2011). Para la determinación de las especies, tanto adultos como larvas, se han utilizado las claves de Barbadillo (1987). Para la clasificación corológica de las especies se han considerado los criterios publicados en el atlas de los anfibios y reptiles de España (Pleguezuelos et al., 2002).

Se han obtenido 342 registros en 112 celdas de 1 x 1 km, el 8,6 % del total del área de estudio (Figura 3), y se han detectado 13 especies de anfibios (Tabla 1), todas ellas citadas con anterioridad en el territorio excepto R. iberica, que supone un nuevo vertebrado para la Zona Periférica de Protección del Parque Nacional de Monfragüe. No se han encontrado ni A. obstetricans ni Pelodytes sp., dos taxones citados en la bibliografía en algunas de las celdas de 10 x 10 km afectadas por el área de muestreo.

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Figura 3: Celdas 1 x 1 km en las que se han registrado datos de anfibios (cuadros grises), y localización de R. iberica (cuadros negros) en la zona de estudio.

Las observaciones de R. iberica (Figura 4) y los registros no publicados que confirman citas anteriores a Díaz (2013), o que amplían la distribución en celdas 10 x 10 km de alguna especie, se recogen en el Anexo. Salvo que se indique lo contrario, todas las observaciones han sido realizadas por el autor.

El esfuerzo de muestreo ha sido irregular en todo el área de estudio, con mayor intensidad en las zonas más accesibles del Parque Nacional y con grandes espacios sin prospectar, la mayor

parte de ellos incluidos en fincas particulares o áreas de difícil acceso. Por este motivo los resultados no pueden considerarse más que una aproximación a la situación real de la batracofauna de Monfragüe. En el mapa de la Figura 3 se muestran sólo aquellas celdas 1 x 1 km en las que se han producido registros, incluidas las citas presentadas por Díaz (2013).

Se han encontrado seis de las siete familias iberobaleares, salvo Pelodytidae, grupo taxonómico que cuenta con un registro en la zona de estudio, Pelodytes sp. (Muñoz del Viejo, 2005), cita que es obviada por su autor en trabajos posteriores (Muñoz del Viejo et al., 2005; Perianes et al., 2007). Díaz (2013) expresa sus dudas respecto a esta observación y considera la posibilidad del error en la identificación. A pesar de ello opta por considerar al género como elemento presente en Monfragüe.

Hasta que no se concrete una decisión respecto a la taxonomía del género Pelodytes, el grupo cuenta con dos especies peninsulares, P. punctatus y P. ibericus, y ninguna de las dos

Tabla 1. Ordenación taxonómica de las especies encontradas. Sp=número de especies; P1=proporción de la categoría con respecto a la batracofauna extremeña; P2=proporción de la categoría con respecto a la batracofauna iberobalear; 1 x 1 km=número de celdas 1 x 1 km con registros de la especie; 10 x 10 km=número de celdas 10 x 10 km con citas.

Orden

Familia

Especie

1 x 1 km

10 x 10 km

CAUDATA Sp: 4; P1:80% ; P2:40%

Salamandridae Sp: 4; P1:80% ; P2:40%

Pleurodeles waltl Salamandra salamandra Triturus pygmaeus Lissotriton boscai

21 8 14 14

22 11 17 14

ANURA Sp: 9; P1:81,8% ; P2:45%

Alytidae Sp: 2; P1:66,6%; P2:28,6%

Alytes cisternasii Discoglossus galganoi

5 7

12 11

Pelobatidae Sp: 1; P1:100% ; P2:100%

Pelobates cultripes

18

23

Bufonidae Sp: 2; P1:100% ; P2:66,6%

Bufo bufo Bufo calamita

31 22

18 19

Hylidae Sp: 2; P1:100% ; P2:100%

Hyla meridionalis Hyla arborea

20 2

17 4

Ranidae Sp: 2; P1:100% ; P2:40%

Rana iberica Pelophylax perezi

2 43

1 24

está citada en la provincia de Cáceres. Los registros más cercanos de P. ibericus se localizan en la provincia de Badajoz y los de P. punctatus en las de Toledo y Ciudad Real (Sánchez-Herráiz et al., 2000; Ayllón et al., 2002-2003; Hernández &

No obstante, la presencia de alguna de las dos especies en la provincia es muy probable, incluso Barbadillo (2002) considera la posibilidad de que ambas puedan vivir en simpatría dentro de la región extremeña, pues comparten, además, el mismo hábitat: charcas poco profundas, remansos de arroyos estacionales, y encharcamientos de todo tipo en áreas abiertas como campos de labor y dehesas. Esto ambientes son predominantes en la Zona Periférica de Protección.

Todo esto induce a pensar en la posible presencia de alguna de las especies ibéricas del género en el área de estudio.

Otra especie señalada en la bibliografía pero no encontrada en este trabajo es A. obstetricans, taxón citado en Monfragüe por Muñoz del Viejo (2005) pero que también es omitido en publicaciones posteriores de las que es autor o coautor (Muñoz del Viejo et al., 2005; Perianes et al., 2007). Por tanto esta cita es igualmente cuestionable, como ya lo advierte Díaz (2013) al plantear un nuevo error de identificación o incluso la extinción de la especie en la zona.

Sin embargo, en su trabajo, este autor también la incluye como parte de la fauna monfragüense. Según Bosch (2003), A. obstetricans habita zonas de pluviosidad alta, aunque también puede encontrarse de forma relicta en lugares secos o semiáridos del centro y sur peninsular. Además, indica que en poblaciones simpátricas con Alytes cisternasii Boscá, 1879 existe una clara segregación altitudinal, de manera que A. obstetricans suele asentarse en las zonas más elevadas y con mayor humedad, mientras que A. cisternasii ocupa espa-

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Foto Daniel Fernández-Ortín

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

Ayllón, 2007).

Figura 4: Ejemplar de R. iberica hallado en el área de muestreo.

cios más secos y de menor altitud. Esta situación podría darse en el área de Monfragüe, donde ambas especies cohabitarían; no obstante, A. cisternasii ha sido detectada en las zonas más húmedas del Parque Nacional, bosques de ribera en las cabeceras de los arroyos, por lo que según este planteamiento A. obstetricans sólo podría ocupar las zonas más altas de Monfragüe. Sin embargo, el escaso rango altitudinal del área de estudio impide que haya grandes diferencias bioclimáticas debidas a la altitud. Estas circunstancias inducen a pensar que A. obstetricans está ausente dentro de los límites del Parque Nacional, aunque es posible que pueda estar presente en la Zona Periférica de Protección aprovechando espacios ecotónicos con influencia de comarcas biogeográficas limítrofes, donde se localizan comunidades arbóreas propias de pisos climáticos más húmedos, como los bosques mixtos con Q. pyrenaica existentes en las zonas nororiental y noroccidental del área de muestreo (Figura 2).

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

Prieto Clemente (2005a,b) atribuye a Monfragüe una cita de A. obstetricans cuya localización geográfica no queda clara en el texto y no sitúa al género Pelodytes en Monfragüe. Más tarde, Prieto & Prieta (2010a,b) indican ambos taxones para Monfragüe. Sin embargo, una vez revisada la bibliografía aportada en la obra, no se ha encontrado referencia alguna a estos taxones en el espacio protegido, aunque se debe advertir que entre las reseñas bibliográficas se aportan algunos trabajos no publicados que no permiten contrastar datos.

Dadas todas estas circunstancias, parece aconsejable no incluir a A. obstetricans y Pelodytes sp. como taxones presentes en Monfragüe hasta que se documenten debidamente estos o nuevos registros, pues son elementos taxonómicamente conflictivos, en unos casos, o de carácter finícola, en otros.

La nueva especie para la zona de muestreo, R. iberica, muestra una distribución muy localizada en el límite suroriental de la Zona Periférica de Protección (Figura 3). De los 13 taxones hallados, es el único que no ha aparecido en el Parque Nacional, y debido a los requerimientos ambientales de la especie su presencia en el mismo es poco probable.

La única población detectada se ha encontrado en aguas lóticas, permanentes y limpias de una pequeña garganta con bosque de ribera de Alnus glutinosa (L.) Gaertn. y P. lusitanica dispersos. Es reseñable la coincidencia espacial de P. lusitanica con R. iberica dentro del área de estudio (Figuras. 2 y 3).

La Tabla 1 muestra cómo Pelophylax perezi (Seoane, 1885) es el elemento más ampliamente distribuido, seguido de Pelobates cultripes (Cuvier, 1829), Pleurodeles waltl Michahelles, 1830 y las dos especies pertenecientes al género Bufo. Cabe destacar la canti-

dad de individuos atropellados que se han censado de Bufo bufo (Linnaeus, 1758), 26 de 57 registros, el 45,6 %, circunstancia que podría deberse a una especial sensibilidad a la fragmentación de su hábitat causada por la construcción de vías de comunicación, o a que el tamaño y rasgos morfológicos hacen más fácil su localización e identificación tras los atropellos. García Montero (2012), en un estudio llevado a cabo durante 2010 en la carretera EX – 208, Plasencia-Trujillo, que atraviesa de Norte a Sur el área de muestreo, recoge 129 registros de anfibios atropellados, 72 indeterminados, y 57 identificados, 24 de los cuales corresponden a B. bufo, el 42,11%.

En el presente trabajo los registros de muertes por atropello de la especie suponen el 49%, 26 de 53 anfibios atropellados. Esta situación coincide con la descrita por Martínez-Freiría & Brito (2012) en su trabajo sobre la mortalidad de anfibios en las carreteras del Parque Natural de las Hoces del Alto Ebro y Rudrón, donde el 88,8% de los anfibios muertos correspondían a esta especie. Asimismo otros autores (Van Gelder, 1973; Gryz & Krauze, 2008) han realizado estudios con resultados similares, tal y como describen Colino-Rabanal & Lizana (2012) en su revisión de los trabajos que tratan esta problemática.

Una especie particularmente abundante es Hyla meridionalis Boettger, 1874, la cual muestra una acentuada afinidad por zonas ajardinadas de núcleos urbanos, en concreto durante el estiaje, pues ha sido encontrada en cinco de los seis núcleos urbanos del interior del área de muestreo: Villarreal de San Carlos, Serradilla, Serrejón, Casas de Miravete y Torrejón el Rubio. Por el contrario, su congénere Hyla arborea (Linnaeus, 1758) es una de las especies más escasas y menos distribuidas, que cuenta con tres citas

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

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antiguas en sendas cuadrículas 10 x 10 km y De las 16 especies de anfibios presentes en dos registros en los muestreos realizados: en Extremadura, 15 pueden ocupar los hábitats las celdas 30STJ6396 (Díaz, 2013; Fernández, existentes en el área prospectada, siendo 2013) y 30STK6400. Esta última cita confirTriturus marmoratus (Latreille, 1800) el único ma su presencia dentro de la Zona Periférica elemento cuya distribución queda fuera del de Protección la cuadrícula 10 x 10 km área tratada. Este taxón es más propio del clima correspondiente y constituye una población continental y se extiende por el norte de la sintópica con H. meridionalis.

Península y el oeste y sur de Francia. En En general, las especies más abundantes y Extremadura puede coincidir con Triturus extendidas del área de muestreo son también las pygmaeus (Wolterstorff, 1905) en las sierras del mejor adaptadas a ambientes xéricos. P. perezi es norte de Cáceres, en la frontera con Salamanca. un elemento ubicuo que ocupa cualquier tipo de Por tanto, las 13 especies detectadas en el prehábitat siempre que conserve algún punto de sente trabajo suponen el 86,66% de la batracoagua y, al igual que P. waltl, tolera niveles de fauna potencial del área de estudio. eutrofización y contaminación del agua mientras En el Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y que P. cultripes, B. bufo y Bufo calamita (Laurenti, Reptiles de España (Pleguezuelos et al., 2002) se 1768) son especies terrestres muy bien Tabla 2. Comparación de la riqueza específica de los parques adaptadas a altos índices de aridez. No nacionales ibéricos que cuentan con estudios de su batracofauobstante, la amplia distribución de otras na. P.E.: Picos de Europa (646,6 km2); I.A.: Islas Atlánticas especies que requieren mayor humedad (11,95 km2); E.N.D.: Espacio Natural de Doñana (1080,087 km2); M.Z.P.P.: Monfragüe y Zona Periférica de Protección (1161,6 km2); ambiental como Lissotriton boscai P.G.: PenedaGerês (720 km2).

(Lataste,1879) e H. meridionalis indican, de nuevo, que Monfragüe acoge Especies P.E. I.A. E.N.D. M.Z.P.P. P.G. un variado elenco de biotopos que favoX X Chioglossa lusitanica rece la existencia de una gran riqueza y X Pleurodeles waltl X X X X Salamandra salamandra X abundancia faunística.

X Mesotriton alpestris Biogeográficamente, la batracoceX X Lissotriton helveticus nosis de Monfragüe puede ordenarse X X X Lissotriton boscai X en cuatro grupos corológicos: especies X X Triturus marmoratus X Triturus pygmaeus X paleárticas, europeas, mediterráneas y X Alytes cisternasii X endemismos ibéricos. Los resultados X X Alytes obstetricans obtenidos muestran una clara domiX X X Discoglossus galganoi X X Discoglossus jeanneae nancia por el elemento mediterráneo X X Pelobates cultripes X con cuatro especies- y endémico -con X Pelodytes ibericus cinco-, pues los taxones incluidos en X X X Bufo bufo X alguno de estos grupos corológicos X X Bufo calamita X X Hyla arborea X suponen el 69,23% del total. Cabe desX Hyla meridionalis X tacar que R. iberica es el único endeX X Rana iberica X mismo no mediterráneo, y presenta X Rana temporaria una distribución eurosiberiana-atlántiX X Pelophylax perezi X 3 9 13 12 Riqueza específica 13 ca (Esteban & Martínez-Solano, 2002).

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2)

definen las áreas importantes para la herpetofauna española; en el apartado de Extremadura se describen ocho zonas, entre ellas Monfragüe.

Valorando los criterios usados en esa obra, el territorio estudiado formaría un área importante para la herpetofauna considerando exclusivamente a los anfibios, pues mantiene tres especies catalogadas como vulnerables en el Libro Rojo: Salamandra salamandra (Linnaeus, 1758), T. pygmaeus y R. iberica.

La calidad de la batracofauna de este territorio se hace de nuevo patente si se compara su riqueza específica con la de otras zonas de interés natural de la península, como los parques nacionales de

Los Picos de Europa, Islas Atlánticas, espacio natural de Doñana, y el portugués Peneda-Gerês (Tabla 2). Este último y Monfragüe son los parques nacionales con mayor riqueza específica de los estudiados hasta el momento.

AGRADECIMIENTOS: El autor desea reconocer el apoyo de la Asociación Al-Murabit y de su Presidente, A. García, cuyos datos han sido de gran valor. A A. Blázquez, por su compañía durante largas jornadas de campeo, y a D. Llucià por sus lecciones y acertadas sugerencias.

Finalmente, agradecer a los gestores del Parque Nacional y al servicio de Agentes de Medio Ambiente las facilidades prestadas para realizar los muestreos.

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Publicidad de la AHE

Conservación Interacción de la pesca de arrastre con la captura incidental de tortugas marinas en el caladero del golfo de Cádiz José Carlos Báez1 & Luis Silva2 1 2

Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Málaga. 29640 Fuengirola. Málaga. C.e.: jcarlos.baez@ma.ieo.es Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Cádiz. Muelle de Levante, Puerto Pesquero, s/n. 11006 Cádiz.

Fecha de aceptación: 29 de mayo de 2013.

Key words: by-catch, leatherback sea turtle, loggerhead sea turtle.

La captura accidental de megafauna como los tiburones, manta rayas, tortugas marinas y delfines en la pesca de arrastre sigue siendo controvertida, ya que amenaza la diversidad biológica en muchas regiones biogeográficas (Zeeberg et al., 2006).

La pesca de arrastre se ha definido como un factor de amenaza para las tortugas marinas en regiones donde las tortugas se concentran para la hibernación (momento en el que los ejemplares adultos entran en un periodo de sopor cerca del lecho marino a escasa profundidad), como ocurre con Caretta caretta en el Golfo de Gabés en Túnez o en el Adriático Norte (Camiñas, 2004; Casale et al., 2012), o bien cuando se pesca en bahías poco profundas con los fondos recubiertos de algas donde pastan las tortugas, como ocurre en la bahía de Akyatan en Turquía (Kasparek et al., 2001; Laurent et al., 2001; revisados en Camiñas, 2004). En estas condiciones, cuando son capturadas por un arrastre de fondo pueden sufrir daños, llegando a sufrir la muerte por ahogamiento. Desde hace algunas décadas se han desarrollado sistemas de selectividad aplicables a los artes de arrastre con el objetivo de reducir la mortalidad de tortugas marinas. Los más extendidos son los denominados Dispositivos Excluidores de Tortugas, más conocidos como TED (siglas en inglés de “Turtle Excluder Devices”), que son una especie de puerta metálica que se inserta en

el saco del arte de pesca de arrastre de forma que permite la salida de la red de las tortugas capturadas, pero no de la pesca (Mukherjee & Segerson, 2011). Este sistema, impuesto por los Estados Unidos a la flota camaronera que faena en el Pacífico y en el golfo de México, áreas de gran concentración de tortugas marinas de distintas especies, fue posteriormente obligatorio para aquellos países que quisieran comercializar en Estados Unidos productos de esas pesquerías camaroneras (Camiñas, 2004).

Debido al uso como zona de paso en las migraciones transoceánicas, y como área de alimentación, anualmente cientos de ejemplares de tortugas marinas, fundamentalmente C. caretta y Dermochelys coriacea se concentran en el golfo de Cádiz, llegando a varar algunos de estos individuos en las costas andaluzas (Bellido et al., 2010a,b; Báez et al., 2011, 2012a,b).

Un análisis detallado de los varamientos demostró que había una oscilación interanual en la abundancia de tortugas en el golfo de Cádiz (Báez et al., 2011, 2012b). Las tortugas marinas presentan una natación lenta, por lo que se aprovechan de las corrientes marinas y del empuje del viento para sus desplazamientos. Por otra parte, como demuestran los casos de varamientos masivos de C. caretta con síntomas de hipotermia, son sensibles a la bajada de la temperatura y al fuerte oleaje

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(Bellido et al., 2008). En este contexto, se ha planteado que en años con vientos predominantes del Oeste se concentran en el golfo de Cádiz tanto los ejemplares juveniles arrastrados del Atlántico oriental, como los ejemplares sub-adultos que acaban de salir del Mar Mediterráneo y se dirigen a sus playas de origen para reproducirse. Así, el golfo de Cádiz podría considerarse como un “área de concentración” de ejemplares de C. caretta en un paso previo a la migración transoceánica (Báez et al., 2011).

Similarmente, en el caso de D. coriacea, diversos autores (Camiñas & González de la Vega, 1997; Camiñas & Valeiras, 2001) especularon sobre la importancia del golfo de Cádiz para la concentración de estos reptiles.

Recientemente, Báez et al. (2012b), comprobaron que la abundancia relativa de D. coriacea en el golfo de Cádiz estaba relacionadas con el clima, al igual que en el caso de C. caretta.

La pesquería de arrastre del golfo de Cádiz se caracteriza por el elevado número de especies objetivo, superando las 50 especies a lo largo de un periodo anual. La mayoría presentan una marcada variación estacional en la abundancia, según la zona y la época del año, la cual está estrechamente relacionada con la biología de las especies. Sin embargo, del análisis de la composición específica de las capturas, junto a las características técnicas de las embarcaciones y los puertos de descarga, se obtuvo un único estrato de flota o“metier” para el caladero del golfo de Cádiz (Silva et al., 2007). Esta flota está compuesta actualmente por 149 embarcaciones de mediano porte que realizan mareas (es decir, viaje de pesca) de un día de duración, salvo algunas excepciones que suelen darse en los meses de verano en los que las mareas pueden tener hasta

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tres días de duración, dependiendo de la reglamentación en curso. Como media anual (periodo 2006-2010), esta flota estuvo compuesta por 182 embarcaciones que ejercieron un esfuerzo medio de 23.133 días de pesca y un desembarco medio de 6.744 Tm. Las características técnicas medias son de 17,9 m de eslora, 32 TRB de arqueo y 222 KW de potencia, usando el tradicional arte de arrastre denominado “baca”, caracterizado por una reducida abertura vertical (Anónimo, 2001). Los caladeros de pesca se encuentran repartidos por todo el golfo de Cádiz, estando prohibida la pesca de arrastre en toda la zona comprendida dentro de la franja de las primeras 6 millas desde costa, que coincide como término medio para todo el caladero con la isóbata de los 30 m de profundidad (Ramos et al., 1996). En la zona central del caladero, frente a la desembocadura del río Guadalquivir, la profundidad a 6 millas de costa se reduce a unos 20 m, como consecuencia del aporte de sedimentos procedentes del rio Guadalquivir.

El objetivo del presente estudio fue analizar las capturas accidentales de tortugas marinas por la flota de arrastre en el caladero del golfo de Cádiz, un área de concentración interanual de tortugas marinas.

Distribución de la flota de arrastre, y observaciones desde embarcaciones pesqueras: Los principales puertos de descarga de la flota de arrastre son Isla Cristina en la provincia de Huelva y Sanlúcar de Barrameda en la de Cádiz, con el 35% y el 21% de las capturas desembarcadas, respectivamente, los cuales presentan el 55% y el 33% de la flota arrastre censada, respectivamente. Le siguen en desembarco los puertos de El Puerto de Santa María, Huelva y el de Ayamonte con el 20%,

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8% y 9%, respectivamente (Galisteo et al., 2012). Durante la marea de pesca, que generalmente corresponde un día de duración, se suelen realizar entre dos y cuatro lances según la zona de pesca. Cuando las mareas se realizan en aguas más bien someras, entre los 20 y 50 m de profundidad, donde abundan los crustáceos costeros como el langostino (Melicertus kerathurus) y la galera (Squilla mantis), la duración de los lances no suele superar las 3 h dado el gran volumen de especies que captura, y el total de lances por marea oscila entre tres y cuatro. A mayor profundidad, el número de lances se reduce debido a que la maniobra de pesca tiene mayor duración. Por tanto, en mareas dirigidas a la captura de gamba blanca (Parapenaeus longirostris), la cual abunda en la plataforma profunda y comienzos del talud, entre los 100 y 300 m, las mareas suelen ser de dos o tres lances, de duración aproximada de 4 h por lance.

Por último, las mareas realizadas en aguas profundas donde la cigala (Nephrops norvegicus) y la gamba grande son las especies objetivo de crustáceos, dos lances suelen ser los habituales en la marea de pesca, con un tiempo medio de pesca por lance de unas 5 h. En estas mareas profundas, el tiempo de navegación para llegar a los caladeros suele ser considerable por la lejanía respecto a los puertos base de la flota.

La fuente de información procede de los observadores a bordo de arrastreros que realizan tareas de muestreo de todas las especies capturadas, tanto de las retenidas, como de las descartadas. En este caso fueron analizadas las observaciones desde 2005 hasta 2012, con un número total de mareas muestreadas durante el periodo 2005-2012 de 364 mareas.

Entre 2005 y 2008 se muestrearon 30 mareas anuales concentradas entre marzo y sep-

tiembre, y a partir de 2009 se llevaron a cabo una media de seis embarques mensuales. En todo el periodo, los embarques fueron realizados aleatoriamente en arrastreros de los diferentes puertos del golfo de Cádiz. El mes de octubre no se muestreó en ningún año debido a la existencia de una parada biológica para toda la flota de arrastre.

Observaciones desde Buques Oceanográficos: Otra fuente de información procede de las Campañas de Evaluación de los Recursos Demersales de la región Suratlántica Española del golfo de Cádiz (“Campañas ARSA”) que se realizaron hasta el año 2012 tanto en primavera, desde 1993, como en otoño, desde 1997, todas ellas a bordo del B/O Cornide de Saavedra (informes internos del Instituto Español de Oceanografía). El número promedio de días de pesca que se efectuó por campaña fue de 12 con un número medio de lances, de 1 h de duración, de 40 lances por campaña. El muestreo se corresponde con un muestreo aleatorio estratificado al área, donde diferentes estratos de profundidad son establecidos para el reparto de cuadrículas a muestrear, abarcando desde las 6 millas a costa hasta los 700 m de profundidad, aproximadamente (Silva et al., 2011).

Las capturas accidentales de tortugas marinas observadas a bordo de barcos de arrastre comerciales fueron poco frecuentes, y siempre de la especie C. caretta. Además, las tortugas fueron devueltas vivas al mar en todos los casos (Figura 1). La Captura por Unidad de Esfuerzo (CPUE), tomando la marea como unidad de esfuerzo, arroja un índice de CPUE de 0,0055, es decir, en sólo dos mareas de las 364 muestreadas fueron capturadas accidentalmente. Mediante un sencillo cálculo, si se

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Figura 1: Liberacion de un ejemplar de C. caretta por uno de los autores del artículo (L.S.).

mantiene la CPUE observada, para el esfuerzo observado en el periodo 2006-2010, se obtiene una media de 25 tortugas capturadas accidentalmente por año.

En relación con la información procedente de las “Campañas ARSA”, del total de días de campaña realizados a lo largo de la serie de 20 años, unos 400 días de campaña, sólo fueron capturados cinco ejemplares de C. caretta en cinco campañas diferentes. Estos fueron devueltas al mar en perfecto estado dado que sus capturas se efectuaron en la maniobra de virado.

Considerando la marea de pesca con un día de pesca, al igual que en los arrastreros comerciales, la CPUE fue de 0,013. De las cinco tortugas capturadas, sólo una de ellas fue capturada en primavera, en marzo concretamente, siendo el resto capturado en otoño, durante la primera

quincena del mes de noviembre. Además, todas fueron capturadas en la plataforma somera a menos de 80 m de profundidad.

Concretamente, en 2005 se capturó a 24 m de profundidad, en marzo de 2006 a 29 m, en noviembre de 2006 a 26 m, en 2008 a 79 y en 2011 también en aguas someras a 26 m de profundidad, localizados todos los casos en la zona más occidental del caladero.

El bajo valor de CPUEs de tortugas marinas observadas en arrastreros, desde el golfo de Cádiz, coincide con los resultados de estudios previos realizados en la zona. Así, Báez et al.

(2006), mediante encuestas y conversaciones dirigidas a 28 patrones de barcos arrastreros de profundidad del golfo de Cádiz, llegaron a la conclusión de que la frecuencia en la captura

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accidental de tortugas marinas por la flota de arrastre era rara-excepcional, liberándose los ejemplares vivos en casi todos los casos. La explicación que se dio por parte de los encuestados (Báez et al., 2006) es que, durante el virado del arte, éste accidentalmente podía capturar alguna tortuga que en ese momento se encontrara cerca. Por este motivo, al pasar poco tiempo en el copo, el animal no llegaba a sufrir daños graves y se devolvía en perfecto estado al mar. Cuando el arte se sube a bordo y se encuentra en posición vertical, y cerca de la superficie del agua, se crea una pequeña succión que podría arrastrar al interior especies de natación lenta que se encuentran nadando en superficie como es el caso de las tortugas. Esta hipótesis coincide con nuestras observaciones realizadas tanto en las “Campañas ARSA” como en los embarques en arrastreros comerciales.

Los valores de CPUEs obtenidos para arrastreros comerciales y para las campañas oceanográficas ARSA son muy inferiores a los observados en áreas de concentración de tor-

tugas, como por ejemplo el Gólfo de Manfredonia (Mar Adriático; CPUE = 0,1; Casale et al., 2012), o noreste de Venezuela (CPUE = 0,229; Alio et al., 2010). Posiblemente, el hecho de que sean tan bajas las capturas accidentales se deba a que las tortugas no se encuentran en el fondo reposando, sino que son capturadas accidentalmente, cuando coincide la virada de uno de estos aparejos con el paso de una tortuga cerca.

Como conclusión, se puede afirmar que las capturas accidentales de tortugas marinas por la flota de arrastre en el caladero del golfo de Cádiz son hechos aislados, ocurriendo todas las capturas en la zona de la plataforma somera, cuando las tortugas se concentran en un paso previo a su migración transoceánica. Además, cuando se producen, se suele realizar durante la maniobra de virado de la red, con lo cual los animales son capturados vivos y, posteriormente, devueltos al mar en buen estado para que puedan continuar su migración.

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Comportamiento trepador de Bufo calamita Jesús M. Evangelio-Pinach Consejería de Agricultura. Servicios Periféricos de Agricultura. Cl. Colón, 2. 16071 Cuenca. C.e.:jjevanach@hotmail.com

Fecha de aceptación: 18 de julio de 2013.

Key words: climbing abilities, Bufo calamita, Iberian Peninsula.

La capacidad trepadora de algunos anuros ibéricos es ampliamente conocida. Así, las especies pertenecientes al género Hyla, gracias a los discos adhesivos que poseen en sus dedos, son capaces de trepar por la vegetación de las zonas que habitan (Salvador & García París, 2001).

Igualmente, los miembros del género Alytes, y en especial Alytes obstetricans, presentan una capacidad trepadora principalmente para acceder a lugares de reproducción con paredes verticales, como albercas y pilones (Bosch, 2002). En los miembros del género Pelodytes también se ha descrito este comportamiento, los cuales son capaces de subir por superficies lisas apoyándose en su vientre (Salvador & García París, 2001; Arnold

& Ovenden, 2007). Puntualmente, en la Península

Ibérica también se ha descrito comportamiento trepador en comunidades de anfibios asociado a la explotación del sustrato vegetal dentro del bosque atlántico (Gosá, 2008), siendo citado en especies de hábitos fundamentalmente terrestres como Bufo bufo o Rana temporaria. Menos conocida, sin embargo, es la habilidad trepadora de Bufo calamita, la cual, aunque apuntada por algunos autores (Arnold & Ovenden, 2007), no es frecuentemente observada, y menos a plena luz del día, salvo que el animal se encuentre atrapado y expuesto al aire libre, debido al carácter nocturno de esta especie (Salvador & García París, 2001; Arnold & Ovenden, 2007).

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Foto J.M. Evangelio-Pinach

Figura 1: Ejemplar de B. calamita trepando por una esquina de la balsa de Talayuelas.

El pasado día 26 de noviembre de 2012, en una mañana soleada pero algo fresca, sobre las 9:30 h, fue observado y fotografiado un ejemplar de B. calamita trepando por una de las esquinas de una balsa de gran tamaño contra incendios forestales en la localidad conquense de Talayuelas (denominada balsa de Polán, UTM en WGS84: 30S X: 646461; Y: 4406326; 936 msnm; Figura 1). La balsa está situada en terreno silíceo y en ella también se puede observar Pleurodeles waltl. Tiene una profundidad de 3 m y está fabricada con hormigón. Teniendo en cuenta que en el momento de la observación había agua, aproximadamente, hasta una altura de 0,5 m y que al animal le quedaba otro 0,5 m para llegar a la parte superior, el ejemplar de B. calamita había trepado, empleando para ello solamente las patas delanteras y las traseras, una altura aproximada de 2 m. No llegó a terminar de subir la balsa puesto que, tras quedarse un tiempo inmóvil mientras era fotografiado, perdió

las fuerzas y cayó de nuevo al agua. El comportamiento de este ejemplar podría demostrar que la especie, en caso de quedar atrapada, es capaz de trepar por superficies verticales y prácticamente lisas. La dificultad para subir por este tipo de construcciones y otras similares (e.g., abrevaderos para el ganado y pozos) justifica la instalación de dispositivos de entrada y salida para anfibios, como el instalado recientemente en la balsa de Talayuelas (Figura 2). Este tipo de dispositivos facilitará que en años secos, cuando el nivel del agua suele ser bajo y escasean los medios naturales donde reproducirse, algunos anfibios puedan realizar sus puestas sin peligro de quedar atrapados y morir.

AGRADECIMIENTOS: A M.C. Arco, agente medioambiental que también estaba presente en el momento de la observación. A E. Ayllón por sus oportunos comentarios y correcciones.

Figura 2: Dispositivo instalado en la balsa de Talayuelas para la entrada y salida de anfibios.

Foto J.M. Evangelio-Pinach

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Efecto de la Luna en las capturas incidentales de tortuga boba en palangre de superficie dirigido al atún blanco en el Mediterráneo occidental Juan Mula, David Macías, Salvador García-Barcelona & José Carlos Báez Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Málaga. 29640 Fuengirola. Málaga. C.e: jcarlos.baez@ma.ieo.es

Fecha de aceptación: 13 de octubre de 2013.

Key words: by-catch, loggerhead sea turtle, longline, moon.

Estudios recientes han discutido el posible efecto de la Luna sobre las capturas dirigidas y accesorias en palangre de superficie (por ejemplo Damalas et al., 2007; Báez et al., 2009). Damalas et al.

(2007) encontraron una relación positiva entre las capturas de pez espada de las pesquerías de palangre de superficie del Mediterráneo oriental y el grado de luminosidad de la Luna. Macías et al.

(2012) encontraron una relación entre las capturas de llampuga (Coryphaena hippurus) y la proporción de disco lunar visible tanto en palangre de superficie dirigido al atún blanco (Thunnus alalunga) como en palangre tradicional dirigido al pez espada (Xiphias gladius). Los resultados obtenidos mostraron una correlación positiva entre las capturas de estas especies y el grado de luminosidad lunar. Estos autores interpretaron esta relación como una influencia de la iluminación de la Luna sobre la capturabilidad de estas especies. En este sentido, existen diferentes trabajos que apuntan al uso de la visión para localizar el cebo por especies como la tortuga boba Caretta caretta (Báez et al., 2007; Narazaki et al., 2013).

No obstante, el efecto de la Luna es complejo ya que además de los cambios en la luminosidad que producen las diferentes fases lunares, la posición de la Luna y el Sol con respecto a la Tierra tiene efectos gravitatorios sobre la intensidad de las mareas. Así, cuando el Sol y la Luna se encuentran en un mismo eje (tanto en conjunción, Luna nueva, como en oposición, Luna

llena), se origina una marea viva o sicigia. La mayor amplitud de estas mareas produce un incremento en el volumen de agua trasladado.

Por otra parte, cuando la Luna se sitúa en cuadratura respecto al Sol, es decir, en un ángulo aproximado a los 90º con la Tierra, se originan las mareas muertas o de cuadratura. En esta situación las fuerzas de atracción, que tienen distinto componente, se contrarrestan por lo que la amplitud de las mareas y sus efectos se ve reducida. Estos fenómenos de oscilación en el nivel del mar podrían condicionar los hábitos de alimentación de algunas especies marinas.

En el presente trabajo se explora el efecto tanto de la luminosidad de la Luna como de las mareas sobre las capturas incidentales de tortuga boba en palangre de superficie dirigido al atún blanco en el Mediterráneo occidental.

Los datos usados en este trabajo fueron tomados por observadores científicos del Instituto Español de Oceanografía (IEO) a bordo de los palangreros españoles entre 1999 y 2012. La zona de pesca comprende el mar de Levante-Baleares, mar de Alborán y parte de la cuenca argelina. El Programa de Observadores del IEO es un programa de monitorización y seguimiento de la dinámica de la pesca (para una mayor explicación del programa consultar Báez et al., 2007 y Macías et al., 2012).

Las variables estudiadas fueron la frecuencia de capturas de tortuga boba por unidad de

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esfuerzo (CPUE), siendo el esfuerzo medido por miles de anzuelos, y el porcentaje de luminosidad proporcionada por el disco lunar. Se seleccionaron sólo aquellos lances de LLALB que fueron calados entre las 18:00 y 24:00 horas, y por tanto la virada (es decir, el periodo efectivo de pesca) se produjo siempre a lo largo de toda la noche. Un total de 138 operaciones de pesca cumplieron este requisito (Figura 1). Por otra parte, se comprobó la CPUE de tortuga boba durante el periodo de mareas vivas (CPUEVIVAS) respecto al periodo de mareas muertas (CPUE-MUERTAS).

Figura 1: Área de estudio. En rojo se representa la posición de calada de las operaciones de pesca de palangre de superficie dirigidas al atún blanco (T. alalunga) usadas en el presente estudio.

Para comprobar la covariación de la CPUE con la luminosidad lunar se llevó a cabo la correlación no-paramétrica de Spearman, ya que las variables no presentaban una distribución normal. La luminosidad se obtuvo de un paquete específico de R 3.0.1 (www.r-project.org), que indica conforme al calendario lunar la proporción, en porcentaje, del disco visible correspondiente para un día concreto. Además, para corro-

borar la significación de la correlación, se realizó la prueba U de Mann-Whitney entre la CPUE media de tortugas capturadas con un porcentaje de luminosidad de disco lunar por debajo del 50% frente a la CPUE media de tortugas capturadas con un porcentaje de luminosidad de disco lunar por encima del 50%. Por otra parte, para comprobar si existían diferencias en la CPUE para los grupos analizados durante los periodos de mareas vivas respecto a los periodos de mareas muertas se realizó la prueba U de Mann-Whitney.

En las 138 operaciones de pesca contempladas en este estudio se capturaron 273 ejemplares de tortuga boba en los 437.393 anzuelos observados. Se encontró una correlación negativa entre la intensidad lumínica del disco lunar y la CPUE para la tortuga boba (r = -0,246; p = 0,004) (Figura 2). La prueba U de Mann-Whitney entre la CPUE media de tortugas capturadas con un porcentaje de luminosidad de disco lunar por debajo del 50% (que corresponde a un valor de 1,03*10-3) frente a la CPUE media de tortugas capturadas con un porcentaje de luminosidad de disco lunar por encima del 50% (que corresponde a un valor de 0,34*10-3) indicó la existencia de diferencias significativas (U = 1,829, p = 0,008).

Investigaciones previas han mostrado la relación positiva entre el incremento de la CPUE y la luminosidad de la luna. Sin embargo, en nuestro trabajo las correlaciones encontradas fueron negativas, es decir, a más intensidad lumínica menos capturas de tortuga boba. Este hecho podría explicarse porque al aumentar la luminosidad se incrementa la exposición del palangre a otros carroñeros (como por ejemplo chuchos, Pteroplatytrygon violacea, potas Todarodes sagittatus, y otros pequeños bancos de peces) y la competencia por el cebo podría disminuir la probabilidad de captura de la tortuga boba. Aunque la tortuga boba es capaz de seguir el rastro químico del cebo (Piovano et al. 2012), es muy poco eficien-

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ción del volumen de agua trasladado. Así, es plausible pensar que las corrientes producidas por las mareas deben afectar el comportamiento de esta especie ya sea variando la accesibilidad al palangre (movimientos verticales durante la noche, incremento en el área explorada, etc.), o su comportamiento alimenticio.

Figura 2: Capturas de tortugas por cada mil anzuelos para cada una de las 138 opeEn el presente trabajo se ha raciones de pesca de palangre de superficie dirigidas al atún blanco usadas en el predemostrado la influencia de la sente estudio, frente al porcentaje de luminosidad de disco lunar correspondiente.

Luna en las capturas incidentales te en la búsqueda de la carnada con falta de luz, de la tortuga boba. No obstante, existen otros faclo cual queda confirmado por el hecho que las tores como la distancia a la costa (Báez et al., 2007b; capturas incidentales se concentran significativa- Báez et al., 2011), la profundidad del área de pesca (Báez et al., 2007b) o las características técnicas de los mente en los lances diurnos (Báez et al., 2007a).

Con respecto a la posible influencia de la aparejos (Báez et al., 2013) más determinantes en su mareas, se encontró sólo una significación mar- efecto sobre la probabilidad de captura. ginal (U = 1,538, p = 0,052), siendo la media de las capturas de tortuga boba mayor en los lances AGRADECIMIENTOS: El mapa de distribución de las operealizados durante las mareas vivas. Las mareas raciones de pesca usadas en este estudio, fue creado a partir en las costas del Mar Mediterráneo son de esca- de la herramienta de información geográfica “map tool” de sa amplitud salvo en el Adriático y Golfo de seaturtle.org. Dos de los autores (S.G-B y J.C.B.) disfrutan Gabés. Sin embargo, la intensidad de la marea de un contrato en el Plan Nacional de Datos Básicos coprovoca un efecto en las corrientes por la varia- financiado por el IEO-EU.

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Encontrados un ejemplar de Daboia mauritanica y su puesta de huevos en un pozo en el suroeste de Marruecos Raúl León1 & Gabriel Martínez2 1 2

Cl. Estanislao Cabanillas, 43. 2º. 13400 Almadén. Ciudad Real. C.e.: ofidiofobia.inversa@gmail.com Cl. Pedro Antonio de Alarcón, 34. 5ºA. 18002 Granada.

Fecha de aceptación: 12 de noviembre de 2013.

Key words: Morocco, Daboia mauriitanica, viperidae, cistern.

La mayoría de las víboras del viejo mundo o víboras verdaderas (subfamilia Viperinae) son ovovivíparas, aunque algunas de ellas son ovíparas, como es el caso en Marruecos de Daboia mauritanica y de Cerastes cerastes (Gruber, 1993).

D. mauritanica es un vipérido destacable por la gran longitud total que puede llegar a alcanzar (1,80 m), y por su capacidad para ocupar tipos de hábitats muy variados (Bons & Geniez, 1996).

Durante un viaje herpetológico a Marruecos se encontró, el día 13 de agosto de 2012, una

hembra adulta de D. mauritanica (Figura 1) de aproximadamente 1,30 m de longitud total, atrapada en un pozo seco de 2 m de anchura y 3 m de profundidad en la región de SoussMassa, en un hábitat compuesto por muros de piedras, Euphrobia officinarum y Opuntia ficus-indica entre campos de Argania spinosa. Junto al ejemplar se encontró una puesta de huevos (Figura 2) depositada bajo una acumulación de piedras.

Probablemente el ofidio tuvo que realizar la ovoposición en el interior del pozo al no poder escaFotos Raúl León

Figura 1. Hembra adulta de D. mauritanica.

Figura 2. Puesta de D. mauritanica.

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par. La puesta estaba formada por 11 huevos de aproximadamente unos 4,5 cm de largo por unos 2,5 cm de ancho de media. Por norma general los huevos de esta especie albergan embriones en avanzado estado de desarrollo que eclosionan pasadas entre seis y ocho semanas (Gruber, 1993).

En el año 2009 ambos autores se dieron cuenta de la gran cantidad de anfibios y reptiles que quedaban atrapados en pozos, aljibes, albercas y otro tipo de estructuras para el almacenamiento de agua en Marruecos y Sáhara occidental. Sucesivos viajes confirmaron la existencia en la zona de cientos de aljibes que actúan como trampas de caída no sólo para la herpetofauna, sino también para mamíferos y gran cantidad de artrópodos. Se han podido encontrar atrapadas en estas estructuras gran parte de las especies citadas para la zona, incluso puestas de huevos de otras especies de reptiles, como Agama impalearis. Los animales que caen dentro de estos lugares mueren ahogados si conservan agua o por inanición si permanece sin ella. En ocasiones

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se han hallado cerca de 50 ejemplares de Bufo tesboulengeri o más de 10 ofidios, algunos vivos y otros muertos, atrapados en el mismo aljibe.

Parece que estas estructuras hacen de trampas de caída permanentes y cientos de animales mueren en su interior cada año. Consideramos que este hecho representa un problema de conservación muy notorio para la herpetofauna de la zona.

Las medidas correctoras para reducir de forma significativa la mortalidad de animales podrían consistir en la instalación de rejillas, trampillas metálicas u otras estructuras adecuadas en la entrada de agua de los aljibes para evitar la caída de animales en su interior. Otra solución complementaria sería construir rampas en las albercas para posibilitar la salida de los animales que caigan en ellas. A pesar de existir cientos de aljibes antiguos con grandes entradas desprovistas de cualquier medida que pudiera evitar la caída de animales hemos observados que algunos de nueva construcción sí presentan una trampilla metálica que impide el paso de animales, medida que valoramos como muy positiva.

REFERENCIAS Bons, J. & Geniez, P. 1996. Amphibiens et reptiles du Maroc (Sahara Occidental compris). Atlas Biogéographique.

Asociacion Herpetologica Española. Barcelona.

Gruber, U. 1993. Guía de las serpientes de Europa, Norte de África y Próximo Oriente. Omega. Barcelona.

Timon lepidus usa las conejeras como refugio Iván Salgado1 & Miguel Ángel Hernández2 Departamento de Ecología Evolutiva. Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). Cl. José Gutiérrez Abascal, 2. 28006 Madrid.

C.e.: i.salgado@mncn.csic.es 2 Cl. Eduardo Pascual y Cuellar, 6 dcha. 5º C. 28806 Alcalá de Henares. Madrid.

1

Fecha de aceptación: 11 de noviembre de 2013.

Key words: Timon lepidus, Oryctolagus cunniculus, ecosystem engineer, rabbit warrens, artificial refuges, Iberian Peninsula.

El lagarto ocelado (Timon lepidus) se guarece en las huras que excava, en grietas de roquedos, bajo las piedras o entre el matorral, pero

también ocupa las madrigueras de otros animales. La observación de este comportamiento es frecuente en los cerros de Alcalá de

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Henares (WGS84 30T 4704479; 600 msnm; Figura 1), un paisaje de “badlands”, típico de terrenos arcillosos y climas áridos, donde domina el matorral bajo y el pinar de repoblación (Pinus halepensis). El conejo (Oryctolagus cunniculus) aquí es abundante. Las colonias de conejos se establecen en cárcavas y promontorios y los lagartos se asolean en la entrada de las conejeras. Siempre vigilantes (Figura 2), se esconden dentro si advierten peligro.

Figura 1. Lugar de la observación (asterisco). Al sur del núcleo urbano de Alcalá de Henares, en la margen izquierda del río Henares.

El conejo es una especie ingeniera de ecosistemas, un organismo que regula la disponibilidad de recursos a otras especies por transformación del hábitat (Jones et al., 1994). El lagarto ocelado usa la conejera como refugio.

Este gran lagarto es presa habitual de la comunidad de depredadores ibéricos (Palomares & Delibes, 1991; Martín & López, 1996).

Es una pieza de cierto valor energético y bajo coste de captura, una presa alternativa al conejo (Martín & López, 1996), el nodo de la red trófica de los ecosistemas ibéricos (DelibesMateos et al., 2008). La estrategia antidepredadora del lagarto ocelado es la huida, salir a la carrera hasta la guarida para evitar al depredador. Pero aunque así elude el ataque aéreo, carnívoros de tamaño mediano y pequeño,

como el turón (Mustela putorius) o la comadreja (Mustela nivalis), se adentran en las madrigueras en busca de presas (McDonald & Harris, 1997; Santos et al., 2009). Las condiciones microclimáticas en el interior de la conejera, menor fluctuación térmica y mayor humedad relativa (Gálvez-Bravo et al., 2009), favorecen la regulación de la temperatura corporal, el desarrollo de la puesta y la hibernación. Además, el vivar es también cazadero por la abundancia de invertebrados en las inmediaciones (e.g., escarabajos coprófagos que se alimentan en las letrinas de los conejos) y el menor riesgo de depredación por la cercanía al refugio (Gálvez-Bravo et al., 2009).

Por tanto, la presencia del conejo, también de otros mamíferos excavadores (tejón, Meles meles; zorro, Vulpes vulpes; rata parda, Rattus norvegicus) y de aves que abren galerías donde nidificar (abejaruco, Merops apiaster; martín pescador, Alcedo atthis; avión zapador, Riparia riparia), facilitaría el refugio al lagarto ocelado y a otros reptiles y anfibios que se instalan en las huras abandonadas (Tabla 1). Donde el refugio es un factor limitante, el rol de las especies ingenieras es clave para diversificar la herpetofauna (Lomolino & Smith, 2003). Gálvez-Bravo et al. (2009) estaFoto Miguel Ángel Hernández

Figura 2. Un lagarto ocelado vigila mientras se calienta al sol en la entrada de una conejera. Los cerros de Alcalá de Henares, 2008.

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blecen una relación directa entre la presencia de conejo y la abundancia y diversidad de lagartijas. La construcción de refugios artificiales es también una medida de mejora del hábitat del lagarto ocelado, incluso para recuperar poblaciones amenazadas (Grillet et al., 2010). La conservación de los reptiles y los

anfibios depende en parte de la disponibilidad de refugio debido a la dependencia de las condiciones climáticas y a la vulnerabilidad a la depredación de los animales ectotermos.

AGRADECIMIENTOS: La revisión de M. Cheylan mejoró el manuscrito original.

Tabla 1. Relación de reptiles y anfibios que ocupan conejeras.

Reptilia

Especie

Nombre común

Referencia

Viperidae

Timon lepidus Acanthodactylus erythrurus Psammodromus algirus Psammodromus hispanicus Malpolon monspessulanus Rhinechis scalaris Vipera sp.

Lagarto ocelado Lagartija colirroja Lagartija colilarga Lagartija cenicienta Culebra bastarda Culebra de escalera Víbora

Observación personal Gálvez-Bravo et al., 2009 Gálvez-Bravo et al., 2009 Gálvez-Bravo et al., 2009 Blázquez y Villafuerte, 1990 Observación personal Gálvez-Bravo et al., 2009

Quelonia Testudinidae

Testudo hermanni

Tortuga mediterránea

Calzolai y Chelazzi, 1991

Alytidae

Bufo bufo Bufo calamita Alytes obstetricans

Sapo común Sapo corredor Sapo partero común

Delibes-Mateos et al., 2008 Delibes-Mateos et al., 2008 Delibes-Mateos et al., 2008

Caudata Salamandridae

Pleurodeles waltl

Gallipato

Delibes-Mateos et al., 2008

Squamata Lacertidae

Colubridae

Amphibia

Anura Bufonidae

REFERENCIAS Blázquez, M.C. & Villafuerte, R. 1990. Nesting of the Montpellier snake (Malpolon monspessulanus) inside rabbit warrens at Doñana National Park (SW Spain): phenology and a probable case of communal nesting. Journal of Zoology, 222: 692-693.

Calzolai, R. & Chelazzi, G. 1991. Habitat use in a central Italy population of Testudo hermanni Gmelin (Reptilia Testudinae). Ethology Ecology & Evolution, 3: 153-166.

Delibes-Mateos, M., Delibes, M., Ferreras, P. & Villafuerte, R. 2008. The key role of European rabbits in the conservation of the western Mediterranean basin hotspot.

Conservation Biology, 22: 1106-1117.

Gálvez-Bravo, L., Belliure, J. & Rebollo, S. 2009.

European rabbits as ecosystem engineers: warrens increase lizard density and diversity. Biodiversity and Conservation, 18: 869-885.

Grillet, P., Cheylan, M., Thirion, J.M., Dore, F., Bonnet, X., Dauge, C., Chollet, S. & Marchand, M.A. 2010.

Rabbit burrows or artificial refuges are a critical habitat component for the threatened lizard, Timon lepidus

(Sauria, Lacertidae). Biodiversity and Conservation, 19: 2039-2051.

Jones, C.G., Lawton, J.H. & Shachack, M. 1994. Organism as ecosystem engineers. Oikos, 69: 373-386.

Lomolino, M.V. & Smith, G.A. 2003. Terrestrial vertebrate communities at black-tailed prairie dog (Cynomys ludovicianus) towns. Biological Conservation, 115: 89-100.

Martín, J. & López, P. 1996. Avian predation on a large lizard (Lacerta lepida) found at low population densities in Mediterranean habitats: an analysis of bird diets. Copeia, 1996: 722-726.

McDonald, R. & Harris, S. 1997. Stoats and Weasels. The Mammal Society. London.

Palomares, F. & Delibes, M. 1991. Alimentación del meloncillo Herpestes ichneumon y de la gineta Genetta genetta en la Reserva Biológica de Doñana, SO de la Península Ibérica.

Doñana, ActaVertebrata, 18: 5-20.

Santos, M.J., Matos, H.M., Baltasar, C., Grilo, C. & SantosReis, M. 2009. Is polecat (Mustela putorius) diet affected by “mediterraneity”? Mammalian Biology, 74: 448-455.

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Nueva población introducida de Testudo hermanni en la provincia de Barcelona Joaquim Soler1, Albert Martínez-Silvestre1 & Cristina Bocos2 1 2

CRARC (Centre de Recuperació d’Amfibis i Rèptils de Catalunya). 08783 Masquefa. Barcelona. C.e.: crarc@amasquefa.com UAB (Universitat Autònoma de Barcelona). Departament de Biologia Animal, Biologia Vegetal i Ecologia. 08193 Bellaterra (Cerdanyola del Vallés). Barcelona.

Fecha de aceptación: 22 de octubre de 2013.

Key words: Testudo hermanni hermanni, new population, Barcelona, Catalonia, anthropic introduction.

La presente nota da a conocer la existencia de una nueva población de tortuga mediterránea occidental (Testudo hermanni hermanni) de origen antrópico y accidentalmente introducida en la provincia de Barcelona (Catalunya, NE España). La zona con presencia de este quelonio terrestre está enclavada en la comarca del Vallés Occidental y localizada en la coordenada UTM DF 29, presentando el enclave un rango altitudinal comprendido entre los 175 y 210 msnm. La zona forma parte de la Depresión Prelitoral Catalana, formada por materiales blandos y arcillosos. El conjunto de la comarca esta surcada por cursos de agua temporales que proceden de las estribaciones montañosas colindantes. La temperatura media anual oscila en torno a los 15ºC, con valores máximos que alcanzan los 32ºC en agosto y mínimos de -1ºC (entre enero y febrero). La pluviosidad anual media está entorno a los 500 L/m2 (Institut d’Estadística de Catalunya, 2012).

La vegetación mediterránea corresponde al dominio del encinar típico de Quercus ilex con durillo (Viburnum tinus) (Bolós & Vigo, 1984), aunque actualmente ya no se encuentra presente más que en pequeñas zonas de modo testimonial dada la alta presión urbanística e industrial. La mayor parte de los espacios no edificados o cultivados presentan un predominio de bosque secundario de pino carrasco

(Pinus halepensis) en cuyo sotobosque está presente el lentisco (Pistacea lentiscus), la aliaga blanca (Ulex parviflorus), la jara blanca (Cistus albidus), el madroño (Arbutus unedo) o la zarza (Rubus ulmifolius). También existe una alternancia entre el bosque de pino carrasco y zonas de baldíos, que en el pasado eran campos de cultivo, ahora colonizados por plantas herbáceas de las familias Plantaginaceae, Poaceae y Asteraceae. Los fondos de barranco surcados por torrentes, presentan restos de bosque de ribera, encontrando especies como aliso (Alnus glutinosa), espadaña (Carex pendula), cornejo (Cornus sanguínea) o clemátide (Clematis vitalba).

En mayo y junio de 2013 se desarrolló la prospección de la zona, acotada a partir de los datos correspondientes a localizaciones puntuales aportados por diversos lugareños. Algunos de los registros que permitieron focalizar el estudio de campo han sido publicados por Soler et al.

(2010). La prospección se llevó a cabo en 14 jornadas de 3 h (entre las 11:00 y las 14:00h), en una zona de 0,06 km2. La búsqueda se prefijó en un ortofotomapa, estableciendo las zonas más favorables para la especie. Todos los ejemplares fueron marcados con un código numérico de señales en las escamas marginales del caparazón, fotografiados (caparazón y plastrón), y tomados datos biométricos básicos (peso, anchura, altura máxima y longitud recta del caparazón).

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Figura 1. Estructura de la población, con una amplia base de ejemplares jóvenes, característica de poblaciones dinámicas.

Como resultado de la prospección, fueron encontrados un total de 43 ejemplares, siendo el 37% hembras, 30% machos y 33% juveniles no sexados y crías (Figura 1). La razón de sexos, a la vista de los datos obtenidos, fue de 1,23 hembras por macho. En el transcurso del seguimiento, fueron recapturados en una ocasión seis ejemplares y en dos ocasiones un ejemplar. La estimación poblacional mediante la aplicación del método Schnabel de captura-recaptura (Schnabel, 1938) determinó la posible presencia de 93 ejemplares. Todos los individuos fueron determinados como T. hermanni hermanni Gmelin 1789 (Cheylan, 1981; Bertolero, 2010) (Figura 2). El patrón de coloración de los ejemplares es similar al que presentan las poblaciones de Mallorca y Menorca (Bertolero, 2006; Soler et al., 2012a).

Esta pequeña población de tortuga mediterránea distribuida en una zona no superior a 0,06 km2 y profundamente humanizada tiene su más que probable origen en causas antrópicas. La población de tortugas estudiada se encuentra en una comarca muy humanizada, cuyos datos de población para 2012 son de 898.149 habitantes (1.540 Hab/Km2) (Institut d’Estadistica de Catalunya, 2013).

La presencia más antigua observada en la zona está fechada en la década de 1950 según los habitantes de la zona. La venta de tortu-

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gas mediterráneas como mascotas se popularizó en España en esa época como ha quedado referenciado por López-Jurado et al.

(1979). El comercio indiscriminado de esta especie en Catalunya fue prohibido por la ley en 1988, pero el gran número de quelonios en domicilios particulares distribuidos por toda su geografía más densamente poblada (litoral y pre-litoral) permitió, a consecuencia de fugas accidentales o de sueltas intencionadas, la formación de pequeñas poblaciones (Soler & Martínez-Silvestre, 2005). La elevada capacidad adaptativa de esta especie permite que se formen nuevas poblaciones a partir de unos pocos ejemplares liberados al cabo de relativamente pocos años de la aparición del grupo fundador. Tan sólo es necesario que haya pocos depredadores (al ser una zona degradada al lado de viviendas, la densidad de

Foto Cristina Bocos

Figura 2. Vista dorsal de un ejemplar juvenil, donde se observa el diseño y coloración típica de la tortuga mediterránea occidental T. hermanni hermanni.

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depredadores es baja) y pocos incendios forestales (poco frecuentes en la zona a causa de la elevada vigilancia por las urbanizaciones locales periféricas a la zona de estudio).

Esta población presenta una distribución en abanico, a partir de una urbanización limítrofe hacia una zona forestal degradada. La razón de sexos es equiparable e incluso superior para el número de hembras en comparación con otras poblaciones estudiadas de la misma subespecie en Les Alberes (1:0,77; Fèlix, 1999), Delta del Ebro (1:1; Bertolero, 2002), Menorca (1:1; Bertolero, 2006), Garraf (1:1,16; Soler et al., 2012b) y Montsant (1,2:1; Soler & Martínez-Silvestre, 2012).

Las pequeñas poblaciones de tortugas mediterráneas que existen en las inmediaciones de zonas humanizadas parecen estar, en cierta forma, al resguardo de la presencia y actividad humana. Esta protección se incrementa indirectamente ante los depredadores potenciales de la especie, que aunque presentes, son menos abundantes y rehúyen la proximidad humana. En la presente población han sido observadas conductas de acercamiento a zonas de huerta y espacios ruderales fronterizos a edificaciones, donde la vegetación es menos diversa pero más tierna y abundante a causa de las implementaciones de agua aportadas por los habitantes de la

zona. En el caso particular de esta población, la interacción con los vecinos de la zona es escasa. El carácter temporal de la ocupación de las residencias presentes en la zona contribuye a mantener la presencia de las tortugas desconocida, lo que minimiza su captura.

Sin embargo, estas pequeñas poblaciones están sometidas a un alto riesgo de desaparición por causas de destrucción del hábitat. Las pequeñas superficies que ocupan son altamente vulnerables a los incendios forestales o transformaciones del territorio. En el caso que nos ocupa, la dispersión por el territorio queda profundamente limitada por la fragmentación del hábitat, a causa de la gran densidad de vías de comunicación, núcleos urbanos, industriales y urbanizaciones de segunda residencia.

Si bien la población descrita no está sometida hasta la fecha a ningún plan de conservación, sí debería ser considerada por la administración competente en la gestión del medio natural en Catalunya en futuras acciones de ordenamiento territorial y planes urbanísticos.

AGRADECIMIENTOS: Al DAAM (Departament d’Agricultura, Ramaderia, Pesca i Medi Natural de la Generalitat de Catalunya) por el apoyo en la gestión de la población estudiada; y a A. Ortiga por la ayuda prestada en el marcaje y prospección de los individuos.

REFERENCIAS Bertolero, A. 2002. Biología de la tortuga mediterránea Testudo hermanni aplicada a su conservación. Tesis doctoral.

Universidad de Barcelona. Barcelona.

Bertolero, A. 2006. La tortue d’Hermann Testudo hermanni sur les îles de Majorque et Minorque. Chéloniens, 1: 12-19.

Bertolero A. 2010. Tortuga mediterránea – Testudo hermanni. In: Salvador A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales.

Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/ [Consulta: 21 septiembre 2013].

Bolós, O. & Vigo, J. 1984. Flora dels Països Catalans, Volum I. Editorial Barcino. Barcelona.

Cheylan, M. 1981. Biologie et écologie de la tortue d’Hermann

Testudo hermanni Gmelin 1789. Contribution de l’espèce a la connaissance des climats quaternaires de la France. Mémoires et Travaux de l’Institut de Montpellier (E.P.H.E.). Montpellier.

Fèlix, J. 1999. Avaluació d'una població de tortuga mediterrània (Testudo hermanni hermanni Gmelin, 1789), la incidència d'un incendi forestal i la cicatrització de la població en els quatre anys següents. Butlletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 14: 78-94.

Institut d’Estadistica de Catalunya. 2012. <http://aprenestadistica.gencat.cat/secundaria/activitats/mediambient/ince ndis.jsp> [Consulta: 03 julio 2013].

Institut d’Estadistica de Catalunya. 2013. <http://www.idescat.cat/ emex/?id=40#h1> [Consulta: 21 septiembre 2013].

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2013) 24(2) López-Jurado, L.F., Talavera-Torralba, P.A., Ibañez-González, J.M., MacIvor, J.A. & García-Alcazar, A. 1979. Las tortugas terrestres Testudo graeca y Testudo hermanni en España.

Naturalia Hispanica, 17:1-63.

Schnabel, Z.E. 1938. The estimation of the total fish population of a lake. American Mathematical Monthly, 45: 348-352.

Soler, J. & Martínez-Silvestre, A. 2005. La tortuga mediterrània a Catalunya. Edicions l’Agulla de Cultura Popular. Tarragona.

Soler, J. & Martínez-Silvestre, A. 2012. Estat actual del projecte de reintroducció de la tortuga mediterrrània (Testudo hermanni hermanni) al Parc Natural De Montsant. 20-21. In: XIV Jornades Herpetològiques Catalanes. Marçà (Priorat).

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Soler, J., Martínez-Silvestre, A., Budó, J., Capalleres, X. & Juárez, J. 2010. Análisis de la presencia de tortugas terrestres alóctonas y autóctonas asilvestradas en Cataluña (NE España).

Boletin de la Asociación Herpetologica Española, 21: 63-68.

Soler, J., Pfau, B. & Martínez-Silvestre, A. 2012a. Detecting intraspecific hybrids in Testudo hermanni (Gmelin 1789).

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Soler, J., Martínez-Silvestre, A., Marquès, F., Tarín, R., Portabella, C. & Torrentó, J. 2012b. Avaluació demogràfica de la tortuga mediterrània (Testudo hermanni hermanni) al Parc Natural del Garraf (2007-2010). 66-77. In: VI Monografies del Garraf i d’Olèrdola. Edicions Diputació de Barcelona. Barcelona.

Datos sobre la capacidad de Trachemys scripta scripta para reproducirse en la naturaleza en España Carmen Díaz-Paniagua, Pilar Fernández-Díaz & Manuel Hernández Estación Biológica de Doñana-CSIC. Avda. Américo Vespucio, s/n. 41013 Sevilla. C.e.: poli@ebd.csic.es

Fecha de aceptación: 13 de noviembre de 2013.

Key words: exotic species, Trachemys scripta, reproduction.

Los galápagos exóticos son actualmente un problema en los ecosistemas ibéricos, pues su liberación en el medio natural es considerada como una amenaza para la conservación de las poblaciones de galápagos autóctonos (Da Silva, 2002; Keller & Andreu, 2002; Pleguezuelos, 2002). La presencia del galápago de Florida, Trachemys scripta, está ampliamente representada a lo largo de toda España, donde además se conocen poblaciones reproductoras en determinados puntos (Martínez-Silvestre et al., 2011). Hasta ahora, tanto las poblaciones reproductoras, como la mayoría de los individuos que se avistan en lagunas, estanques o ríos, pertenecen a la subespecie T. s. elegans, que se caracteriza por las anchas bandas rojas que se aprecian a ambos lados de su cabeza.

Desde 1996, se conoce la capacidad de esta subespecie para reproducirse con éxito en España, habiéndose observado tanto en condiciones seminaturales como naturales

(Martínez-Silvestre et al., 1997; De Roa & Roig, 1998; Pleguezuelos, 2002). Este dato se considera un claro indicador del alto riesgo que supone su presencia en el medio natural, donde puede establecer poblaciones naturalizadas. La erradicación de estas poblaciones requiere un alto esfuerzo humano, tecnológico y económico, como se aprecia en las campañas realizadas en Valencia, donde se han llegado a extraer más de 20.000 individuos entre 2003 y 2012 (LIFE-Trachemys, 2012).

El problema de la invasión de estos galápagos se pretendió reducir en 1998, cuando la Unión Europea dictó una norma prohibiendo la importación de T. scripta elegans, basándose en los daños que puede producir al medio ambiente como especie invasora. Sin embargo, desde entonces se ha incrementado la importación de otras especies de galápagos, e incluso de otra subespecie de la misma especie (T. s. scripta), que se distingue fácilmente de T. s. elegans por el característico diseño

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de las franjas situadas a ambos lados de la cabeza, que son amarillas en lugar de rojas. A esta subespecie pertenecen la mayoría de las crías de galápago vendidas como mascotas en los últimos años (entre 1998 y 2013) en España.

A pesar de su proximidad con T. s. elegans, hasta ahora apenas existen datos que confirmen la capacidad de T. s. scripta para reproducirse en el medio ambiente en España. Se ha citado la captura de siete neonatos de esta subespecie en el río Esla (Bermejo-García, 2008), no existiendo todavía evidencias de poblaciones naturalizadas ni datos de nidos con huevos viables depositados por individuos en el medio natural.

La laguna de Fuente del Rey (coordenadas: 37º18’N / 5º58’W; altitud: 8 msnm) está situada en Dos Hermanas, a 4 km de Sevilla y a 600 m del río Guadaira, colindando con un pequeño núcleo urbano. En ella se han realizado prospecciones de galápagos en cuatro ocasiones distintas. Estas se realizaron utilizando seis nasas, que se revisaban regularmente durante un

periodo entre 15 días y dos meses de duración.

Los galápagos autóctonos capturados se liberaban tras hacerles una muesca en el caparazón, con el fin de identificarlos en la siguiente captura. Los galápagos exóticos capturados se extraían de la laguna y se enviaban a la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía, para su sacrificio. En las primeras prospecciones, realizadas en 1999 y 2002, se apreció una gran abundancia de Mauremys leprosa (número total de galápagos capturados = 120), detectándose en los respectivos años un 18% y un 11% de individuos de T. s. elegans. A partir del año 2010 se observaron también individuos aislados de T. s. scripta en la laguna (tres en 2010 y tres en 2013). En 2010 se capturó una hembra de T. s. elegans construyendo un nido, que fue extraída antes de que depositara los huevos.

El 23 de Junio de 2013 se observó a una hembra de T. s. scripta que acababa de depositar los huevos en el nido. Estaba situado a aproximadamente 20 m del borde de la lagu-

Figura 1. Única cría de T. s. scripta nacida de un nido encontrado en la laguna de Fuente del Rey (Sevilla) tras la extracción e incubación de los huevos en vermiculita húmeda.

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na, en un lugar poco soleado, Tabla 1. Tamaño y peso de los huevos (n =7) de un nido de T. s. scripta localizado en la laguna de Fuente del Rey (Sevilla), así como de la entre tarajes. Se procedió a descría objeto del presente estudio, nacida tras incubación en vermicuenterrar el nido y se extrajeron lita húmeda. Para el cálculo de las medias se han excluido los huevos un total de 13 huevos. Tres de en mal estado. ellos se rompieron al desenteMedia Desviación típica (min-max) rrarlos, el resto fue guardado en Peso huevo (g) 8,04 0,64 7,13- 9,24 un recipiente de plástico con Longitud huevo (mm) 31,47 0,73 30,58-32,43 arena, quedando al descubierto Ancho huevo (mm) 21,56 0,89 20,96-23,5 algunos huevos en su cara supePeso cría (g) 4,31 rior. Al día siguiente, tres de Longitud espaldar cría (mm) 23,9 ellos estaban muy abollados, al Longitud peto Cría (mm) 22,6 haber perdido humedad por encontrarse al descubierto, otros tres estaban completara la reabsorción del vitelo. Tres días sólo un poco deformados, pero parecían en más tarde se observó ya a la tortuga fuera del buen estado y cuatro se encontraban en bue- huevo desplazándose por el interior del recipiennas condiciones. Se enterraron en vermiculita te, registrándose entonces su peso y longitud humedecida (50% peso vermiculita y 50% (Tabla 1). En Octubre se diseccionaron los respeso agua), con lo que recuperaron humedad, tantes huevos, cuando ya se descartó la posibilimostrando siete de ellos un aspecto normal. dad de que eclosionaran. Sólo en uno de ellos se Se midieron y pesaron y a partir de entonces apreció un embrión de 17 mm, en estado de se mantuvieron en las mismas condiciones en desarrollo 25 (según la tabla de Yntema, 1968), una habitación sin control de temperatura. mientras que en los demás sólo se observó una La temperatura de incubación varió entre densa capa de vitelo compactado.

24.7 y 31.6ºC (media = 27,9 ºC, medida con Aunque en este caso la incubación de los hueun Data logger Themocron®, que recogía los vos no se ha completado en el medio natural, el datos cada hora). nacimiento de la cría y el desarrollo del embrión La primera revisión de los huevos se realizó el revela la capacidad de T. s. scripta para desarrollar 28 de agosto, cuando se apreció uno de los hue- huevos fértiles en el medio natural. Estos datos vos rajado, y en su interior una cría viva de indican que esta subespecie, como ya se demostró T. s. scripta (Figura 1) que todavía mantenía con T. s. elegans, tiene también capacidad para externamente un pequeño volumen de vitelo. Se establecer poblaciones reproductoras, por lo que separó el huevo con la cría en su interior en otro debe controlarse su importación y venta además recipiente con vermiculita húmeda para que de impedirse su liberación en el medio natural.

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Un caso de depredación de Procambarus clarkii sobre Pelophylax perezi no larvaria Juan Ramón Fernández-Cardenete1, Julio Hernández-Gómez2 & Javier Benavides3 Depto. Zoología. Universidad de Granada. Avda. Severo Ochoa, s/n. 18001 Granada.C.e.: juanra@ugr.es Aula de la Naturaleza Valparaíso. Colegio Ave María Casa Madre. Cuesta del Chapiz 18010. Granada.

3 Asociación Herpetológica Granadina. Avda. Granada, 30-B. 18213 Jun. Granada.

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Fecha de aceptación: 24 de noviembre de 2013.

Key words: exotic species, invasive species, Procambarus clarkii, predation, Pelophylax perezi.

Las especies invasoras constituyen, después de la pérdida de hábitat, la segunda mayor amenaza de pérdida de biodiversidad a escala global y uno de los principales motores del cambio global (IUCN/ISSG). El cangrejo de río americano (Procambarus clarkii), un decápodo nativo del noreste de México y Centro y Sur de Estados Unidos, es considerado como una especie invasora en la Península Ibérica (MAGRAMA, 2011). Es, además, vector de un hongo oomiceto (Aphanomyces astaci) considerado por la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza entre las 100 especies invasoras más dañinas a nivel mundial (Lowe et al., 2004). En Europa, este cangrejo se incluye también como una de las 100 especies exóticas invasoras más peligrosas (DAISIE, 2008), y en España aparece entre las 20 especies más dañinas (GEIB, 2006). Aparte de su conocida aptitud como vector de enfermedades, P. clarkii

depreda o compite con especies autóctonas, incluidos los anfibios (Cruz et al., 2006a,b; Portheault et al., 2007; GEIB, 2011), y altera la estructura del suelo por sus hábitos cavadores, desestabilizando las orillas de los cursos de agua (Correia & Ferreira, 1995). Es, además, un elemento desestructurador de las redes tróficas y provoca alteraciones en las condiciones lumínicas de la columna de agua, impidiendo la recuperación de la vegetación sumergida, lo cual también afecta negativamente a las poblaciones de anfibios (GEIB, 2011). Todo esto ha motivado la ratificación de su inclusión en el actual Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras (MAGRAMA, 2013).

En la Península Ibérica se tiene constancia de sus primeras liberaciones en 1973, cuando se liberaron 100 kg de cangrejos procedentes de Nueva Orleans en arrozales de Badajoz. Tras el "éxito" de la suelta, el por entonces ICONA

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Sin embargo, también puede convertirse en un depredador de fases no larvarias de anfibios (Bermejo, 2006; Egea-Serrano, 2006), ya que sus quelas pueden infligir amputaciones y heridas considerables a individuos adultos de P. perezi y otros anfibios (Egea-Serrano, 2006).

El 1 de noviembre de 2013, en un camino cerca de la Reserva Natural de Laguna Chica de Archidona (Málaga; cuadrícula UTM: 30S UG80; 740 msnm), el segundo autor de esta nota escuchó vocalizaciones de agonía emitidas por un individuo subadulto de P. perezi, en forma de maullidos intermitentes de distinta duración. El ejemplar, situado a la entrada de una oquedad en el talud de tierra de un canal de regadío, tenía una de las patas traseras atrapada por las quelas de un ejemplar de P. clarkii de gran tamaño (Figura 1), y parte de su extremidad había sido parcialmente devorada (Figura 2).

Finalmente se pudo rescatar a la rana y ésta escapó con vida. Esa mañana se capturaron más de 50 ejemplares de cangrejos, la mayoría jóvenes, a lo largo de un buen tramo del canal cercano a Laguna Chica. Se observaron más ejemplares pequeños de P. perezi con alguno de sus miem-

Fotos Julio Hernández

realizó introducciones masivas oficiales en las marismas del río Guadalquivir (1974) con fines comerciales, habiendo sido introducido posteriormente en toda la Península para comercio de acuicultura y como especie-cebo. Se ha ido naturalizando en los cursos fluviales, expandiéndose rápidamente debido mayormente a sueltas ilegales, aunque también a su propia capacidad de dispersión natural. En la Albufera de Valencia se introdujo en 1978 y en el Delta del río Ebro en 1979. En poco tiempo se extendió a Portugal y a mediados de la década de 1980 ya estaba presente en toda la cuenca del río Guadiana (GEIB, 2006; DAISIE, 2008).

Los hábitos alimenticios de P. clarkii son genéricamente fitófagos y carroñeros, aunque se la considera una especie omnívora de amplio espectro trófico, y su dieta incluye puestas y larvas de anfibios (MAGRAMA, 2012), llegándose a observar como consecuencia disminuciones en las poblaciones de éstos (GEIB, 2011). No obstante, la especie puede llegar a convivir en sintopía con las especies menos exigentes de anfibios, como la rana común (Pelophylax perezi) (Fernández-Cardenete, datos no publicados).

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Figura 1. Ataque de P. clarkii a P. perezi en Archidona, Málaga.

Figura 2. Detalle de depredación de P. clarkii sobre P. perezi (Archidona, Málaga).

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bros amputados, ya cicatrizados, junto a algunas larvas grandes y bastantes individuos postmetamórficos sanos de ese mismo verano.

La zona del arco calizo malagueño y la zona colindante del poniente granadino posee una gran importancia para los anfibios y ha sido incluida en multitud de trabajos recopilatorios sobre áreas de interés para anfibios (Antúnez, 1983; Santos et al., 1998; Mateo, 2002; Tejedo et al., 2003; Reques et al., 2006).

Se ha constatado en la cuadrícula UTM de 10 x 10 km anteriormente citada la presencia de nueve de las 15 especies de anfibios del sureste ibérico, entre ellas dos urodelos endémicos con graves problemas de conservación en Andalucía, el tritón pigmeo (Triturus pygmaeus) y la salamandra penibética (Salamandra s. longirostris), habiéndose confirmado la presencia de P. clarkii desde 2002 en algunos de sus lugares de reproducción, como

en el arroyo de la Canaleja (sierra del Jobo, t.m.

Villanueva del Rosario), un caso ya denunciado por la Asociación Herpetológica Granadina, y recogido en la memoria final de un proyecto sobre anfibios endémicos (Tejedo et al., 2003).

Se insta a la autoridad competente a que actúe en aquellos puntos con presencia de estos anfibios amenazados (y como corresponde con una especie incluida en un catálogo nacional de especies invasoras), procediendo al control de estas poblaciones de P. clarkii, dentro de las campañas de “Control directo y erradicación poblacional en el medio natural” incluidas en el Programa Andaluz para el Control de Especies Exóticas Invasoras (CMA, 2004).

AGRADECIMIENTOS : Esta nota se la dedicamos a J. Hernández, quien, ya a su corta edad, participa activamente en las revisiones de charcas y humedales.

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Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía. Sevilla.

SERVIDOR DE INFORMACIÓN DE ANFIBIOS Y REPTILES DE ESPAÑA siare.herpetologica.es

e la idad d Public

AHE

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.

La Asociación Herpetológica Española agradece la ayuda prestada en la revisión de los manuscritos, para los volúmenes 24 (1) y 24 (2) de 2013, a los siguientes especialisras: Adolfo Marco Guillermo Velo-Antón Aitor Valdeón Joan Carles Guix Albert Bertolero José Antonio Mateo Albert Martínez-Silvestre Juan M. Pleguezuelos Albert Montori Luís García-Cardenete Alberto Muñoz Marc Cheylan Alejandro Giraudo Miguel A. Carretero Alfredo Salvador Oscar Arribas Catarina Rato Patrick Colombo Enrique García-Muñoz Pedro L. Hernández Sastre Fernando Martínez-Freiría Pierre-André Crochet Francisco Ceacero Ricardo Reques Vicente Roca

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