BAHE nº 28 · volumen 2 [2017] by Marcos Pérez de Tudela Gely

SUMARIO nº 28(2) - 2017

Historia Natural Distribución altitudinal de Chioglossa lusitanica en Galicia. Martiño Cabana & Pedro Galán .......... Primera cita de albinismo en una larva de Hyla molleri. Alberto Gosá & Óscar Arribas ................... Cola bífida en Anguis fragilis (Linnaeus, 1758). Ismael Espasandín ............................................. Ectrodactyly of the exotic lizard Hemidactylus mabouia (Squamata: Gekkonidae) in an urban area of northern Brazil, eastern Amazon. Patrick Ribeiro Sanches, Fillipe Pedroso dos Santos & Carlos E. Costa-Campos .................. Actividad nocturna de Malpolon monspessulanus en la meseta norte. César J. Pollo & Marta Puebla ........................................................... Adición a la fauna de parásitos de reptiles saurios de la península ibérica. Vicente Roca .............. First case of predation in Pleurodeles poireti (Gervais, 1835). Daniel Escoriza & Jihène Ben Hassine ............................................................ Parásitos del gallipato (Pleurodeles waltl) en la provincia de Castellón. Vicente Roca .............. Distribución Primeros indicios de presencia de camaleón común Chamaeleo chamaeleon (Linnaeus, 1758) en el Parque Natural de la Albufera de Valencia. Ángel Gálvez, Enrique Ruiz & Rubén Sánchez ......................................................... Nuevas citas de herpetofauna en la Plana de Requena-Utiel (Comunidad Valenciana). Ángel Gálvez & Luis Albero ........................................ Note on the discovery of a new relict population of Salamandra salamandra (Amphibia: Salamandridae) from the Minervois in Southern France. Axel Hernandez & Jean Raffaëlli ..................... Conservación ¿Es conveniente incluir a Vipera latastei en el catálogo español de especies amenaza-

Foto portada: Alytes dickhilleni. Moratalla (Murcia), España. Jorge Sánchez.

3 7 11

13 14 17 19 20

24 25 33

das?. Alfonso Balmori ...................................... El olivo, vehículo y vector de ofidios foráneos: un nuevo caso en las islas canarias. José Cabot, José A. Mateo & María Á. Cabot-Prieto .. ................................................. Reproducción oportunista de Discoglossus galganoi en el Parque del Oeste, Madrid. Rubén Haro-Gil, Alex Torres-Riera, Daniel Bustillo-de la Rosa & Alberto Sánchez-Vialas ................... Actuación sobre pasos canadienses con el fin de minimizar la muerte de herpetofauna. Gonzalo Alarcos ................................................ Nuevas citas de tortuga mordedora norteamericana, Chelydra serpentina (Testudines: Chelydridae), en Valencia y su posible potencial invasor. Josep F. Bisbal-Chinesta ........................... Concentración de salamandras (Salamandra salamandra fastuosa) en una zona urbanizada del litoral cantábrico. Alfonso Villarán & Juan Domínguez ..................................... Parasitic dermic cyst in Mesotriton alpestris (caudata: salamandridae). Francisco J. Diego-Rasilla ................................................... Distribución y situación actual de la población oriental ibérica de Ichthyosaura alpestris. Alberto Gosá, Ion Garin-Barrio, Aitor Laza-Martínez ................................................ Infección por dermocistidios en Lissotriton helveticus en Cataluña: nuevos datos y apuntes sobre su diagnóstico. Albert Martínez-Silvestre, Daniel Fernandez-Guiberteau, Laia Pérez-Sorribes & Roser Velarde ..................................... Morphological abnormality in Leptodactylus podicipinus (Cope, 1862) (Anura: Leptodactylidae) in an urban area of north Brazil, Eastern Amazon. Fillipe Pedroso dos Santos, Patrick Ribeiro Sanches, Jackson Cleiton de Sousa & Carlos E. Costa-Campos .............................................

37 40 43 45 49 53 56 57

Normas de publicación ........................................ Interior contraportada

Foto contraportada: Daboia mauritanica. Agadir, Marruecos. Raúl León.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2)

Boletín nº 28(2). Año 2017. Editores: Alberto Gosá (reptiles: agosa@aranzadi.eus) Alex Richter (anfibios: richterboixalex@gmail.com) Andrés Egea (proceso post-aceptación: aegea@um.es) Samuel Piña

Cl. Jose Gutierrez Abascal, 2 (MNCN). 28003 Madrid

Diseño y maquetación: Marcos Pérez de Tudela Url: http://issuu.com/marcospdt Impresión: igrafic Url: www.igrafic.com Junta Directiva Presidente Juan A. Camiñas Hernández Secretario General Iñigo Martínez-Solano Tesorería Marcos Ferrández Sempere Gerente Enrique Ayllón López Vocales Jorge Sanchez Balibrea (Conservación) Cesar Ayres (Conservación del Galápago Europeo) Adolfo Marco Llorente (Tortugas Marinas) Jaime Bosch (Programa de Seguimiento) Daniel Villero Pi (Base de Datos y SIARE) Responsables de Área Enrique Ayllón López (Catálogo EE. AA.) Miguel Á. Carretero Fdez. (Lista patrón) Francisco J. Diego Rasilla (Página web y Promoción) Basic & Applied Herpetology (Editores) Catarina Rato, Manuel E. Ortiz Santaliestra Boletín de la AHE (Editores) Alberto Gosá, Alex Richter Boix, Andrés Egea Serrano, Samuel Piña Depósito Legal: M-43.408-1990 ISSN: 1130-6939

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Historia Natural Distribución altitudinal de Chioglossa lusitanica en Galicia Martiño Cabana & Pedro Galán Grupo de Investigación en Bioloxía Evolutiva (GIBE), Departamento de Bioloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. España. C.e.: mcohyla@yahoo.es Fecha de aceptación: 16 de septiembre de 2017. Key words: altitude, Chioglossa lusitanica, distribution, Galicia, NW Iberia.

La salamandra rabilarga (Chioglossa lusitanica) es un anfibio endémico de la península ibérica, de distribución muy restringida, limitada a la zona noroccidental y, dentro de ésta, a regiones con precipitaciones abundantes, habitualmente superiores a los 1.000 mm anuales y repartidas durante todo el año. En su distribución altitudinal, se ha señalado repetidamente en la bibliografía que “falta en general por encima de los 1.000 metros” (Vences, 1993, 2002, 2015; Arntzen, 1999; García-París et al., 2004). Si bien en Portugal se ha citado has-

ta los 1.020 msnm en la Serra de Montemuro (Malkmus, 2004), los 1.100 msnm en la Serra da Estrela (Vences, 2002) y hasta los 1.396 msnm en la Serra de Gerês (Sequeira & Alexandrino, 2008), en España no hay citas por encima de los 1.000 msnm (Vences, 2015).

La altitud es un factor limitante muy importante para esta especie; los modelos descriptivos de su distribución incluyen la altitud y otras variables que se relacionan con ésta, como la temperatura en el mes de julio y el relieve (Alexandrino et al., 2007) o con la estacionalidad de la temperatura y precipitación (Galán, 2008, 2009). Este hecho parece depender de las características biológicas de esta especie, relicta de bosques templados y húmedos del Terciario, que limitan su distribución tanto en las zonas más secas (con precipitaciones inferiores a 1.000 mm/m2 anuales) como en las más frías, que se corresponden en el noroeste ibérico con las zonas elevadas de las montañas. Por lo tanto, la distribución limitada mayoritariamente a altitudes inferiores a los 1.000 msnm se admite como un hecho comprobado, con Figura 1: Porcentajes del número de observaciones de C. lusitanica (en azul) y de las celdas de paso de malla de 25 metros de Mapa Digital Terrestre de Galicia (en rojo), categorizados por rangos de altitudes en intervalos de 100 m.

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muy pocas excepciones (como las señaladas de Portugal y a las que nos referiremos en este artículo). Sin embargo, falta un análisis detallado de un número elevado de datos de distribución de esta especie de anfibio, en el que se tenga en cuenta su frecuencia de aparición por rangos de altitud y se destaquen las citas comprobadas en zonas elevadas del extremo noroccidental de su distribución (Galicia). En el presente trabajo se aportan estos datos. Con motivo de la realización de un atlas herpetológico de Galicia, se realizó una búsqueda sistemática de las diferentes especies de herpetos que habitan el territorio gallego, repartiéndose el esfuerzo de muestreo aproximadamente de manera equivalente en los diferentes rangos de altitudes, desde el nivel del mar hasta los 2.127 msnm. Cada vez que se encontró algún herpeto se georreferenció su ubicación con un terminal GPS. Posteriormente, para establecer la altitud se ha utilizado el Mapa Digital Terrestre de 5 m de paso de malla del Instituto Geográfico Nacional (CNIG, 2017a), asignando de forma automática la altitud a cada una de las localizaciones mediante el uso de ArcGIS 9.3. Esta metodología permite reducir el error vertical de la altitud adquirida con un terminal GPS, estimado en 15 m en situaciones ideales pero que aumentan en zonas topográficamente complejas, como es gran parte del territorio gallego, así como adquirir los datos de altitud de las localidades en las que no se anotó dicha información, homogeneizando la fuente de datos original (Sillero et al., 2008). Posteriormente, se ha calculado el número de observaciones disponibles de C. lusitanica en cada uno de los rangos altitudinales de 100 m y su porcentaje con respecto al total (rango 0: altitudes entre 0 y 99 msnm, rango 1: altitudes entre 100 y 199 msnm, y sucesivos).

A su vez, mediante el análisis del Mapa Digital Terrestre de 25 m de paso de malla del Instituto Geográfico Nacional (CNIG, 2017b) se ha calculado el número de celdas comprendidas en cada uno de los rangos altitudinales de 100 m y su porcentaje con respecto al total, utilizando para ello un total de 47.529.221 celdas. Se ha calculado el ratio entre el porcentaje de citas de C. lusitanica y el de las altitudes existentes en Galicia para cada uno de los rangos altitudinales establecidos (Tabla 1). Un valor superior a 1 indica la mayor presencia de C. lusitanica de lo esperado en ese rango altitudinal, representando un valor inferior a 1 una menor presencia de lo esperado. De las 38.553 citas herpetológicas obtenidas con resolución métrica, se han realizado los análisis con las 766 citas disponibles de C. lusitanica (1,99% de las citas de resolución métrica totales). En el análisis de la distribución de estas citas por rangos de altitudes (intervalos de 100 m) se puede observar que tan sólo cuatro de estas citas (0,52%) aparecen por encima de los 1.000 msnm de altitud (Tabla 1). Estas cuatro observaciones se corresponden con la misma zona del río Ortigal, en la ladera occidental del pico Tres Bispos (Ancares lucenses, 29TPH7343), situándose la más alta de ellas a 1.015 msnm. En la Figura 1 se puede observar la relación existente entre el porcentaje de observaciones obtenidas y el de las altitudes existentes en Galicia. Se han obtenido más observaciones de lo esperado en el rango entre los 0 y los 400 msnm (479 de 766, 62,5% de las observaciones, pese a ser 38,7% de las altitudes de Galicia) y a partir de los 400 msnm la frecuencia de aparición de C. lusitanica es menor a lo esperado (269 de 766 observaciones, 35,1%,

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Tabla 1: Rangos altitudinales, número de citas de C. lusitanica (CLU) y de puntos de la malla de 25 m del Modelo Digital Terrestre de Galicia y sus respectivos porcentajes con respecto al total, así como el ratio entre el porcentaje de citas de C. lusitanica y de las altitudes existentes en Galicia para cada uno de los rangos altitudinales establecidos. Nº citas CLU

Porcentaje CLU

Nº puntos Altitud

Porcentaje Altitud

0 - 100

134

17,5

4.338.437

9,1

1,9

100 - 200

116

15,1

3.741.799

7,9

1,9

200 - 300

109

14,2

4.152.085

8,7

1,6

300 - 400

120

15,7

6.160.102

13,0

1,2

400 - 500

105

13,7

7.637.666

16,1

0,9

Rango (100 m)

Ratio CLU/Altitud

500 - 600

10,1

6.169.403

13,0

0,8

600 - 700

8,1

4.916.276

10,3

0,8

700 - 800

3,3

3.071.312

6,5

0,5

800 - 900

0,9

2.407.484

5,1

0,2

900 - 1000

0,9

1.663.715

3,5

0,3

1000 - 1100

0,5

1.067.942

2,2

0,2

1100 - 1200

0,0

766.264

1,6

0,0

1200 - 1300

0,0

542.266

1,1

0,0

1300 - 1400

0,0

409.449

0,9

0,0

1400 - 1500

0,0

244.259

0,5

0,0

1500 - 1600

0,0

111.222

0,2

0,0

1600 - 1700

0,0

66.913

0,1

0,0

1700 - 1800

0,0

35.203

0,1

0,0

1800 - 1900

0,0

17.018

0,0

1900 - 2000

0,0

7.707

2000 - 2100

0,0

2.668

0,0

2100 - 2200

0,0

766

100,0

47.529.221

100,0

TOTAL

siendo 45,9% de las altitudes de Galicia), siendo sensiblemente inferior a partir de los 800 msnm (18 de 766 observaciones, 2,3%, para el 15,4% de las altitudes de Galicia). La localización geográfica de las observaciones realizadas a mayor altitud (por encima de los 800 msnm) se indica en la Figura 2. Estas observaciones se han realizado únicamente en dos sierras del este de la provincia de Lugo: serra de Ancares y serra do Oribio; y otras dos del sur de la provincia de Ourense: serra de Xurés y serra de Laboreiro. La mayor altitud

corresponde a 1.015 msnm en la serra de Ancares, habiendo también una observación a 1.000 msnm en la serra do Xurés. En todas estas zonas elevadas, los hábitats donde se observaron los ejemplares fueron las orillas de arroyos de corriente rápida, con abundancia de rocas cubiertas de musgo y abundante vegetación en las riberas, tanto arbórea como arbustiva. Es, por lo tanto, el mismo tipo de hábitat donde se ha observado mayoritariamente a la especie en el resto de Galicia, incluyendo las zonas de menor altitud.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Figura 2: Localización de los puntos donde se encontró a C. lusitanica a mayor altitud. Puntos azules: intervalo 800-900 msnm; verdes: 900-1.000 msnm; amarillos: >1.000 msnm.

El análisis realizado de la distribución altitudinal de C. lusitanica en Galicia confirma lo señalado en la bibliografía sobre su limitación a estar presente por encima de los 1.000 msnm. En nuestro estudio se aportan dos novedades a este patrón ya conocido. En primer lugar, se indica la localización exacta de las citas que existen a mayor altitud en el noroeste ibérico (cinco citas en dos localidades por encima de los 1.000 msnm), y en segundo lugar, la fuerte preferencia de esta especie por las zonas más bajas, en altitudes inferiores a los 500 msnm. Las tres cuartas partes de las observaciones realizadas de C. lusitanica en Galicia se corresponden, por lo tanto, con el piso colino de la región Eurosiberiana (situado desde el nivel del mar hasta los 500 msnm; Rivas-Martínez, 1987).

Una de las diferencias encontradas entre nuestro estudio y el realizado por Sequeira & Alexandrino (2008) sobre la distribución altitudinal de C. lusitanica en Portugal, es que en este último país, las frecuencias de aparición en el rango altitudinal más bajo (entre 0 y 100 msnm) fueron muy escasas, similares a las del rango altitudinal de 800-900 msnm, siendo las mayores frecuencias de observación las correspondientes a altitudes comprendidas entre los 200 y los 600 msnm. En Galicia, por el contrario, la especie es más frecuente de lo esperado en las menores altitudes (0-100 msnm), que en los rangos comprendidos entre los 200 y los 500 msnm. De forma correlacionada, C. lusitanica alcanza mayores altitudes en Portugal que en Galicia. Este hecho puede relacionarse con el patrón observado en diversas especies que,

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en latitudes meridionales, alcanzan mayores altitudes. Las condiciones de la costa gallega (donde se encuentran las menores altitudes),

con su marcado clima atlántico, permiten que esta especie sea abundante al nivel del mar, cosa que no ocurre en Portugal.

Referencias Alexandrino, J., Teixeira, J., Arntzen, J.W. & Ferrand, N. 2007. Historical biogeography and conservation of the golden-striped salamander (Chioglossa lusitanica) in northwestern Iberia: integrating ecological, phenotypic and phylogeographic data. 189-205. In: Weiss, S. & Ferrand, N. (eds.), Phylogeography of southern European refugia: evolutionary perspectives on the origins and conservation of European biodiversity. Springer. Dordrecht. Arntzen, J.W. 1999. Chioglossa lusitanica Bocage, 1864 - Goldstreifensalamander. 301-321. In: Grossenbacher, K. & Thiesmeier, B. (eds.), Handbuch der Reptilien und Amphibien Europas. 4(1): Urodela I. Aula-Verlag. Wiesbaden. CNIG, Centro Nacional de Información Geográfica, CNIG. 2017a. Modelo Digital del Terreno MDT05. <http:// centrodedescargas.cnig.es> [Consulta: 2 febrero 2017]. CNIG, Centro Nacional de Información Geográfica, CNIG. 2017b. Modelo Digital del Terreno MDT25. <http:// centrodedescargas.cnig.es> [Consulta: 2 febrero 2017]. Galán, P. 2008. Asistencia técnica para la elaboración de las bases del plan de conservación de Chioglossa lusitanica en Galicia. I Parte: diagnóstico. Situación de la especie. Dirección Xeral de Conservación da Natureza. Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible. Xunta de Galicia. Informe inédito. Galán, P. 2009. Plan de conservación de los anfibios amenazados de Galicia. Dirección Xeral de Conservación da Natureza. Xunta de Galicia. Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible. Informe inédito. García-París, M., Montori, A. & Herrero, P. 2004. Amphibia. Lissamphibia. In: Ramos, M.A., et al. (eds.), Fauna Ibérica.

Vol. 24. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. Malkmus, R. 2004. Amphibians and Reptiles of Portugal, Madeira and the Azores-Archipelago. A.R.G. Gantner Verlag K.G. Ruggell. Rivas-Martínez, S. 1987. Memoria del mapa de series de vegetación de España 1: 400.000. ICONA. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid. Sequeira, F. & Alexandrino, J. 2008. Chioglossa lusitanica Barbosa du Bocage, 1864. 92-93. In: Loureiro, A., Ferrand de Almeida, N., Carretero, M.A. & Paulo, O.S. (eds.), Atlas dos Anfíbios e Répteis de Portugal. Instituto da Conservaçao da Natureza e da Biodiversidade. Lisboa. Sillero, N., Ribeiro, R., Brito, J.C & García-Meléndez, E. 2008. Estimating altitude in distribution records of Amphibians and Reptiles: a comparative study between topographic maps and Remote Sensing data. AmphibiaReptilia, 29: 121-126. Vences, M. 1993. Habitat choice of the salamander Chioglossa lusitanica: the effects of eucalypt plantations. AmphibiaReptilia, 14: 201-212. Vences, M. 2002. Chioglossa lusitanica Barboza du Bocage, 1864. Salamandra rabilarga. 45-47. 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-Asocicación Herpetológica Española. Madrid. Vences, M. 2015 Salamandra rabilarga - Chioglossa lusitanica. In: Salvador, A. & Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebrados ibericos.org/> [Consulta: 14 febrero 2017].

Primera cita de albinismo en una larva de Hyla molleri Alberto Gosá1 & Óscar Arribas2 Departamento de Herpetología. Sociedad de Ciencias Aranzadi. Cl. Zorroagagaina, 11. 20014 San Sebastián. España. C.e.: agosa@aranzadi.eus Avda. Fco. Cambó, 23. 4º, 1ª. 08003 Barcelona. España.

1 2

Fecha de aceptación: 10 de diciembre de 2017. Key words: albinism, pigmentation, tadpole, Iberian Tree Frog, Spain.

Las anomalías pigmentarias en anfibios ibéricos son objeto de atención recurrente, apareciendo con cierta frecuencia en la bibliografía (Rivera et al., 2001). La que cuenta

con más registros es el albinismo (ausencia de melanina, con presencia facultativa de otros pigmentos), que ha sido detectado tanto en fase larvaria como adulta de

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Fotos Alberto Gosá

Figura 1: Vistas lateral y ventral de la larva albina de H. molleri encontrada en el Parque Natural de Izki (Álava).

anuros y urodelos. Al menos en teoría, el albinismo es susceptible de aparecer en todas y cada una de las especies de vertebrados que poseen melanina. Hyla molleri se describe como una especie de tonos verdes, presentando una amplia gama para este color, desde el verde amarillento hasta el verde negruzco (Salvador & García París, 2001); variabilidad que es explicada como adaptación fisiológica a unas determinadas condiciones ambientales, que permite a un mismo animal modificar su colorido: colores pálidos durante la noche o con temperaturas altas, colores más oscuros con luz o en condiciones más frías, o moteados sobre sustratos rugosos (Grosse, 2009; obs. pers.). En este sentido, ejemplares de tonos grisáceos o pardo negruzcos son frecuentemente observados y sus fotografías aparecen en numerosas publicaciones. Estos colores oscuros aparecen en las condiciones arriba expuestas y son reversibles a la librea nor-

mal de la especie. En Álava (Tejado & Potes, 2016), Soria (O. Arribas, obs. pers.) y Navarra (A. Gosá, obs. pers.), entre otros lugares, han sido registrados. Pero, hasta el momento, sólo los ejemplares total o parcialmente azulados, como los observados en Galicia (Vences, 1988; García & Cifuentes, 1991; Galán & Fernández-Arias, 1993; Ortiz-Santaliestra, 2015), son interpretados como generados por mutaciones pigmentarias (axantismo, esto es, falta del pigmento amarillo de los xantóforos que, junto con el color azul derivado de los guanóforos o iridóforos, daría el característico color verde de la especie; ver por ej. Arribas et al., 1996; Rivera et al., 2000), aunque esto último no se haya explicitado en dichas publicaciones. En otras especies del Viejo Mundo congenéricas se ha citado varios tipos de anomalías pigmentarias, de entre las cuales la más rara y llamativa es el albinismo. El albinismo se ha citado en larvas de H. arborea (Herkner,

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) 1959; Lehmann, 2004),

H. intermedia (Lapini, 1983, donde aparece fotografiado un metamórfico criado a partir de la larva), H. savignyi (Boschwitz, 1962) e H. japonica (Dayto, 1968; Nishioka & Ueda, 1977; Uchiyama et al., 2002),

de la que se conocen no pocos ejemplares, que incluso han sido reproducidos, y su genética ha sido estudiada (Nishioka & Ueda, 1977). En esta última especie también se dan casos de axantismo (que resulta en color azul) y aniridismo (fenotipos marrones, de paredes corporales bastante trasparentes y ojos totalmente oscuros, en los que faltan los iridóforos y por lo tanto el color azul y los blancos y dorados, que aparecen por reflexión física, no pigmentaria) (vease fotografías en Uchiyama et al., 2002). En H. meridionalis los fenotipos azulados han sido descritos en diversas poblaciones ibéricas, especialmente abundantes en localidades de Cataluña (Arribas et al., 1996), pero también en Huelva (González de la Vega, 2001) así como en el sur de Francia (Ballasina, 1984; Muratet, 2008). Además, en Tenerife se ha encontrado un ejemplar de H. meridionalis de coloración atípica (marrón), que estaría desprovisto de pigmento azul (Trujillo & Barone, 1995), siendo por tanto anirídico, tal y como se aprecia en las fotos, faltanFigura 2: Estado de la charca de Fuente Honda (P.N. de Izki) el 26-6-17, durante el censo en el que se capturó la larva albina.

Fotos Alberto Gosá

do también el dorado en los ojos que son totalmente oscuros. También se han citado individuos azules en H. sarda (Puddu et al., 1988; Lanza et al., 2007) y en H. arborea ( Grosse, 2009). Los individuos totalmente azulados estarían desprovistos de xantóforos y sólo presentarían guanóforos (= iridóforos). Para Schneider y Grosse (2009) el fallo causante del albinismo estaría relacionado con la hormona del crecimiento (tiroxina), haciendo fracasar la metamorfosis. Sin embargo, y como podemos ver en los casos anteriores, muchos ejemplares encontrados como larva han sido criados hasta adultos y reproducidos con éxito. En un censo de anfibios realizado el 24-6-2017 en el Parque Natural de Izki, Álava (Gosá & Garin-Barrio, 2017), se capturó una larva albina de H. molleri en estadio 31 de Gosner y de 26,83 mm de longitud total, con una edad aproximada de 5-6 semanas, en función de los datos de censo obtenidos en los dos meses precedentes. La larva presentaba tonos amarillentos, pico córneo oscuro, como los ojos, y se le trasparentaban las branquias, rojizas, y el paquete intestinal, estando ausentes o muy reducidas en la zona ventral las manchas iridiscentes de efectos metálicos, habitua-

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les en los fenotipos normales de la especie, que aparecen progresivamente con la edad de la larva. También estaban ausentes las manchas de las crestas caudales, que eran totalmente traslúcidas (Figura 1). Tras ser fotografiada, la larva fue devuelta inmediatamente a su medio. El humedal donde fue encontrada es la charca de Fuente Honda (UTM ETRS89: 30T WN 541853; 4724430; 741 msnm; Figura 2), localizada en bosque de melojo (Quercus pyrenaica), con un diámetro mayor aproximado de 30 m y 30 cm de profundidad en el momento del muestreo, ya en claro proceso estival de pérdida de agua, y compartiendo el hábitat con larvas de Lissotriton helveticus y adultos de Pelophylax perezi. Fue el único ejemplar albino encontrado entre las 65 larvas de H. molleri censadas (en 14 minutos de muestreo con salabre). El resto

de la comunidad de anfibios reproductores en Fuente Honda está compuesto por Triturus marmoratus y Rana temporaria, albergando además la más importante población conocida de Rana dalmatina en el Parque Natural de Izki, con más de un millar de puestas censadas en 2017. Los casos de albinismo en el género Hyla, aunque muy raros, afectan, por lo que se conoce hasta el momento, a un número relativamente importante de especies. El caso referido en esta nota para H. molleri amplía el censo de especies involucradas en el fenómeno. Agradecimientos: El censo poblacional de anfibios de 2017 en el Parque Natural de Izki, que ha originado la observación de la presente nota, fue subvencionado por la Diputación Foral de Álava, que asimismo emitió el permiso de muestreo correspondiente.

Referencias Arribas, O., Rivera, J. & Martí, 1996. Nuevos datos sobre la presencia de individuos azules de Hyla meridionalis en el Noreste ibérico. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 7: 25-28. Ballasina, D. 1984. Anfibios de Europa. Ed. Daimon, Barcelona. Boschwitz, D. 1962. An albino specimen of Hyla arborea savignyi Audouin. Zoologischer Anzeiger, 168: 213-216. Dayto, Y. 1968. On Albinos in the Tree Frog, Hyla arborea japonica Guenther. Zoological Magazine, 77: 92-96. Galán, P. & Fernández-Arias, G. 1993. Anfibios e Réptiles de Galicia. Ed. Xerais, Vigo. García, B. & Cifuentes, A. 1991. Pigmentación azul parcial en Hyla arborea (L., 1758) (Anura: Hylidae). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 2: 14. González de la Vega, J.P., Calleja-Salido, D. & Candea-Marín, A. 2001. Individuos azules de ranita meridional (Hyla meridionalis) en la provincia de Huelva. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 12(1): 18. Gosá, A. & Garin-Barrio, I. 2017. Seguimiento de anfibios en el Parque Natural de Izki. Diputación Foral de Álava. Informe inédito. Grosse, W.R. 2009. Laubfrösche. Europa, Mittelmeerregion, Kleinasien. Edition Chimaira. Herkner, H. 1959. Albinismus bei Laubfroschkaulquappen. Aquarien und Terrarien Zeitschrift, 12: 126-127.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) 1758) –Europaischer Laubfrosch. In: Grossenbacher, K. (ed.). Handbuch der Reptilien und Amphibien Europas. Froschlurche II: AULA Verlag, 5–83. Tejado, C. & Potes, M.E. 2016. Herpetofauna del Territorio Histórico de Álava. Diputación Foral de Álava. Trujillo, D. & Barone, R. 1995. Variabilidad cromática atípica en

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Cola bífida en Anguis fragilis (Linnaeus, 1758) Ismael Espasandín Cl. Javier López López, 5. 6ºE. 15009 A Coruña. España. C.e.: ismaelespasandin@gmail.com Fecha de aceptación: 16 de septiembre de 2017. Key words: slow worm, anomalies, reptiles, forked tail, bifid tail, A Coruña.

El lución, Anguis fragilis, es una especie de saurio ápodo que presenta un cuerpo liso cubierto de escamas brillantes. Al igual que en otras especies, A. fragilis manifiesta una estrategia defensiva de autotomía de la cola cuando se siente amenazado tras el ataque de un depredador, y es capaz de regenerarla aunque su capacidad de regeneración es muy lenta, como se muestra en un trabajo de Bryant & Bellairs (1967). En ocasiones, cuando un depredador inflige una herida en la cola de un animal que no llega a desencadenar su autotomía, se puede originar una bifurcación de la misma, siendo

ésta la causa más probable de la aparición de animales con colas bífidas o más raramente trífidas, y no por algún tipo de malformación en la cola (Lynn, 1950). En la presente nota se da a conocer el caso de un macho adulto de A. fragilis que presentaba cola bífida (Figura 1). El ejemplar se encontró durante unos muestreos llevados a cabo en el término municipal de A Coruña, el día 20 de abril de 2017 (A Coruña, UTM 10 x 10 km: NH49; 59 msnm). En el momento de su observación, el ejemplar se hallaba debajo de una piedra junto a un individuo su-

Figura 1: Macho adulto de A. fragilis, en el que se puede apreciar la cola bífida.

Foto Ismael Espasandín

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badulto de Natrix astreptophora, en un campo de cultivo con escasa vegetación herbácea y zonas arbustivas dispersas compuestas por Rubus sp. y Pteridium aquilinum. Presentaba unas medidas de 196 mm de longitud hocico-cloaca, 97 mm de longitud desde la cloaca hasta la punta de la cola principal y 9,34 mm de longitud hasta la punta de la cola secundaria. El animal parecía encontrarse en buenas condiciones, no siendo la cola bífida un impedimento para desplazarse por el terreno, lo que hacía con total libertad. Cuando se observó al animal con detenimiento se pudo ver claramente cómo la cola principal había sido autotomizada al menos en una ocasión, siendo el origen más probable de la cola secundaria un segundo intento fallido de autotomía del apéndice, puesto que la segunda cola parecía originarse en una vieja herida (Figura 2). Una vez fotografiado el animal y tomadas las medidas oportunas, fue devuelto al lugar donde se encontró. En anfibios se conocen casos de bifurcación de la cola, como el de Desmognathus fuscus (Hartzell, 2017); también en un gran número de especies de reptiles, como por ejemplo Acanthodactylus boskianus (Tamar et al., 2013), Algyroides nigropunctatus ( Koleska & Jablonski, 2015) o Sauromalus ater (Koleska et al., 2017). Entre los lacértidos ibéricos se

Foto Ismael Espasandín

Figura 2: Cola bífida en detalle.

han dado casos en especies pertenecientes al género Podarcis, como Podarcis bocagei, Podarcis guadarramae o Podarcis muralis (P. Galán y A. Gosá, comunicación personal), así como en Iberolacerta monticola (P. Galán, comunicación personal). Incluso dentro de la familia Anguidae también se han descrito casos de cola bífida, como en Ophiodes striatus (Conzendey et al., 2013). Sin embargo, hasta donde alcanzan mis conocimientos, no se ha documentado ningún caso como el descrito en la presente nota, y por lo tanto supondría la primera cita de cola bífida para la especie A. fragilis. Agradecimientos: Al Dr. P. Galán por la ayuda en la búsqueda de bibliografía y comentarios.

Referencias Bryant, S.V. & Bellairs, A.d´A. 1967. Tail regeneration in thelizards Anguis fragilis and Lacerta dugessi. Zoologycal Journal of the Linnean Society, 46: 297-305. Conzendey, P., Silva-Campos, S.P., Mol-Lanna, F., Cysneiros, J.D. & De Sousa, B.M. 2013. Ophiodes striatus (Striped Worm Lizard). Bifurcated tail. Herpetological Review, 44: 145-146. Hartzell, S.M. 2017. Tail bifurcation in a Northern Dusky Salamander, Desmognathus fuscus (Caudata: Plethodontidae). Herpetology Notes, 10: 181-182. Koleska, D. & Jablonski, D. 2015. Tail trifurcation recorded

in Algyroides nigropunctatus (Duméril & Bibron, 1839). Ecologica Montenegrina, 3: 26-28. Koleska, D., Svobodová, V., Husák, T., Kulma, M. & Jablonski, D. 2017. Tail bifurcation recorded in Sauromalus ater. Herpetology Notes, 10: 363-364. Lynn, W.G. 1950. A case of duplication of the tail in Plethodon. Herpetologica, 6: 81-84. Tamar, K., Maza, E. & Meiri, S. 2013. Acanthodactylus boskianus (Bosk’s Fringe-fingered Lizard). Bifurcation. Herpetological Review, 44: 135-136.

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Ectrodactyly of the exotic lizard Hemidactylus mabouia (Squamata: Gekkonidae) in an urban area of northern Brazil, eastern Amazon Patrick Ribeiro Sanches1, Fillipe Pedroso dos Santos1 & Carlos Eduardo Costa-Campos1 Universidade Federal do Amapá. Departamento de Ciências Biológicas e da Saúde, Laboratório de Herpetologia. Campus Marco Zero do Equador. 68903-419, Macapá, AP. Brazil. E.mail.: eduardocampos@unifap.br

Fecha de aceptación: 19 de septiembre de 2017. Key words: morphological abnormality, missing toe, lizard.

Resumen: Presentamos el primer caso conocido de ectrodactilia (pérdida de dedos) en el gecóni-

do Hemidactylus mabouia, en el municipio de Macapá, estado de Amapá (Brasil). El espécimen presentaba pérdida de un dedo en un miembro posterior. El registro incrementa el conocimiento de las anormalidades en lagartos. Malformations are structural abnormalities that are often related to the abnormal development of the limbs (e.g., extra limbs, malformed eyes) (Reaser & Johnson, 1997; Lannoo, 2009). Examples of malformed individuals among lizards are uncommon, such cases are much more common among amphibians than reptiles (Gatti & Sannolo, 2014). Ectrodactyly is a type of abnormality characterized by the complete absence of digit and metatarsal bone (Lannoo, 2009). Herein, we report a case of ectrodactyly in a species of the gekkonid lizard Hemidactylus mabouia in Eastern Amazon (Brazil). Hemidactylus mabouia (Moreau de Jonnès, 1818) is an exotic medium-sized lizard widely distributed in the tropics of South America, Central America and the Caribbean (Carranza & Arnold, 2006). This nocturnal lizard is commonly found in anthropic or perianthropic environments (Anjos & Rocha, 2008). The abundant occurrence of H. mabouia in natural habitats from Brazilian states changed the status of the species from an exotic species condition to an exotic invasive species in Brazil, being usually associated to anthropic environments (Rocha et al., 2011).

During a herpetofaunal survey, at 20:30 hours on July 25, 2017, in an urban area in the municipality of Macapá (0º0’30”S, 51º5’43”W; 12 masl), Amapá state, an adult male H. mabouia (SVL= 53.2 mm) was observed showing ectrodactyly (Figure 1). The specimen presented missing toe on the posterior limb. This individual was not collected. Records of malformation have been reported for the genus Hemidactylus, such as polydactyly on Hemidactylus agrius (De Andrade et al., 2015), and Photo C.E. Costa-Campos

Figure 1: Male H. mabouia with ectrodactyly of the right foot. Figura 1: Macho de H. mabouia con ectrodactilia en el pie derecho.

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tail bifurcation on H. frenatus (Chang et al., 1984) and H. flaviviridis (Kumbar et al., 2011). Studies of malformation in lizards mostly register cases of polydactyly or tail bifurcation, the cases of ectrodactyly being an unusual anomaly among lizards. The possible causes of abnormalities in vertebrates include environmental pollu-

tants, parasites, UV radiation and genetic mutations ( Alford & Richards, 1999; Ankley et al., 2002; Lunde & Johnson, 2012 ). In this note, it is not possible to establish the factors that caused the anomaly, so future studies related to ecotoxicology and genetics are necessary.

References Alford, R.A. & Richards, S.J. 1999. Global amphibian declines: A problem in applied ecology. Annual Review of Ecology and Systematics, 30: 133-165. Anjos, L.A. & Rocha, C.F.D. 2008. The Hemidactylus mabouia Moreau de Jonnes, 1818 (Gekkonidae) lizard: an invasive alien species broadly distributed in Brazil. Natureza & Conservação, 6: 96-207. Ankley, G.T., Diamond, S.A., Tietge, J.E., Holcombe, G.W., Jensen, K.M., Defoe, D.L. & Peterson, R. 2002. Assessment of the risk of solar ultraviolet radiation to amphibians. I. Dose dependent induction of hindlimb malformations in the northern leopard frog (Rana pipiens). Environmental Science & Technology, 36: 2853-2858. Carranza, S. & Arnold, E.N. 2006. Systematics, biogeography, and evolution of Hemidactylus geckos (Reptilia: Gekkonidae) elucidated using mitochondrial DNA sequences. Molecular Phylogenetics and Evolution, 38: 531-545. Chang, P.R.K., Shero, C.M. & Watts, C. 1984. Morphological anomalies of two geckos, Hemidactylus frenatus and Lepidodactylus lugubris, and the toad, Bufo marinus, on the island of Hawaii. Proceedings of the Fifth Conference in Natural Sciences, Hawaii VolcanoesNational Park, 5–7 June: 41–50.

De Andrade, M.J.M., Lopes, J.R.I., De Sales, R.F.D. & Freire, E.M.X. 2015. Hemidactylus agrius (Country leaf-toed gecko): Polydactyly and tail bifurcation. The Herpetological Bulletin, 131: 28-29. Gatti, F. & Sannolo, M. 2014. Two cases of polydactyly in the Italian crested newt, Triturus carnifex. Herpetology Notes, 7: 477-478. Kumbar, S.M., Ghadage, A.B. & Shendage, V.M. 2011. Hemidactylus flaviviridis (House Gecko). Bifurcation. Herpetological Review, 42: 94. Lannoo, M.J. 2009. Malformed frogs: the collapse of aquatic ecosystems. University of California Press. Berkeley and Los Angeles. Lunde, K.B. & Johnson, P.T.J. 2012. A Practical Guide for the Study of Malformed Amphibians and Their Causes. Journal of Herpetology, 46: 429-441. Reaser, J.K. & Johnson, P.T.J. 1997. Amphibians abnormalities: a review. Froglog, 24: 2-3. Rocha, C.F.D., Anjos, L.A. & Bergallo, H.G. 2011. Conquering Brazil: the invasion by the exotic gekkonid lizard Hemidactylus mabouia (Squamata) in Brazilian natural environments. Zoologia, 28: 747-754.

Actividad nocturna de Malpolon monspessulanus en la meseta norte César J. Pollo & Marta Puebla Cl. Cruz Roja de León, 20. 24008 León. España. C.e.: polmatce@jcyl.es Fecha de aceptación: 24 de octubre de 2017. Key words: Montpellier snake, Spain, north plateau, night activity, weather conditions.

La culebra bastarda (Malpolon monspessulanus) es una especie típicamente mediterránea que utiliza principalmente zonas de matorral, con cobertura media y baja, espacios abiertos de diversos biotopos y es

frecuente en los medios de origen antrópico. En la península ibérica solo está ausente de la mayor parte de las dos provincias gallegas más septentrionales, Asturias, Cantabria y País Vasco; en el resto está am-

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pliamente repartida, excepto en las partes más altas de las montañas. El límite septentrional de su distribución en la meseta norte ibérica transcurre por el sur de la Cordillera Cantábrica, siguiendo el cauce del río Duero, si bien parece utilizar los valles de sus principales afluentes de la orilla septentrional para subir por ellos en latitud; este parece ser el caso de los ríos Porma y Esla en León, y Carrión y Pisuerga en Palencia ( Pleguezuelos, 2017 ). En estas áreas del interior evita zonas con isoterma anual de 8-9°C y más de 90 días de helada al año ( Blázquez & Pleguezuelos, 2002 ). En el sur peninsular está activa desde mediados de marzo hasta mediados de noviembre, aunque este periodo suele ser algo más reducido en la mitad norte ibérica. En Figura 1: Ejemplar observado, en actitud defensiva.

los últimos años, el periodo de actividad anual de M. monspessulanus se ha incrementado en respuesta al aumento registrado en la temperatura media anual (Moreno-Rueda et al., 2009). Especie considerada diurna, durante el verano evita las horas centrales del día. En el sur ibérico, durante los meses más calurosos puede verse activa al atardecer o más raramente durante la noche, especialmente los jóvenes ( Franco et al., 1980; González de la Vega, 1988 ). En esta misma área menos del 5% de los ejemplares marcados con radioemisores tuvieron actividad nocturna durante los meses de mayo y junio ( Blázquez, 1993 ). El día 17 de agosto de 2017, a las 01:30 horas (hora oficial), se observó un ejemplar adulto de M. monspessulanus de aproximadaFoto César J. Pollo

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mente un metro de longitud total, activo en las inmediaciones del núcleo urbano de Lantadilla (Palencia), a 789 msnm, en el valle medio del río Pisuerga (UTM 30T 394834; 4688378). El ejemplar se estaba desplazando lentamente hasta que un gato doméstico se acercó al mismo, lo cual produjo una reacción inmediata del individuo adquiriendo una actitud defensiva (enroscándose sobre sí mismo, elevando la cabeza y el cuello, aumentando el volumen de la porción central del cuerpo y produciendo un bufido intimidatorio) ante la curiosidad del gato (Figura 1). Consultados los datos de temperatura de ese día de la estación agrometeorológica P08 (www.inforiego.org) situada en la localidad de observación, se obtuvieron los siguientes: temperatura media: 23,4°C; temperatura máxima: 32,9°C; temperatura mínima: 12,9°C, alcanzándose ésta entre las 6 y las 7 de la mañana; precipitación: 0 mm; velocidad media del viento: 1,78 m/s. En esta zona la especie es relativamente abundante y suelen observarse ejemplares

con cierta facilidad durante el día, principalmente machos adultos durante la primavera y el verano y juveniles a finales de verano y el otoño. La observación aquí descrita podría deberse a unas condiciones climáticas especiales en un año esencialmente seco y caluroso o a cambios climáticos globales que estarían influyendo en el comportamiento y la distribución de esta especie. Junto a los datos ya existentes de incremento del periodo de actividad anual (Moreno-Rueda et al., 2009) y de expansión hacia el noroeste como consecuencia de un aumento de las temperaturas (Muthoni, 2010; Moreno-Rueda et al., 2012), como se ha observado en el oriente de Galicia en los últimos años (Cabana, 2011), se suman otras conductas, como la aquí descrita, de actividad nocturna de ejemplares, aún más destacables en este caso si tenemos en cuenta que la observación se ha realizado a mediados del mes de agosto y en una zona que es el límite septentrional de distribución de esta especie en la meseta norte.

Referencias Blázquez, M.C. 1993. Ecología de dos especies de colúbridos Malpolon monspessulanus y Elaphe scalaris en Doñana (Huelva). Tesis Doctoral. Universidad de Sevilla. Sevilla. XII + 282 pp. Blázquez, M.C., Pleguezuelos, J.M. 2002. Malpolon monspessulanus (Hermann, 1804). Pp. 283-285. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.). Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Organismo Autónomo Parques Nacionales, Madrid. Cabana, M. 2011. Malpolon monspessulanus (Hermann, 1804). Pp. 92-93. In: Asensi Cabirta, M. (Coord.). Atlas de Anfibios e Reptiles de Galicia. Sociedade Galega de Historia Natural, Santiago de Compostela. Franco, A., Mellado, J., & Amores, F. 1980. Observaciones sobre actividad nocturna de reptiles en la España mediterránea occidental. Doñana, Acta Vertebrata, 7(2): 261-262. González de la Vega, J.P. 1988. Anfibios y Reptiles de la provincia

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Adición a la fauna de parásitos de reptiles saurios de la península ibérica Vicente Roca Departament de Zoologia, Facultat de Ciències Biològiques. Universitat de València. Cl. Dr. Moliner, 50. 46100 Burjassot. España. C.e.: Vicente.roca@uv.es Fecha de aceptación: 14 de noviembre de 2017. Key words: nematodes, lacertids, Spain.

La fauna parásita de los reptiles españoles ha sido estudiada desde diversos aspectos (taxonomía, ecología parasitaria, filogeografía) durante los últimos 30 años por el grupo de investigación de parásitos de reptiles de la Universitat de València. No obstante, diversas áreas de la península ibérica, así como algunas especies de hospedadores, han sido escasamente investigadas. Así, hasta el presente estudio no se conocía dato parasitológico alguno de Lacerta bilineata en la península ibérica (véase Salvador, 2014), y solamente una cita de dos nematodos parasitando al lución, Anguis fragilis (Cordero del Campillo et al., 1994). Hemos examinado en la actualidad los parásitos encontrados en algunas especies de reptiles del norte de España. El área de estudio engloba diversas localidades del tercio norte peninsular. En concreto, se han analizado los siguientes hospedadores, cuyos parásitos fueron enviados en su día conservados en alcohol al 70% al Laboratorio de Parasitología Animal de la Facultat de Ciències Biològiques de la Universitat de València: un ejem-

plar de A. fragilis Linnaeus, 1758 procedente de Gijón (Asturias); un ejemplar de Timon lepidus (Daudin, 1802) de El Ferral (León); un ejemplar de L. bilineata Daudin, 1802 de Cangas de Onís (Asturias); dos ejemplares de Podarcis muralis (Laurenti, 1768) procedentes uno de Logroño y otro de Noreña (Asturias); tres ejemplares de Psammodromus algirus (Linnaeus, 1758) de La Alberca (Salamanca). Se identificaron tres especies de nematodos parásitos: Skrjabinelazia hoffmanniLi, 1934, Abbreviata abbreviata (Rudolphi, 1819), y Spauligodon sp., cuya presencia en los hospedadores se expone en la Tabla 1. Skrjabinelazia hoffmanni es una especie de ámbito paleártico que en la península ibérica parasita a hospedadores cuya distribución geográfica afecta más a la mitad septentrional que a la mitad meridional. Se encontraron dos formas diferentes de esta especie; una de ellas, S. hoffmanni hoffmanni (véase Roca et al., 1990), fue hallada en P. muralis mientras que la otra, que infecta a A. fragilis, L. bilineata y P. algirus, no puede

Tabla 1: Presencia de especies parásitas en los hospedadores analizados. Parásitos Skrjabinelazia hoffmanni Abbreviata abbreviata Spauligodon sp.

A. fragilis

L. bilineata

T. lepidus

P. muralis

P. algirus

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ser asignada a la subespecie S. hoffmanni gudari (Roca et al., 1990), pues algunas características morfológicas de las hembras no coinciden con las de esta subespecie. A falta de material suficiente para intentar la descripción de una nueva subespecie, se confirma la gran variabilidad intraespecífica de esta especie de nematodo en la península ibérica (Roca & García-Adell, 1988; Roca et al., 1990). Es la primera vez que se señala este parásito en los hospedadores A. fragilis y P. algirus de la península ibérica (Cordero del Campillo et al., 1994). Abbreviata abbreviata es también una especie paleártica, con una distribución geográfica que afecta principalmente al norte de África y a la península ibérica (Chabaud, 1956). Timon lepidus es el principal hospedador de este nematodo (López-Neyra, 1947), aunque se han señalado también otras especies de saurios como Lacerta schreiberi (Roca & Ferragut, 1989) o P. muralis (véase Ferragut, 1989). La presencia de hembras de Spauligodon sp. en P. muralis se ajusta a lo encontrado en este y otros lacértidos del norte de España (García-Adell & Roca, 1988; Roca et al., 1989; Roca,2018). Sin embargo, llama la atención la parasitación sobre P. algirus, ya que ninguna especie del género Spauligodon había sido señalada hasta el momento en este hospedador.

Fotos Vicente Roca

Figura 1: a) Skrjabinelazia hoffmanni, región caudal de la hembra en visión ventral. b) Abbreviata abbreviata, extremo anterior del macho en visión lateral. c) Spauligodon sp. hembra.

Referencias Cordero del Campillo, M., Castañón, L. & Reguera, A. 1994. Índice–catálogo de zooparásitos ibéricos. Secretariado de Publicaciones, Universidad de León. León. Chabaud, A.G. 1956. Essai de révision des Physaloptères parasites de reptiles. Annales de Parasitologie Humaine et Comparée, 31: 29-52. Ferragut, M.V. 1989. Helmintofauna del lagarto verdinegro, Lacerta schreiberi Bedriaga, 1878 del Sistema Central (España). Tesis de Licenciatura. Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad de Valencia. Valencia. García-Adell, G. & Roca, V. 1988. Helmintofauna de Lacértidos de los Pirineos Centrales Ibéricos. Revista Ibérica de Parasitología, 48: 257-267. López-Neyra, C.R. 1947. Helmintos de los Vertebrados ibéricos I, II,

III. CSIC Patronato Santiago Ramón y Cajal. Granada. Roca, V. 2018.Helminths parasitizing Iberolacerta cyreni (Müller et Hellmich, 1937) from Gredos Mountains, Iberian Peninsula. Basic and Applied Herpetology, 32. En prensa. Roca, V., & García-Adell, G. 1988. Description de Skrjabinelazia pyrenaica n. sp. (Nematoda: Seuratidae) et proposition d’une nouvelle diagnose pour le genre Skrjabinelazia. Annales de Parasitologie Humaine et Comparée, 63: 414-419. Roca, V. & Ferragut, M.V. 1989. Helmintofauna del lagarto verdinegro, Lacerta schreiberi Bedriaga, 1878 (Reptilia: Lacertidae) del Sistema Central (España). Revista Ibérica de Parasitología, 49: 291-300. Roca, V., López-Balaguer, E. & Hornero, M.J. 1989. Hel-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) mintofauna de Podarcis hispanica (Steindachner, 1870) y Podarcis bocagei (Seoane, 1884) (Reptilia: lacertidae) en el cuadrante noroccidental de la Península Ibérica. Revista Ibérica de Parasitología, 49: 127-135. Roca, V., López-Balaguer, E., Hornero, M.J. & Ferragut, M.V. 1990. Skrjabinelazia hoffmanni Li, 1934 (Nema-

toda, Seuratidae), parásito de reptiles lacértidos de la Península Ibérica. Boletín de la Real Sociedad Española de Historia Natural (Sección Biología), 86: 125-132. Salvador, A. (Coord.). 2014. Reptiles, 2ª edición revisada y aumentada. In: Ramos, M.A. et al. (eds.). Fauna ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales. CSIC. Madrid.

First case of predation in Pleurodeles poireti (Gervais, 1835) Daniel Escoriza1 & Jihène Ben Hassine2 Institut Català de la Salut. Gran Via de les Corts Catalanes, 587−589. 08004 Barcelona. Spain. C.e: daniel_escoriza@hotmail.com Department of Biology. University of Tunis-El Manar. Campus Universitaire Farhat Hached. 2092 Tunis. Tunisia.

1 2

Fecha de aceptación: 24 de septiembre de 2017. Key words: Algeria, endemism, Natrix maura, newt, predation.

Resumen: Se describe una observación de depredación de Pleurodeles poireti por Natrix maura

en el nordeste de Argelia. Este caso es el primer caso conocido de depredación en este urodelo poco conocido, endémico de la península de Edough. The Edough Newt Pleurodeles poireti is a microendemic urodele, occurring in a small region of north-eastern Algeria (Edough Peninsula; Carranza & Wade, 2004). Until recently it was a very little known species, but new studies revealed its distributional range, population status and the factors that influence its habitat use (Samraoui et al., 2012; Ben Hassine et al., 2016). Like other species of the genus, Pleurodeles poireti breeds mainly in temporary ponds in low elevations and plains, where its larvae coexist with those of other amphibians (mainly Discoglossus pictus and Hyla me-

Figure 1: Map of the study region (north-eastern Algeria). The red dot indicates where the observation was conducted. Figura 1: Mapa de la región de estudio (nordeste de Argelia). El punto rojo señala dónde se realizó la observación.

ridionalis; Ben Hassine et al., 2016). During the surveys of the aquatic habitats occupied by P. poireti we also observed three species of semi-aquatic reptiles (Emys orbicularis, Mauremys leprosa and Natrix maura). We also found Natrix astreptophora in the Edough region (at Seraïdi), but not in the aquatic habitats used by P. poireti. All these reptiles are potential predators of amphibian larvae (Salvador, 1998), but we only observed predation in a single case. In April 2016, in the locality of Chetaibi (wilaya of Annaba, Figure 1) we found in a tem-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2)

Figure 2: Natrix maura specimen along with a regurgitated larva of Pleurodeles poireti. Figura 2: Espécimen de Natrix maura junto con una larva recien regurgitada de Pleurodeles poireti.

porary pond P. poireti larvae in an advanced stage of development and two adult specimens of N. maura. One of the specimens of N. maura, when captured, regurgitated a premetamorphic larva of P. poireti of 48 mm in length (Figure 2).

This would be the first described case of predation in P. poireti. Natrix maura is a snake widely distributed in the Maghreb and abundant in the north of Algeria (Escoriza & Ben Hassine, 2017). This natricine also preys on other urodeles in the north-west African region (Salamandra algira; Sánchez-Vialas et al., 2016). The presence of N. maura and other predators could have a preda tory effect on the populations of P. poireti, which occupies a very limited geographical area. This effect is particularly evident in the surroundings of the city of Annaba, where the abundant presence of synanthropic predators (e.g., Gambusia holbrooki, Bubulcus ibis, Ciconia ciconia) together with the degradation of habitats could explain its absence in apparently adequate habitats and the recent extinction of some populations (Samraoui et al., 2012).

References Ben Hassine, J., Escoriza, D. & Bakhouche, B. 2016. Factors determining the occurrence of Pleurodeles poireti (Caudata: Salamandridae) on Edough Peninsula, northeastern Algeria. African Journal of Herpetology, 65: 55-67. Carranza, S. & Wade, E. 2004. Taxonomic revision of Algero-Tunisian Pleurodeles (Caudata: Salamandridae) using molecular and morphological data. Revalidation of the taxon Pleurodeles nebulosus (Guichenot, 1850). Zootaxa, 488: 1-24. Escoriza, D. & Ben Hassine, J. 2017. Niche separation among north-west African semi-aquatic reptiles. Hydrobiologia, 797: 47-56.

Salvador, A. 1998. Reptiles. Fauna Ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales-CSIC. Madrid. Samraoui, B., Samraoui, F., Benslimane, N., Alfarhan, A.H. & Al-Rasheid, K.A. 2012. A precipitous decline of the Algerian newt Pleurodeles poireti Gervais, 1835 and other changes in the status of amphibians of Numidia, north-eastern Algeria. Revue d’Écologie (Terre & Vie), 67: 71-81. Sánchez-Vialas, A., Escoriza, D., Jiménez-Robles, O. & Martínez del Mármol, G. 2016. New reports on predation of Salamandra algira larvae in Morocco. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 27: 30-32.

Parásitos del gallipato (Pleurodeles waltl) en la provincia de Castellón Vicente Roca Departament de Zoologia, Facultat de Ciències Biològiques. Universitat de València. Cl. Dr. Moliner, 50. 46100 Burjassot. España. C.e.: vicente.roca@uv.es Fecha de aceptación: 25 de noviembre de 2017. Key words: nematodes, Pleurodeles, Spain.

El gallipato, Pleurodeles waltl Michahelles, 1830 es un anfibio urodelo de notable tamaño (Salvador, 2014) que se distribuye por los dos

tercios meridionales de la península ibérica con un límite norte irregular (Montori et al., 2002). En la zona Este peninsular, particularmente en

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Fotos Vicente Roca

100mm

200mm

Figura 1: a) Megalobatrachonema terdentatum, ♀ región anterior, y b) M. terdentatum, ♂ región cloacal con detalle de las espículas.

la Comunidad Valenciana, se encuentra en regresión en las zonas litorales aunque en zonas altas del interior se conservan poblaciones estables (Vento et al., 1991) si bien los núcleos poblacionales solo se mantienen cercanos entre sí en áreas de la provincia de Castellón (Lacomba & Sancho, 1999) donde, junto con el sur de Tarragona, la especie puede considerarse abundante (García-París et al., 2004). Aunque buena parte de su biología ha sido bien estudiada (García-París et al., 2004; Salvador, 2014), el desconocimiento acerca de su parasitofauna es casi absoluto; de hecho solo se conocía hasta el momento una única cita de un nematodo infectando a P. waltl en la provincia de Ávila (Cordero del Campillo et al., 1994). Incluso a nivel genérico el desconocimiento de la parasitofauna de este anfibio es casi total; solamente se conoce una cita de una sanguijuela Hirudo troctina sobre Pleurodeles nebulosus en Kabylia (Argelia) (Merabet et al., 2017). Se aportan en este trabajo datos relativos a la parasitofauna de P. waltl en la provincia de Castellón a partir de material depositado en el Laboratorio de Parasitología Animal de la Facultat de Ciències Biològiques de la Universitat de València. El material consiste en los parási-

tos conservados en alcohol 70% que en su día fueron extraídos junto con el contenido gástrico de diez ejemplares procedentes de las localidades castellonenses de Xert (siete individuos) y Vallivana (tres individuos). Desafortunadamente, no se conservan datos biométricos ni identificación sexual de los hospedadores. En los diez hospedadores citados se encontraron diversos ejemplares de una única especie de parásito, el nematodo Megalobatrachonema terdentatum (Linstow, 1890) (Kathlaniidae) (Fig. 1). Se trata de una especie que ha sido citada de varios anfibios urodelos en España (Lluch et al., 1987; Comas & Ribas, 2015) incluido P. waltl del noroeste peninsular (Cordero del Campillo et al., 1994). También ha sido citado en Francia (Petter & Chabaud, 1971) y en Polonia (Bertman & Okulewicz, 1987) si bien los representantes de esta subfamilia (Kathlaniinae) no son demasiado frecuentes en la fauna europea (Chabaud & Golvan, 1957). También ha sido señalado en alguna ocasión en anuros como Hyla meridionalis (Galeano et al., 1990). No habiéndose llevado a cabo la disección completa de los hospedadores, es evidente que no se puede ofrecer una descripción de la estructura de la comunidad helmintiana

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2)

de este anfibio (ver Jorge et al., 2013; Roca et al., 2015). No obstante, el hecho de haber hallado únicamente una especie parásita sugiere la idea de una helmintofauna pobre. Esto estaría en consonancia con los datos aportados para otros urodelos en los que se detectaron comunidades parásitas depauperadas, caso de Calotriton asper (Dugès, 1852) en España (Comas & Ribas, 2015) o de algunas salamandras en América del Norte (Goldberg et al., 1998). Aho (1990) ya señala que las salamandras tienden a exhibir baja riqueza de especies parásitas (menos de 1 de media). Goldberg et al. (1998) señalan que las comunidades helmintianas de las salamandras tienen escasa riqueza de especies y están dominadas por especies generalistas, y hablan de comunidades depauperadas en cuatro especies de salamandras de la península de Florida. El porqué de este tipo de comunidades parásitas pobres y aislacionistas en los anfibios urodelos ha sido explicado en diversos términos por algunos autores. Así, Kennedy et al. (1986) señalan que las comunidades helmintianas más diversas estarían dominadas por parásitos que utilizan hospedadores intermediarios para completar su ciclo vital, y se enriquecerían

a partir de ahí con parásitos de ciclos vitales directos, cosa que no suele ocurrir en el caso de los urodelos (Goldberg et al., 1998). En el de C. asper, la pobreza de sus comunidades helmintianas se explica en términos de las características ecológicas del hospedador y de sus hábitats: largos periodos de hibernación, estilo de vida reófilo y hábitats lóticos no facilitarían la incorporación de una alta carga de parásitos (Comas & Ribas, 2015). La elevada plasticidad ecológica de P. waltl, que le lleva a ocupar varios tipos de ambientes terrestres y acuáticos principalmente lénticos, y le posibilita una dieta muy variada (García-París et al., 2004), le debería otorgar mayores posibilidades de incorporación de parásitos. Sin embargo, no parece que esto ocurra. Su único parásito encontrado, M. terdentatum, tiene un ciclo vital indirecto y utiliza como hospedadores intermediarios moluscos (Planorbis spp.), oligoquetos -ambos presas habituales de este anfibio; Salvador (2014)- y sus propios renacuajos. Pero ni otros parásitos heteroxenos ni tampoco ninguno de ciclo directo se suman a la presencia de este nematodo, que se constituye por el momento como única especie parásita de P. waltl.

Referencias Aho, J.M. 1990. Helminth communities of amphibians and reptiles: Comparative approaches to understanding patterns and processes. Pp: 157-195. In: Esch, G.W., Bush, A.O. & Aho, J.M. (eds.), Parasite communities: Patterns and processes. Chapman and Hall. New York. Bertman, M. & Okulewicz, A. 1987. Capillaria tritonispunctati (Diesing, 1851) Travassos, 1915 and Megalobatrachonema terdentatum (Linstow, 1890) Hartwich, 1960 (Nematoda) in newts Triturus vulgaris L. and Triturus cristatus (Laur.). Wiadomosci Parazytologiczne, 33: 213-216. (in polish). Comas, M. & Ribas, A. 2015. Why are the prevalence and diversity of helminths in the endemic Pyrenean brook newt Calotriton asper (Amphibia, Salamandridae) so low? Journal of Helminthology, 89: 175-181. Cordero del Campillo, M., Castañón, L. & Reguera, A. 1994. Índice-Catálogo de zooparásitos ibéricos. Secretariado de Pu-

blicaciones, Universidad de León, León. Chabaud, A.G. & Golvan, Y. 1957. Megalobatrachonema campanae n. sp. (Nematoda, Kathlaniinae) parasite de tritons de la région parisienne. Annales de Parasitologie Humaine et Comparée, 32: 243-263. Galeano, M., Navarro, P. & Lluch, J. 1990. Helmintofauna de Hyla spp. (Amphibia, Hylidae) en algunas localidades españolas. Miscel·lania Zoològica, 14: 1-6. García-París, M., Montori, A. & Herrero, P. 2004. Amphibia, Lissamphibia. In: Ramos, M.A. et al. (eds.). Fauna Ibérica, vol. 24. Museo Nacional de Ciencias Naturales, CSIC. Madrid. Goldberg, S., Bursey, C.R. & Cheam, H. 1998. Composition and structure of helminth communities of the salamanders, Aneides lugubris, Batrachoseps nigriventris, Ensatina eschscholtzii (Plethodontidae), and Taricha torosa (Salamandridae) from California. Journal of Parasitology, 84: 248-251.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Jorge, F., Carretero, M.A., Roca, V., Poulin, R. & Perera, A. 2013. What you get is what they have? Detectability of intestinal parasites in reptiles using faeces. Parasitology Research, 112: 4001-4007. Kennedy, C.R., Bush, A.O. & Aho, J.M. 1986. Patterns in helminth communities: Why are birds and fish different? Parasitology, 93: 205-215. Lacomba, I. & Sancho, V. 1999. Atlas de anfibios y reptiles de la Comunidad Valenciana. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 10: 2-10. Lluch, J., Roca, V., Navarro, P. & Mas-Coma, S. 1987. Helmintofauna de los herpetos ibéricos: estado actual de conocimientos, consideraciones ecológicas y estimaciones corológicas. Pp: 143-161. In: Sans-Coma, V., Mas-Coma, S. & Gosálbez, J. (eds.). Mamíferos y Helmintos, Vol. Homenaje al Prof. Dr. Herman Kahmann en su 81 aniversario. Ketrés. Barcelona. Merabet, K., Dahmana, A., Karar, M. & Moali, A. 2017. First report of leech predation on Pleurodeles nebulosus (Guichenot, 1850) in Kabylia, Algeria. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 28: 19-21.

Montori, A., Llorente, G.A., Santos, X. & Carretero, M.A. 2002. Pleurodeles waltl. Pp: 51-53. 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. Petter, A.J. & Chabaud, A.G. 1971. Cycle évolutif de Megalobatrachonema terdentatum (Linstow) en France. Annales de Parasitologie Humaine et Comparée, 46: 463-477. Roca, V., Belliure, J., Santos, X. & Pausas, J.G. 2015. Incendios y parásitos de reptiles: uso de helmintos y protistas como bioindicadores en la regeneración post-incendio. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 26: 205-210. Salvador, A. 2014. Gallipato – Pleurodeles waltl. Pp: 1-19. In: Salvador, A. & Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/>. Vento, D., Roca, V., Prades, R., Queralt, I. & Sánchez, J. 1991. Atlas provisional de los anfibios y reptiles de la Comunidad Valenciana: mitad septentrional. Revista Española de Herpetología, 6: 119-128.

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

Publicida d de

la 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.

Distribución Primeros indicios de presencia de camaleón común Chamaeleo chamaeleon (Linnaeus, 1758) en el Parque Natural de la Albufera de Valencia Ángel Gálvez1, Enrique Ruiz2 & Rubén Sánchez3 Avenida los Salesianos, 43. 14. 46025. Valencia. España. C.e.: galnuez@alumni.uv.es Cl. Rodrigo Rebolledo, 38. 1ºG. 50002. Zaragoza. España 3 Cl. Periodista Badia, 2. 10 der. 46134. Foios. Valencia. España. 1 2

Fecha de aceptación: 5 de diciembre de 2017. Key words: Devesa del Saler, expansion, distribution, trace, Parque Natural de l’Albufera, Chamaeleo chamaeleon.

El camaleón común (Chamaeleo chamaeleon) es el único representante de la familia Chamaeleonidae en Europa. Es un reptil de distribución circunmediterránea que solamente está presente en el continente europeo en la península ibérica y la península itálica. En España es una especie distribuida por Andalucía y Murcia. En la Comunitat Valenciana se han descrito poblaciones reproductoras en Alicante (Rosillo, 2011) y en Valencia (Rosillo et al., 2015; Bisbal-Chinesta, 2016). El camaleón es una especie en expansión, muy favorecida por el cambio climático, y cuyos modelos de distribución potencial proyectan un aumento respecto a su área actual (Araújo et al., 2011).

La presente cita recoge la observación puntual de un rastro en la arena producido por un camaleón (Figura 1), en las dunas costeras de la Devesa del Saler, en el Parque Natural de l’Albufera (Valencia). El rastro tenía unas dimensiones de alrededor de 20 centímetros, en el que se podía observar nítidamente al menos seis huellas de camaleón, de en torno a 1 centímetro de diámetro cada una, con su característica forma de V, separadas por una línea longitudinal producida por la cola. El hallazgo se produjo el día 27 de agosto de 2017, a las 11:00, en las coordenadas 30S 732014; 4357249. En cuanto a la meteorología, hacía un día soleado y sin nubes. El hábitat estaba constituido por una zona de dunas

Figura 1: Fotografía del rastro dejado en la arena por un camaleón común. A la izquierda, la foto original. A la derecha, la misma foto con las huellas resaltadas en rojo. Fotos Enrique Ruiz

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costeras, con abundante herbazal y matorral termomediterráneo, dominado por lentiscos (Pistacia lentiscus), pinos carrascos (Pinus halepensis) de bajo porte por la influencia marina y una alta densidad de especies vegetales psammófilas. Otras especies de herpetofauna observadas en la zona fueron la tortuga mediterránea Testudo hermanni Gmelin, 1789, culebra bastarda Malpolon monspessulanus (Hermann, 1809) y lagartija colirroja Acanthodactylus erythrurus (Schinz, 1833).

Esta cita supondría la más septentrional en la Comunidad Valenciana, si bien en ningún momento podemos afirmar la presencia de una población reproductora. Aunque el camaleón es una especie en expansión cabe suponer que el rastro procede de un ejemplar introducido, ya que la Devesa de El Saler se encuentra bastante aislada, circundada por el mar Mediterráneo al este, suelo urbano al norte y al sur y zonas húmedas y carreteras al oeste, sin conectividad con otros hábitats propicios.

Referencias Araújo, M.B., Guilhaumon, F., Rodrigues Neto, D., Pozo Ortego, I. & Gómez Calmaestra, R. 2011. Impactos, vulnerabilidad y adaptación de la biodiversidad española frente al cambio climático. Dirección General de Medio Natural y Política Forestal. Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino, Madrid. Bisbal-Chinesta, J.F. 2016. La población introducida y reproductora de camaleón común, Chamaeleo chamaeleon, de la Serra de Falaguera (Sistema Ibérico Meridional, València). Boletín de la

Asociación Herpetológica Española, 27(2): 75-79. Rosillo, E. 2011. Presencia de camaleón común (Chamaeleo chamaeleon) en la provincia de Alicante. La Matruca, Publicación de la Asociación de Amigos de los Humedales del Sur de Alicante, 21: 47-56. Rosillo, E., Sancho, V. & Lacomba, I. 2015. Chamaeleo chamaeleon. Banco de Datos de Biodiversidad de la Comunitat Valenciana.

Nuevas citas de herpetofauna en la Plana de Requena-Utiel (Comunidad Valenciana) Ángel Gálvez1 & Luis Albero2 Avenida los Salesianos, 43. 14. 46025 Valencia. España. C.e.: galnuez@alumni.uv.es Cl. Pobla de Farnals, 13. 3. 46021 Valencia. España.

1 2

Fecha de aceptación: 19 de octubre de 2017. Key words: amphibians, reptiles, distribution, 30SXJ38, 30SXJ39, 30SXJ48, 30SXJ49.

La comarca de la Plana de Utiel, o Requena-Utiel, es una región situada en el interior de la provincia de Valencia, en contacto con las provincias de Cuenca y Albacete. La comarca constituye una meseta con una altitud media de unos 750 msnm, en las cuencas de los ríos Magro y Cabriel. Su climatología presenta características mediterráneas y continentales, con inviernos fríos y largos, veranos calurosos y máximos de precipitaciones en otoño y primavera.

El municipio de Camporrobles, donde se han realizado los registros de anfibios y reptiles consignados a continuación, es una localidad situada en el noroeste de la comarca, en contacto con la provincia de Cuenca, a unos 100 km al oeste de la ciudad de Valencia (Figura 1). Se encuentra en la parte más alta de la altiplanicie de Requena-Utiel, a unos 900 m de altitud, aunque presenta sierras al sur y al noroeste del término que se alzan a más de 1.100 m.

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Figura 1: Localización de la comarca de la Plana de Requena-Utiel (azul) y el municipio de Camporrobles (rojo) en la Comunidad Valenciana.

En salidas de campo realizadas entre los años 2015 y 2017 registramos diversas cuadrículas nuevas en el municipio de Camporrobles para cinco especies de anfibios y 10 de reptiles. La relativa escasez de prospecciones en el municipio propició este nuevo aporte de datos, que no ha conllevado la observación de especies raras para aquel. En el término de Camporrobles se habían consignado hasta el momento 154 citas en cuatro cuadrículas, un 52% menos que las acumuladas en otras tantas cuadrículas del municipio vecino de Sinarcas (SIARE, 2017). Cada nuevo registro viene acompañado de sus correspondientes coordenadas UTM (datum ETRS89), la cuadrícula UTM 10 x 10 km y el hábitat donde se efectuó. En mapas específicos (Figura 2, a-o) se resume la información cartográfica actualizada para la comarca, con los antiguos y nuevos registros. Para la elaboración de dichos mapas se utilizaron los datos disponibles en el Banco de Datos de Biodiversidad de la Generalitat Valenciana (BDDB, 2017).

Pelobates cultripes (Cuvier, 1829). Cuadrícula 30SXJ48 (Figura 2a). Observada una larva invernante el 16 de abril de 2016 en el Lavajo de Cardete (30S 641272; 4389116), a 1032 msnm. En visitas posteriores observamos ejemplares adultos. El hábitat está constituido por dos lagunas artificiales creadas con fines cinegéticos, de diferentes tamaños y sobre sustrato arcilloso. La laguna pequeña, de unos 50 m 2 de superficie, es de carácter temporal, mientras que la grande (500 m2), donde se produjo la primera observación, es semipermanente y profunda. El suelo de sus alrededores es poco compacto, adecuado para los hábitos cavadores de esta especie, y el hábitat está compuesto por matorral mediterráneo, pies aislados de carrasca y cultivos de secano como vides, almendros y olivos. La importancia de esta cita radica en la escasez y estado de regresión de P. cultripes en la Comunidad Valenciana (Jiménez et al., 2002).

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Figura 2 a-d: Ver explicaciรณn en pรกgina 30.

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Figura 2 e-h: Ver explicaciรณn en pรกgina 30.

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Figura 2 i-l: Ver explicaciรณn en pรกgina 30.

30 m

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Figura 2 m-o: a-o) Mapas de distribución de las especies a las que se ha ampliado su distribución en la comarca de la Plana de Utiel. En rosa, cuadrículas con citas antiguas, anteriores al año 2000. En rojo, cuadrículas con citas recientes, posteriores al año 2000. En verde, citas nuevas descritas en el presente trabajo. En azul, citas confirmadas de registros anteriores al año 2000.

Alytes obstetricans (Laurenti, 1768). Cuadricula 30SXJ49 (Figura 2b). Varias larvas observadas el 8 de abril de 2016 en el Lavajo de la Vereda (30S 341365; 4393032), a 939 msnm, en una laguna temporal artificial, creada con fines probablemente ganaderos, de unos 80 m2, sobre sustrato arcilloso y rodeada por cultivos de secano, principalmente vid y pequeños parches de carrascal. Citado también un ejemplar adulto en el Lavajo de la Vía (30S 640997; 4391460; 909 msnm) el 7 de julio de 2016. Dicha laguna es un punto de agua natural y temporal,

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aprovechado por la ganadería y rodeado de cultivos de secano. Bufo spinosus Daudin, 1803. Cuadrícula 30SXJ38 (Figura 2c). Encontrados el 21 de marzo de 2015 individuos adultos en una zona de álamos con canal de riego y rodeada de huerta de regadío (30S 637826; 4389257; 914 msnm). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2c). El 15 de abril de 2015 se observaron adultos en la Balsa del Molón (30S 637165; 4391501; 993 msnm), una laguna temporal artificial localizada en una zona bastante antropizada, rodeada de matorral bajo. Aparece además con frecuencia en torno a la piscina municipal, donde hace años existía una charca natural (30S 637781; 4389956; 913 msnm). Cuadrícula 30SXJ48 (Figura 2c). El 4 de mayo de 2017 encontramos individuos adultos en el Lavajo de Cardete (30S 641272; 4389116), ya descrito anteriormente. Epidalea calamita (Laurenti, 1768). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2d). En el Lavajo de la Cueva de la Campana (30S 638642; 4392996; 983 msnm) encontramos puestas el 16 de marzo de 2016. El hábitat es una charca artificial, muy temporal, con fines ganaderos y rodeada de matorral, carrascal y campos de cereal de secano. Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2d). Observadas puestas y larvas en el Lavajo de la Vereda (30S 641365; 4393032) y en el Lavajo de la Vía (30S 640997; 4391460), a partir del 31 de marzo de 2016. Pelodytes hespericus Díaz-Rodríguez et al., 2017. Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2e). Observadas puestas en el Lavajo de la Cueva de la Campana (30S 638642; 4392996) el 16 de abril de 2016, junto a puestas de sapo corredor.

Cuadrícula 30SXJ48 (Figura 2e). Detectamos individuos adultos en el Lavajo de Cardete (30S 641272; 4389116), el 23 de mayo de 2017. Mauremys leprosa (Schweigger, 1812). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2f ). Observamos individuos adultos a partir del 17 de septiembre de 2015 en una balsa artificial permanente, bastante naturalizada y con abundancia de carrizo, situada a 907 msnm, que recoge el agua procedente de la depuradora municipal (30S 638737; 4391148). Chalcides bedriagai (Boscá, 1880). Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2g). Ejemplar adulto encontrado bajo piedra el 7 de mayo de 2015, en matorral cercano a cultivos de secano, con abundante piedra diseminada (30S 641027; 4391417; 910 msnm). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2g). Observación de un ejemplar adulto bajo piedra realizada el 2 de junio de 2016 en hábitat de matorral cercano a cultivos de secano con abundantes piedras (30S 638611; 4392852; 970 msnm). Tarentola mauritanica (Linnaeus, 1758). Cuadrícula 30SXJ38 (Figura 2h). Individuos adultos vistos el 12 de julio de 2015 en el casco urbano de Camporrobles, a unos 920 msnm (30S 637462; 4389767). Podarcis hispanica (Steindachner, 1870). Cuadrícula 30SXJ38 (Figura 2i). El 23 de agosto de 2015 pudimos observar un ejemplar adulto en un corral con matorral situado en el interior del casco urbano de Camporrobles, a 922 msnm (30S 637205; 4389720). Psammodromus algirus (Linnaeus, 1758). Cuadrícula 30SXJ48 (Figura 2j). Observamos un individuo adulto el 12 de abril de

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2015 en una zona de matorral y roquedos calcáreos en las coordenadas 30S 641146; 4391378, a 918 msnm. Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2j). Un individuo adulto observado el 3 de octubre de 2016 en las coordenadas 30S 641535; 4389329, a 1.129 msnm, en una zona de matorral y roquedos calcáreos. Psammodromus edwardsianus (Dugès, 1829). Cuadrícula 30SXJ38 (Figura 2k). Encontramos varios ejemplares adultos el 5 de marzo de 2015 en un hábitat de matorral bajo con roquedos calcáreos y terrenos baldíos con herbazales, a 939 msnm (30S 638462; 4387978). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2k). Observamos un adulto el 5 de marzo de 2015 en un hábitat de matorral bajo con roquedos calcáreos y terrenos baldíos con herbazales, a 952 msnm (30S 637139; 4391487). Timon lepidus (Daudin, 1802). Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2l). Observamos un individuo adulto bajo piedra el 3 de abril de 2017, en una zona de roquedos con matorral bajo a 925 msnm (30S 641278; 4391166). Coronella girondica (Daudin, 1803). Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2m). Se realizó una primera observación de un individuo adulto bajo piedra el 15 de mayo de 2015 (30S 641206; 4391286; 915 msnm), y posteriormente se observaron juveniles y un ejemplar neonato atropellado en las cercanías de este punto, en una zona de matorral bajo y terrenos baldíos.

Malpolon monspessulanus (Hermann, 1804). Cuadrícula 30SXJ49 (Figura 2n). Observación de huevos eclosionados y mudas de adultos y juveniles el 13 de abril de 2016 en una zona de terrenos baldíos, muy antropizada por la cercanía al casco urbano de La Loberuela, pedanía de Camporrobles, a 914 msnm (30S 642681; 4392719). Posteriormente observamos ejemplares adultos atropellados en las carreteras cercanas. Natrix maura (Linnaeus, 1758). Cuadrícula 30SXJ39 (Figura 2o). Un ejemplar adulto encontrado el 16 de abril de 2015 en la Balsa del Molón (30S 637165; 4391501), ya descrita previamente, y otro el 4 de junio de 2017 en el Lavajo de la Vía (30S 640997; 4391460). Con estas nuevas citas se amplía el conocimiento de la distribución de un buen número de especies de anfibios y reptiles en una localidad de la comarca de Utiel-Requena, lo que contribuirá a una mejor comprensión de algunos aspectos de su ecología, así como a ayudar en las labores de gestión y conservación de ecosistemas. Agradecimientos: A R. Sánchez Mayor, A. Gómez Mercader, P. Vicent Castelló, D. Candel Arbó, M. Cervera Domingo y Á. Gálvez Civera por haber colaborado en las salidas de campo o incluso ser los responsables de alguna de las citas. Además, agradecemos a la Conselleria de Agricultura, Medio Ambiente, Cambio Climático y Desarrollo Rural de la Generalitat Valenciana por expedir el permiso para el muestreo de anfibios, con registro de salida número 12611.

Referencias BDDB. Banco de Datos de Biodiversidad. Generalitat Valenciana. 2017. <http://bdb.cma.gva.es> [Consulta: 17 octubre 2017]. Jiménez, J., Lacomba, I., Sancho, V. & Risueño, P. 2002. Peces continentales, anfibios y reptiles de la Comunidad Valencia-

na. Generalitat Valenciana. SIARE. Servicio de Información de Anfibios y Reptiles de España. 2017. <http://siare.herpetologica.es> [Consulta: 17 octubre 2017].

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Note on the discovery of a new relict population of Salamandra salamandra (Amphibia: Salamandridae) from the Minervois in Southern France Axel Hernandez1 & Jean Raffaëlli2 Department of Environmental Sciences, Faculty of Sciences and Technics. University Pasquale Paoli of Corsica. 20250 Corte. France. C.e: hernandez.axel.1989@gmail.com 2 Penclen 56420. Plumelec. France. 1

Fecha de aceptación: 10 de noviembre de 2017. Key words: Salamandra salamandra terrestris, Salamandra s. salamandra, Salamandra s. hispanica, cryptic population, ecotype, Southern France.

Resumen: Se aportan los datos obtenidos de una nueva población críptica de Salamandra sala-

mandra (Amphibia: Salamandridae) descubierta en la región del Minervois, Languedoc, en el sur de Francia, con especial énfasis en su distribución, su ecología y su estatus. Esta población aparece en un bosque mediterráneo de Quercus ilex a baja altitud (70 mnsm) y se caracteriza por su gran talla y por un patrón de coloración más similar a la subespecie nominal Salamandra salamandra salamandra que a la S. s. terrestris que aparece en La Montagne Noire, un macizo montañoso situado en la extremidad suroeste del Macizo Central, en Francia y que establece la separación geográfica natural entre los departamentos franceses de Tarn, Hérault y Aude. The Fire Salamander Salamandra salamandra terrestris Bonnaterre, 1789 is widely distributed in Western Europe from Northwestern France (Bretagne) to Central and Northern Germany, Switzerland up to North-eastern Spain and Northern Italy. This subspecies is bordered by Salamandra salamandra fastuosa Schreiber, 1912 in Spain and by the nominal subspecies Salamandra salamandra salamandra Linnaeus, 1758 to the East of its distribution (Dubois & Raffaëlli, 2009; Raffaëlli, 2013). In southern France and especially in the Languedoc-Roussillon region, most of the populations are known from the southwestern part up to Les Corbières and La Montagne Noire in the northern part of the region. Furthermore, no records were previously reported from the Aude department with the Hérault’s border and no populations of the genus Salamandra are known to occur in coastal areas in this region (Lescure & Massary, 2012; Geniez & Cheylan, 2012).

The first author on February 2003 found 32 specimens of Salamandra salamandra Linnaeus, 1758 in the Minervois area (43°18’59 N, 2°52’16” E; elevation: 70 masl), between Aude and Hérault departments, near to the mountain ranges of La Montagne Noire and Les Corbières, Southern France, which were very different from the populations of La Montagne Noire located immediately to the North, known to host topotypic Salamandra s. terrestris Bonnaterre, 1789 (Hernandez, 2016; Figure 1). The habitat is located on a karstic massif with forests mainly composed of evergreen oaks such as Quercus ilex and shrubs containing a small shallow stream surrounded by vineyards (Figure 2). Caves are also present in this location and could favour salamanders to survive during warm periods of summer when temperatures grow up to 38°C. Seventeen larvae have been observed on January 2004 in patches of a stream with no flowing water after rains. Some other larvae have been observed in other months, and larvae laying

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Photos A. Hernandez

Figure 1: a) S. s. terrestris (S. s. quadrivirgata) from Solling-Vogler Massif (bottom) compared to one adult female from the Minervois Giant Salamander (top). b) Large individual of the new population found dead in a swimming pool. c) Adult male in its habitat. Figura 1: a) S. s. terrestris (S. s. quadrivirgata) de Solling-Vogler Massif (abajo) comparada con una hembra adulta de Salamandra Gigante de Minervois (arriba). b) Gran individuo de la nueva poblaciĂłn encontrado muerto en una piscina. c) Hembra adulta en su hĂĄbitat.

seems to depend of precipitations all over the year because many larvae were also found in August after hard rains.

The species possibly has a limited occurrence, restricted to this location because severe aridity doesnâ&#x20AC;&#x2122;t allow amphibians

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Figure 2: a) Habitat of the new population surrounded by vineyards. b) Breeding pond from the new locality in the Minervois area, Languedoc. Figura 2: a) Hábitat de la nueva población rodeada de viñedos. b) Estanque de reproducción de la nueva localidad en la zona de Minervois, Languedoc.

Photos A. Hernandez

life underground. For instance, the nearest known population of salamanders lives as far as around 50 km from this new location in the Minervois in La Montagne Noire (Hernandez, 2016). A large adult female of 280 mm in total length has been found dead in a swimming pool during summer 2013 at about 10 km from the spot where we found the main population (Figure 1b). This finding shows maybe a larger distribution in the southern territory of Languedoc including the Aude department where local people have recorded some individuals in the past thirty years in Ouveillan and Rabette (Baillat personal communication). Thus, in 32 adult individuals of the new population some preliminary morphological differences were observed: Adults of both sexes are much bigger (SVL of about + 20% than the nearest population known from La Montagne Noire), with a reduction of ye-

llow pigment, short tail and a pointed snout. According to Raffaëlli (2013) the maximum length in females in the nominative form usually is no more than 230 mm. (Figure 1), when average length of subspecies S. s. terrestris is between 160 and 180 mm, with a maximum TL size known of 220 mm. The larvae too are much larger than the ones recorded from La Montagne Noire. The dorsal and lateral yellow spots of the adults of the new population are mostly arranged in interrupted lines and spots corresponding to the classical pattern of Salamandra. s. salamandra subspecies, known to occur in Southeastern France. The yellow spots on the dorsolateral parts of adults individuals observed are relatively scarce and irregular, leaving a large proportion of black pigment, recalling the dorsal pattern of the nominal subspecies (Figure 1c). The tail is remarkably short especially in females and the head has a rather

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triangular shape, compared with many specimens of S. s. terrestris. This last subspecies is known to be very variable in morphology as previously reported (Raffaëlli, 2013; Hernandez, 2016; Figure 1a). Several isolated populations, especially in Northern Germany, have been found, presenting particular dorsal pattern and morphological variations. One lives in Harburger Berge (North of lower Sax) not far from Hamburg, characterized by a large size, broad head and intensive irregular yellow spots (Giesenberg, 1991). Another population has been registered in Solling-Vogler mountains (South of lower Sax, North of Germany) which might be an ecotype or a local form known by a particular dorsal pattern and shape (from broad yellow to red lines leaving a reduced jet black pigment on the center of the head and the back), for which the name Salamandra. s. quadrivirgata Dürigen, 1897 was given then recognized by Mertens (1984) and then synonymized with S. s. terrestris by Eiselt, 1958. Salamandra salamandra hispanica Wolterstorff, 1937, described from the Montseny Massif, Barcelona area, in Catalunya, is characterised by

a short tail, triangular head and frequently the absence of well delimited dorsal yellow bands recalling partially the new population. According to Rivera et al. (2014) and Donaire-Barroso et al. (2014) who compared dorsal patterns of numerous specimens from Spain with specimens from Central Europe, this subspecies could be valid or close to the nominal subspecies of Southeastern France even if no genetic studies confirm it to this date. We suggest that the Minervois giant population of Salamandra salamandra looks similar to the nominal subspecies in size and global pattern and to Salamandra s. hispanica not recognized anymore. Pending molecular works, Minervois giant salamander represents actually a relict population leaving in hard and xeric conditions, which is a special ecotype endemic to the Languedoc. Further studies, especially molecular, should be undertaken to confirm the taxonomical status of this population. Acknowledgements: We thank E. Jelsch, J. Maran, F. Maillet, J.-C. Concaro, D. Escoriza, G. Espallargas, J. Nerz, D. Donaire-Barroso and X. Rivera for support our work.

References Geniez P. & Cheylan M., 2012. Les Amphibiens et les Reptiles du Languedoc-Roussillon et régions limitrophes. Atlas biogéographique. Biotope, Mèze; Muséum national d’Histoire naturelle. Paris (collection Inventaires et biodiversités). Donaire-Barroso, D., Rivera, X. & Fernandez, D., 2014. Colour patterns of Salamandra salamandra (Linnaeus, 1758) in Catalonia and Europe. Bulletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 21: 37-74 Dubois, A. & Raffaëlli, J., 2009. A new ergotaxonomy of the family Salamandridae Goldfuss, 1820 (Amphibia, Urodela). Alytes, 26(1-4): 1-85. Eiselt, J.F., 1958. Der Feuersalamander, Salamandra salamandra. Beiträge zu einer Taxonomischen Synthese. Abhandlungen und Berichte für Naturkunde und Vorgeschichte Magdeburg, 10: 77-154. Giesenberg, A., 1991. Untersuchungen zur Entwicklung der

Larven von Salamandra salamandra terrestris Lacépède, 1788 aus dem Landkreis Harburg (Niedersachsen). Deutsche Gesellschaft für Herpetologie und Terrarienkunde, Francfort, 27, 1-2, 97-108. Hernandez, A. 2016. Etude sur les Urodèles en voie de disparition. Edilivre Edition. Paris. Lescure, J. & Massary, de J.C. 2012. Atlas des Amphibiens et Reptiles de France. Biotope, Mèze. Muséum national d’Histoire naturelle. Paris. Mertens, R. 1948. Uber zwei Rassen-namen des Feuersalamanders. Senckenbergiana Biologica, 28: 187. Raffaëlli, J., 2013. Les Urodèles du Monde. Penclen Edition. Rivera, X., Donaire-Barroso, D. & Arribas, O. 2014. Hipotesis sobre el origen y funcion del patron de coloracion y de las estrategias reproductivas en el genero Salamandra Laurenti, 1768. Bulletí de la Societat Catalana d’Herpetologia, 21: 75-92.

Conservación

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¿Es conveniente incluir a Vipera latastei en el catálogo español de especies amenazadas? Alfonso Balmori Cl. Navarra, 1. 5ºB. 47007 Valladolid. España. C.e.: abalmori@ono.com Fecha de aceptación: 28 de agosto de 2017. Key words: conservation, dangerous species, endangered species, management.

En marzo de 2017 se planteó esta pregunta en el foro académico “Researchgate”, con el fin de efectuar un sondeo entre la comunidad científica en relación a la víbora hocicuda (Vipera latastei Boscá, 1878). En el debate surgido intervinieron más de 20 investigadores de diferentes países, con cerca de 30 respuestas, que sirvieron como base para la preparación de este artículo, y aportaron algunas referencias científicas sobre los estudios existentes respecto a la eficacia de la inclusión de una especie en los Catálogos de Especies Amenazadas, y de las medidas de conservación para especies impopulares, conflictivas o rechazadas por la población. En primer lugar es necesario explicar las consecuencias que se derivan de la inclusión de una especie en dicho Catálogo. Según la Ley 42/2007 del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad (BOE, 2007), el Catálogo Español de Especies Amenazadas incluirá, cuando exista información técnica o científica que así lo aconseje, los taxones o poblaciones amenazadas. Por su parte, el Catálogo Español de Especies Amenazadas (BOE, 2011) define las categorías “en peligro de extinción” y “vulnerable” de la siguiente manera: a) “En peligro de extinción”: taxones o poblaciones cuya supervivencia es poco probable si los factores causales de su actual situación siguen actuando. b) “Vulnerable”: taxones o poblaciones que corren el riesgo de pasar a la categoría anterior Para ver anexo ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

en un futuro inmediato si los factores adversos que actúan sobre ellos no son corregidos. Los criterios para la inclusión de una especie en alguna de estas categorías se han actualizado y publicado recientemente (BOE, 2017; Anexo 1). Respecto al estado de conservación de V. latastei, a pesar de que para cualquier especie puede mejorarse el conocimiento de su distribución y tendencias poblacionales, es probable que se trate del ofidio ibérico con mayor número de estudios sobre temas relacionados con su conservación y es evidente el descenso generalizado que han experimentado sus poblaciones (Santos et al., 2006, 2007; Brito et al., 2011; Brito, 2017), razón por la que dicha especie cumpliría los criterios recién publicados (BOE, 2017) para su inclusión en el Catálogo Español de Especies Amenazadas con la categoría de “vulnerable”. Sin embargo, puede surgir la duda sobre la conveniencia de incluirla en dicho catálogo, teniendo en cuenta las peculiaridades intrínsecas de la especie, ya que se trata de una serpiente venenosa, cuya mordedura puede resultar peligrosa para las personas o el ganado. Dicha duda se fundamenta en la sospecha de que si una especie peligrosa se incluye en el Catálogo de Especies Amenazadas, podría generar una reacción contraria indeseada o una persecución adicional por parte de la población humana que convive con ella. Esto podría actuar en contra de los objetivos deseados; es decir, dificultar

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su protección. Dicho de otra manera: el elevar una especie de serpiente considerada como nociva o peligrosa a la categoría de amenazada ¿inducirá a las personas que viven en contacto directo con ella a intensificar su persecución y tratar de erradicarla completamente? Desconocemos si dicha persecución adicional se ha producido anteriormente en otros casos. Según la Ley de Patrimonio Natural y Biodiversidad (BOE, 2007), la ventaja de incluir un taxón o población en la categoría de “vulnerable” es que ello conllevará la adopción, en un plazo máximo de cinco años por parte de las administraciones públicas implicadas, de un plan de conservación que incluya las medidas más adecuadas para el cumplimiento de los objetivos buscados de recuperación de sus poblaciones. Lamentablemente, sin su inclusión en el Catálogo es extremadamente complicado atraer fondos para los esfuerzos de conservación de una especie (especialmente de fuentes gubernamentales). Por otra parte, sin financiación es prácticamente imposible proteger una especie. Además, la catalogación de la especie como “vulnerable” es necesaria —aunque desgraciadamente no suficiente— para favorecer una gestión agrícola, forestal y urbanística más respetuosa con ella, reduciendo de esta forma sus principales factores de declive (Brito, 2017). La exclusión del Catálogo provocada por la percepción negativa de las personas probablemente será inútil. En primer lugar, porque limitará las herramientas legales para protegerla. En segundo, porque, como ya se ha mencionado, dificultará la obtención de fondos para las medidas de conservación; y, en tercer lugar, porque reforzará la idea de quedicha especie no debe ser protegida por ser peligrosa, cuando el desafío, precisamente, consiste en cambiar esa percepción.

Puesto que, en definitiva, lo que se pretende con dicha catalogación es beneficiar el estado de conservación de V. latastei, y para evitar que la inclusión como “vulnerable” pueda aportar algún perjuicio no previsto a la especie, es importante realizar encuestas acompañadas de campañas educativas sobre la población (agricultores, ganaderos, propietarios de fincas,…), que expliquen la importancia de su catalogación. Probablemente la opinión pública no debe ser vinculante para su catalogación, pero es muy positivo que los esfuerzos de conservación incluyan campañas de concienciación pública que informen y refuercen la idea de que todas las especies (peligrosas o no) juegan su papel en el ecosistema, que pueden ser cruciales para los procesos biológicos/naturales y que no deberíamos ver al resto de especies únicamente con un enfoque utilitarista y antropocéntrico (¿es buena o es mala para mí?). Es importante que dicha catalogación se acompañe con recomendaciones sobre cómo evitar mordeduras, dando a conocer el comportamiento esquivo y huidizo de la especie. Sería recomendable abordar dicho cambio de percepción pública tanto antes como después de su inclusión en el Catálogo. La sensibilización de la población sobre su interés y su estado legal puede ser una medida simple y eficiente para la conservación de una especie (Ghimire et al., 2014). Por ello debe transmitirse el mensaje positivo de que es una ventaja tener a este animal en nuestro entorno, y esto se consigue con buenas campañas informativas y educativas sobre la importancia de la especie y de sus beneficios. Para promover su conservación es importante comunicar la información a través de las redes sociales, incrementar el uso de procesos de colaboración y asegurar a los ciudadanos que no saldrán perjudicados por los planes de manejo

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necesarios para protegerla (Brook et al., 2003). Proporcionar a los afectados información adicional revierte en actitudes más positivas hacia la especie. Las personas que no están familiarizadas con ella suelen expresar actitudes significativamente más positivas cuando se les da la información adicional, mientras que las personas familiarizadas suelen mantener una opinión más establecida (Reimer et al., 2014). Es importante argumentar que si las causas del descenso poblacional de una serpiente venenosa tienen un origen humano, como sucede en este caso concreto (véanse las principales amenazas que padece la especie en Brito et al., 2017), debemos evitar que esa situación continúe para permitir que pueda recuperar o al menos mantener sus poblaciones, porque, independientemente de su carácter peligroso, todas las especies desempeñan un papel importante en los flujos de materia y energía de los ecosistemas en los que habitan (e.g., Lawton, 1994). Por otra parte, como sucede con otros muchos animales (Conover, 2001), las serpientes venenosas se convierten en peligrosas cuando se invade su hábitat y se sienten amenazadas. Por lo tanto, podemos concluir que es necesario ayudar a las especies que necesitan nuestra intervención para mantener poblaciones saludables, especialmente cuando somos los humanos los que hemos provocado ese declive. A pesar de su importancia ecológica, las especies amenazadas o raras y poco emblemáticas no suelen ser el foco de los esfuerzos de investigación y conservación, que se dedican principalmente a especies más emblemáticas. Además, muchas personas ven la conservación de los reptiles como una cuestión ambiental menos importante que la conservación de mamíferos o aves y, especialmente en el caso de las serpientes venenosas, no es probable que aumente la simpatía hacia ellas (Shine &

Fitzgerald, 1989).

Es difícil erradicar la percepción negativa de las personas que sufren desventajas por su presencia, especialmente algunos habitantes del medio rural. Por otro lado, posiblemente el hecho de que una especie esté catalogada como amenazada no cambiará la actitud de esas personas en desacuerdo con su protección, incluso independientemente de su carácter venenoso. En Francia se realizó una experiencia relacionada con la víbora áspid (Vipera aspis Linnaeus, 1758), especie similar a V. latastei, cuya finalidad fue elevar el nivel de aceptación de las personas a la presencia de la especie en un área periurbana (Bonnet et al., 2016). Este estudio demostró que resulta fundamental restablecer o favorecer la recuperación de especies impopulares, ajenas al paradigma de las emblemáticas, cambiando la actitud de las personas hacia esos animales infravalorados e incluso temidos y perseguidos (Andelman & Fagan, 2000; Veríssimo et al., 2013). Es fundamental proporcionar un vehículo para mejorar la percepción de las especies indeseadas (por ejemplo, las serpientes) entre un público que ya desea mayoritariamente proteger a las especies emblemáticas. Por los motivos mencionados, y teniendo en cuenta su tendencia preocupante, no parece coherente que el ofidio ibérico con mayor categoría de amenaza según la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza no esté catalogado en el país con mayor proporción de su área de distribución. Por tanto, es muy recomendable la catalogación de V. latastei en la categoría «vulnerable», con las consideraciones complementarias reseñadas en este artículo. Agradecimientos: X. Santos y un revisor anónimo aportaron valiosos comentarios que mejoraron sustancialmente el manuscrito original.

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Referencias Andelman, S.J. & Fagan, W.F. 2000. Umbrellas and flagships: efficient conservation surrogates or expensive mistakes? Proceedings of the National Academy of Sciences, 97: 5954-5959. BOE. 2007. Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad, 299: 51275-51327. BOE. 2011. Real Decreto 139/2011, de 4 de febrero, para el desarrollo del Listado de Especies Silvestres en Régimen de Protección Especial y del Catálogo Español de Especies Amenazadas. BOE. 2017. Resolución de 6 de marzo de 2017, de la Dirección General de Calidad y Evaluación Ambiental y Medio Natural, por la que se publica el Acuerdo del Consejo de Ministros de 24 de febrero de 2017, por el que se aprueban los criterios orientadores para la inclusión de taxones y poblaciones en el Catálogo Español de Especies Amenazadas, 65: 19743-19756. Bonnet, X., Lecq, S., Lassay, J.L., Ballouard, J.M., Barbraud, C., Souchet, J & Provost, G. 2016. Forest management bolsters native snake populations in urban parks. Biological Conservation, 193: 1-8. Brito, J.C., Fahd, S., Martínez-Freiría, F., Tarroso, P., Larbes, S., Pleguezuelos, J.M. & Santos, X. 2011. Climate change and peripheral populations: predictions for a relict Mediterranean viper. Acta Herpetologica, 6: 105-118. Brito, J.C. 2017. Víbora hocicuda – Vipera latastei. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: agosto 2017] Brook, A., Zint, M. & De Young, R. 2003. Landowners’ responses to an Endangered Species Act listing and implications for encouraging conservation. Conservation Biology, 17: 1638-1649.

Conover, M.R. 2001. Resolving human-wildlife conflicts: the science of wildlife damage management. Leweis Publishers. Boca Raton. Ghimire, H.R., Phuyal, S. & Shah, K.B. 2014. Protected species outside the protected areas: People’s attitude, threats and conservation of the Yellow Monitor (Varanus flavescens) in the Far-western Lowlands of Nepal. Journal for Nature Conservation, 22: 497-503. Lawton, J.H. 1994. What do species do in ecosystems?. Oikos, 71: 367-374. Reimer, A., Mase, A., Mulvaney, K., Mullendore, N., Perry‐Hill, R. & Prokopy, L. 2014. The impact of information and familiarity on public attitudes toward the eastern hellbender. Animal Conservation, 17: 235-243. Santos, X., Brito, J.C., Sillero, N., Pleguezuelos, J.M., Llorente, G.A., Fahd, S. & Parellada, X. 2006. Inferring habitat-suitability areas with ecological modelling techniques and GIS: a contribution to assess the conservation status of Vipera latastei. Biological Conservation, 130: 416-425. Santos, X., Brito, J.C., Pleguezuelos, J.M. & Llorente, G. A. 2007. Comparing Filippi and Luiselli’s (2000) method with a cartographic approach to assess the conservation status of secretive species: the case of the Iberian snake-fauna. Amphibia-Reptilia, 28: 17-23. Shine, R. & Fitzgerald, M. 1989. Conservation and reproduction of an endangered species: the broad-headed snake, Hoplocephalus bungaroides (Elapidae). Australian Zoologist, 25: 65-67. Veríssimo, D., Fraser, I., Girão, W., Campos, A.A., Smith, R.J. & MacMillan, D.C. 2013. Evaluating conservation flagships and flagship fleets. Conservation Letters, 7: 263-270. <http://dx.doi.org/10.1111/conl.12070>.

El olivo, vehículo y vector de ofidios foráneos: un nuevo caso en las islas canarias José Cabot1, José A. Mateo2 & María Ángeles Cabot-Prieto3 Cl. Carreras, 13. Isla Cristina, 21410. Huelva. España. Black Market. Cl. Pelaires, 23. Palma, 07001. Illes Balears. España. C.e.: mateosaurusrex@gmail.com 3 Cl. Autonomía, 7. Valencina de la Concepción, 41907. Sevilla. España. 1 2

Fecha de aceptación: 4 de septiembre de 2017. Key words: Rhinechis scalaris, invasive ophidian, olive tree, Lanzarote, Canary Islands.

En los últimos 15 años se han ido multiplicando los casos conocidos de reptiles introducidos en España, cuya llegada ha sido asociada al trasiego de árboles y plantas ornamentales (Álvarez et al., 2010; Mateo et al., 2011; Silva-Rocha et

al., 2015).

En muchos casos la aclimatación de las especies recién llegadas nunca llegó a traspasar los límites de los viveros y, por fortuna, los conatos de colonización acabaron siendo sólo malos recuerdos. En otros, sin embargo, el

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Figura 1: Fotografía aérea (fuente: Google Earth) de Yaiza, Uga y alrededores, en la que se indica el punto en el que se detectó el ejemplar de R. scalaris (R), la zona donde se depositan los olivos antes de ser replantados (O) y los terrenos donde se están realizando repoblaciones con olivos y otros árboles ornamentales (F).

recién llegado acabó convirtiéndose en un problema medioambiental grave, en un dolor de cabeza para las administraciones y en un motivo de preocupación para la población (Mateo et al., 2011; Silva-Rocha et al., 2015). Este es el caso, precisamente, de las introducciones de ofidios en islas, donde el invasor puede convertirse en poco tiempo en una plaga capaz de cambiar comunidades de vertebrados o, incluso, paisajes enteros (Rogers et al., 2017). Recordamos desde aquí los casos de la culebra de escalera (Rhinechis scalaris), la culebra de herradura (Hemorrhois hippocrepis) y, en menor medida, la culebra bastarda (Malpolon monspessulanus) en el archipiélago de las Pitiusas y en Mallorca (Mateo et al., 2011; Ayllón, 2015; Carretero & Silva-Rocha, 2015; Mateo, 2015).

En las Islas Canarias el trasiego de plantas ornamentales ya se ha traducido en el asentamiento de un ofidio. Se trata de la culebrilla ciega de las macetas, Indotyphlops braminus, una pequeña culebra partenogenética de costumbres subterráneas que ha conseguido aclimatarse en, al menos, cinco islas del archipiélago (Urioste & Mateo, 2011). La distribución de este tiflópido, restringida a los parques e

invernaderos del litoral, ha limitado de momento su impacto sobre los ecosistemas canarios (Mateo et al., 2011). Esta nota recoge un nuevo caso de entrada asociada al trasiego de olivos ibéricos de un ofidio continental en una de las islas del archipiélago canario. El día 2 de julio de 2017 a las 13 horas, el tercer autor detectó un ofidio de mediano tamaño cerca de la pedanía de Uga (28º57’01”N / 13º44’57”O; T.M. de Yaiza; Figura 1). Ella notó que su perra se sobresaltó al ir a beber a un bidón de plástico. Al acercarse pudo ver al reptil dentro del agua y al acercarse más para fotografiarlo, la culebra salió del agua y descendió por la manguera por la que habría subido, refugiándose en un gran montón de piedras ubicado a unos 4 m. La visualización de las fotografías permitió identificarla posteriormente como un macho adulto de R. scalaris (Figura 2). La existencia de un grupo de olivos de mediano tamaño a unos 1.300 m del punto de observación del ofidio (Figura 3) hace presuponer como causa probable, como ya se ha descrito detalladamente para las Islas Baleares, que la llegada de este individuo puede estar asociada a la importación de olivos continentales.

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Foto M.A. Cabot-Prieto

Figura 2: Ejemplar de culebra de escalera (R. scalaris) detectado cerca de Uga (Lanzarote). a) Detalle de la cabeza. b) Cola relativamente larga que permite identificar al ejemplar como un macho.

Rhinechis scalaris es un depredador especializado en el consumo de vertebrados endotermos, que también puede consumir reptiles cuando coloniza medios insulares (Pleguezuelos, 2017). Por ello, no sólo podría llegar a tener efectos devastadores sobre las poblaciones de musaraña canaria (Crocidura canariensis) y sobre varios paseriformes autóctonos, sino que también podría llegar a afectar a perinquenes (Tarentola angustimentalis), lagartijas (Gallotia atlantica) y lisnejas (Chalcides simonyi). Cuatro días después del primer avistamiento el área de Medio Ambiente del Cabildo de Lanzarote ya desplegó en la zona varias trampas con cebo vivo, similares a las que tan buen resultado están dando en los programas de control de esa misma especie en la isla de Formentera (Islas Baleares) (J. Mayol, comunicación personal). Es posible que el ejemplar de R. scalaris visto en los alrededores de Uga sólo sea un individuo aislado y que no exista un peligro inmediato de plaga, pero la proximidad de una concentración de olivos ibéricos destinados a

la jardinería debería ser considerada como un indicio más que apunta a que la importación descontrolada y general de árboles ornamentales, y de olivos de forma particular, tiene consecuencias indeseadas, especialmente cuando ocurre en islas. Las administraciones competentes no deberían tardar, por eso, en establecer protocolos eficaces para evitar la entrada de ofidios y de otras especies relacionadas con el movimiento de plantas ornamentales. Foto J. Cabot

Figura 3: Núcleo restante de olivos de origen ibérico agrupados cerca de Yaiza (Lanzarote), que habían sido importados en 2016 con vistas a ser replantados con fines ornamentales en fincas cercanas con viñedos (véase también mapa de la Figura 1).

Referencias Álvarez, C., Mateo, J.A., Oliver, J. & Mayol, J. 2010. Los ofidios ibéricos de introducción reciente en las Islas Baleares. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 21: 126-131. Ayllón, E. 2015. La culebra de herradura (Hemorrhois hippocrepis) en las Islas Baleares. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 26: 88-91.

Carretero, M.A. & Silva-Rocha, I. 2015. La culebra de escalera (Rhinechis scalaris) en las Islas Baleares. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 26: 84-87. Mateo, J.A. 2015. La culebra bastarda (Malpolon monspessulanus) en las Islas Baleares. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 26: 92-94.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Mateo, J.A., Ayres, C. & López-Jurado, L.F., 2011. Los anfibios y reptiles naturalizados en España: Historia y evolución de una problemática creciente. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 2-42. Pleguezuelos, J.M. 2017. Culebra de escalera - Rhinechis scalaris. In: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Salvador, A., Marco, A. (eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebradosibericos. org/> [Consulta: 13 julio 2017]. Rogers, S.H., Buhle, E.R., Lambers, J.H., Fricke, E.C., Miller,

R.H. & Tewksbury, J.J. 2017. Effects of an invasive predator cascade to plants via mutualism disruption. Nature Communications, 8 - 14557 doi: 10.1038/ncomms14557. Silva-Rocha, I., Salvi, D., Sillero, N., Mateo, J.A. & Carretero, M.A. 2015. Snakes on the balearic islands: An invasion tale with implications for native biodiversity conservation. PLoS ONE, 10. Urioste, J.A. de & Mateo, J.A. 2011. Nuevos datos acerca de la culebrilla ciega de las macetas, Ramphotyphlops braminus (Daudin, 1803), en Canarias. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 22: 135-137.

Reproducción oportunista de Discoglossus galganoi en el Parque del Oeste, Madrid Rubén Haro-Gil1, Alex Torres-Riera2,3, Daniel Bustillo-delaRosa4 & Alberto Sánchez-Vialas2,5 Cl. Parlament, 34. 43870 Amposta. Tarragona. España. C.e.: rharogil@gmail.com Asociación Bio+. Av. de América, 64. 7ºB. 28028 Madrid. España. 3 Departament de Biologia Evolutiva, Ecologia i Ciències Ambientals - Institut de Recerca de la Biodiversitat (IRBio). Facultat de Biologia. Universitat de Barcelona. Avinguda Diagonal, 645. 08028 Barcelona. España. 4 Departamento de Ecología. Universidad Autónoma de Madrid. Cl. Darwin, 2. 28049 Madrid. España. 5 Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). Cl. José Gutiérrez Abascal, 2. 28006 Madrid. España. 1 2

Fecha de aceptación: 2 de noviembre de 2017. Key words: egg cluch, urban, amphibian, reproduction, Iberian painted frog.

Las actividades antrópicas han transformado el paisaje a lo largo de los años, siendo el desarrollo urbano la actividad que genera las tasas más elevadas de reducción y extinción local de especies a nivel mundial (Van der Ree & McCarthy, 2005; McKinney, 2006; Torres-Riera et al., 2015; Uchida et al., 2015).

No obstante, dentro del área urbana, se han registrado poblaciones reproductoras de especies de vertebrados relativamente vulnerables en parques y jardines (Real-Giménez, 2009; Møller, 2010; Torres-Riera, 2015, Torres-Riera et al., 2015; Samia et al., 2015). Los anfibios son uno de los grupos de vertebrados sujetos a mayor vulnerabilidad dentro de los parques urbanos como consecuencia de la necesidad de características ecológicas especiales -condiciones adecuadas de humedad y temperatura, presencia de abundante refugio, existencia de masas de agua de diversa índole, entre otrosque son fácilmente alterables durante la gestión

de estas zonas. Existen diferentes espacios verdes urbanos que reúnen condiciones adecuadas para la presencia de anfibios, suponiendo refugios o hábitats potenciales para éstos (Gosá & Arias, 2009; García-Gonzalez & García-Vázquez, 2012). Entre las especies de anfibios encontradas en parques y jardines urbanos a lo largo de la península ibérica destacan las siguientes: Discoglossus galganoi, Lissotriton helveticus y Salamandra salamandra en la ciudad de Oviedo (Buckley et al., 2007; Álvarez, 2012; García-Gonzalez & García-Vázquez, 2012); Alytes obstetricans, Pelophylax perezi y Triturus marmoratus en el centro de la ciudad de Pamplona (Gosá & Arias, 2009); Hyla meridionalis, Alytes obstetricans and Pelophylax perezi en la ciudad de Barcelona (obs. pers.). Dentro de la ciudad de Madrid, se han registrado históricamente varios parques urbanos con presencia de anfibios (García-París, 1985; García-París & Martín, 1987). Actualmente,

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el parque del Oeste es el único núcleo verde de la ciudad de Madrid que alberga dos especies de anfibios que presentan poblaciones relativamente estables: P. perezi (López Seoane, 1885) y D. galganoi (Capula et al., 1985), siendo esta última una de las especies prioritarias a tener en cuenta para la conservación de fauna urbana, por su rareza y alto grado de aislamiento a consecuencia del desarrollo urbano (Sánchez et al., 2015). En esta nota reportamos por primera vez la puesta de huevos del sapillo pintojo ibérico (D. galganoi) en el Parque del Oeste de Madrid, realizada en un encharcamiento fortuito. La observación fue realizada el 23 de febrero de 2017 en las proximidades de la población conocida de D. galganoi reportada por Sánchez et al. (2015), situada a unos 300 m al este de ésta (40º26’3,73’’N / 3º43’33,05’’W). El encharcamiento donde se encontraron los huevos fue generado posiblemente por una imperfección en el terreno debido a una fuga en el sistema de riego, situándose al borde del camino que discurre aledaño al canal de agua. El encharcamiento era de carácter somero con una superficie aproximada de 1 m2, el cual se introducía y continuaba bajo el mismo camino de piedras (Figura 1). En dicha charca se contabilizaron 20 huevos de D. galganoi que se encontraban relativamente desagregados y cubiertos por una fina película de materia orgánica circundante Foto Rubén Haro Gil

Foto Rubén Haro Gil

Figura 1: Fuga de agua que ocasionó las condiciones óptimas para la puesta de D. galganoi.

(Figura 2). Aunque la reproducción ya había sido registrada en el parque mediante la observación de larvas en el canal principal de agua (Sánchez et al., 2015), hasta el momento, no se habían encontrado puestas. La fecha de la observación coincide con el período de reproducción observado en una población de D. galganoi en el monte del Pardo (Madrid), a 7,7 km de distancia (I. Martínez-Solano, A. Sánchez-Vialas, comunicación personal). Así mismo, el 30 de abril de 2017, en la misma charca descrita del Parque del Oeste, tras un episodio de lluvias de varios días de duración, se volvieron a observar huevos de D. galganoi, pero en menor número respecto a la observación previa (A. Sánchez-Vialas, comunicación personal). Este registro vuelve a poner de manifiesto que la conservación de esta especie dentro del parque es viable a través de la ejecución de medidas de muy sencilla aplicación, como Figura 2: Detalle de la puesta de D. galganoi.

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son las sugeridas en Sánchez et al. (2015). Sería particularmente necesario recrear unas condiciones óptimas para sus puestas, especialmen-

te entre los meses de febrero y abril, favoreciendo la supervivencia de esta población en un ecosistema altamente antropizado.

Referencias Álvarez, D. 2012. Las salamandras de la ciudad de Oviedo: una vida entre el asfalto. Quercus, 321: 26-32. Buckley, D., Alcobendas, M. Garcia-París, M., & Wake M.H. 2007. Heterochrony, cannibalism, and the evolution of viviparity in Salamandra salamandra. Evolution & Develop ment, 9: 105-115. Capula, M., Nascetti, G., Lanza, B., Bullini, L., & Crespo, E.G. 1985. Morphological and genetic differentiation between the Iberian and the other west Mediterranean Discoglossus species (Amphibia, Salientia, Discoglossidae). Monitore Zoologico Italiano-Italian Journal of Zoology, 19: 69-90. Garcia-Gonzalez, C. & Garcia-Vazquez, E. 2012. Urban Ponds, Neglected Noah’s Ark for Amphibians. Journal of herpetology, 46: 507-514. García-París, M. & Martín, C. 1987. Herpetofauna del área urbana de Madrid. Revista Española de Herpetología, 2: 131-144. García-París, M. 1985. Los anfibios de España. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid. Gosá, A & Arias, A. 2009. Estado de las poblaciones de anfibios en un parque urbano de Pamplona. Munibe. Ciencias naturales – Natur zientziak, 57: 169-183. López Seoane, V. 1885. On two forms of Rana from NW Spain. The zoologist, 9: 169-172. McKinney, M.L. 2006. Urbanization as a major cause of biotic

homogenization. Biological Conservation, 127: 247-260. Møller, A. 2010. The fitness benefit of association with humans: Elevated succes of birds breeding indoos. Behavioral Ecology, 21: 913-918. Samia, D.S., Nakagawa, S., Nomura, F., Rangel, T.F., & Blumstein, D.T. 2015. Increased tolerance to humans among disturbed wildlife. Nature communications, 6: 8877. Sánchez, A., Talavera A. & Hinckley, A. 2015. Descripción y conservación de una población urbana de Discoglossus galganoi. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 26: 72-75. Torres-Riera, A. 2015. Caracterización biológica de las poblaciones de ardilla roja (Sciurus vulgaris) en ambientes urbanos y agrícolas. Trabajo de Final de Máster. Universidad de Barcelona. Barcelona. Torres-Riera, A. Rodriguez-Tejeiro, J.D., Espada, I., & Pique, J. 2015. La resiliencia de la ardilla roja en ambientes urbanizados (Sciurus vulgaris). En XXII Congreso de la SECEM. Sociedad Española de Estudio y Conservación de Mamíferos en Burgos, Libro de resúmenes, 152. Uchida, K., Suzuki, K., Shimamoto, T., Yanagawa, H., & Koizumi, I. 2015. Seasonal variation of flight initiation distance in Eurasian red squirrels in urban versus rural habitat. Journal of Zoology, 298: 225-231. Van der Ree, R., & McCarthy, M.A. 2005. Inferring persistence of indigenous mammals in response to urbanisation. Animal Conservation, 8: 309-3.

Actuación sobre pasos canadienses con el fin de minimizar la muerte de herpetofauna Gonzalo Alarcos Cl. Castañal, 10. 49321 Robleda. Zamora. España. C.e.: gonalariz@yahoo.es Fecha de aceptación: 18 de diciembre de 2017. Key words: cattle grid, mortality, amphibians, reptiles, Spain.

Los pasos canadienses son estructuras de hormigón y ladrillo con paredes verticales y rejas en su parte superior. Se sitúan en caminos para permitir el paso de vehículos por ellas, pero no del ganado. Sin embargo, constituyen trampas mortales para vertebrados de pequeño tamaño que pueden caer en su interior debido

a que su diseño no suele contemplar la construcción de vías o estructuras de escape para ellos (Barbera, & Ayllón, 2000; Camps, 2011). En 2015, durante unas visitas mensuales realizadas por el autor de esta nota al Parque Eólico de Codesas, situado en Montes do Bocelo, Melide, Galicia (NH8060), se revisó el

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funcionamiento de 16 pasos canadienses (PC) con el fin de controlar su afección a la fauna local. Los PC tenían una profundidad de 90 cm, una anchura de 2,04 m y 2,5 m de largo, con paredes lisas de hormigón. Poseían 14 tubos transversales giratorios de 9 cm de diámetro, separados entre sí por otros 9 cm. La fosa interior estaba dividida en tres módulos separados por dos paredes también verticales. Estos módulos conectaban entre sí en la parte inferior por un tubo circular en la pared de no más de 8 cm de diámetro, aproximadamente. Los PC poseían un aliviadero para drenar el agua acumulada, que no estaba diseñado como estructura de escape para fauna atrapada. En la primera visita, realizada en marzo, se observó un total de 13 individuos de salamandra común (Salamandra salamandra), un tritón jaspeado (Triturus marmoratus), un sapo partero común (Alytes obstetricans), 26 ranas pardas (rana patilarga Rana iberica y rana bermeja Rana temporaria) y una rana verde ibérica (Pelophylax perezi); además de 18 micromamíferos no identificados en diferente grado de descomposición. A excepción de las ranas, el resto de ejemplares se encontraban deshidratados, agotados o muertos. En los meses siguientes (abril-junio) se observó un total de 12 salamandras comunes, un tritón jaspeado, 138 ranas pardas y nueve ranas verdes, dos culebras lisas europeas (Coronella austriaca) y una lagartija de Bocage (Podarcis bocagei), además de 17 micromamíferos, tres topos (Talpa occidentalis) y una liebre ibérica (Lepus granatensis). Todos los ejemplares estaban muertos excepto alguna salamandra, las culebras lisas y la mayoría de las ranas, aunque presentaban signos de agotamiento o inanición. Tres de los pasos canadienses mostraban dificultades de drenaje, y en ellos se contabilizaron puestas de Rana sp., que se desarro-

Foto Gonzalo Alarcos

Figura 1: Ejemplo de modificación en paso canadiense con apertura de una de las paredes laterales para la salida de la fauna. Parque eólico en Cadavedo, Lugo.

llaron normalmente hasta la metamorfosis, momento en el que los animales tuvieron problemas para abandonar el vaso, generándose alta mortalidad de adultos y metamórficos. Aunque en todos los pasos se instalaron de forma provisional ramas a modo de rampa, su efecto no fue el deseado, no pudiéndose evitar la mortalidad. A raíz del último informe entregado a los promotores del Parque Eólico (Gas Natural Unión Fenosa Renovables, S.L.) éstos se comprometieron a realizar una medida correctora consistente en la modificación de las fosas de los PC, para evitar la mortalidad de los microvertebrados locales. En este sentido, se consultó varios trabajos disponibles sobre esta temática (Barbera & Ayllón, 2000; Huijser et

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) al., 2008; Hunt, 2014; Clare & Trevor, 2015; Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2015)

y se plantearon varias soluciones para dicha modificación: - Rampas de salida. Instalación de una rampa en el interior de los fosos (Camps, 2011), con inclinación variable (no superior a 35º) y rugosidades en su planta, para facilitar el desplazamiento del animal. La rampa podría ser transversal o longitudinal al PC, dependiendo de las dimensiones del mismo. Mantenimiento: bajo. - Instalación de malla electrosoldada, con haz de luz de 0,5 mm. Sustitución de la malla existente por una de luz menor. Mantenimiento: medio. La malla debía ser reemplazada cada cierto tiempo. - Perforación de una de las paredes laterales del foso. Mantenimiento: nulo. Esta actuación ya había sido aplicada en pasos de la provincia de Lugo (Figura 1). En el presente caso ninguno de los métodos propuestos fue factible. Se rechazó la colocación de malla o rampas debido a que los tornillos de sujeción del foso estaban soldados, lo que no hacía económicamente viables las propuestas por la duración del tiempo invertido en la apertura. Por otro lado, tampoco

fue posible realizar una perforación lateral en una pared del PC, ya que la mayoría de los pasos tenía ambas paredes soterradas. Para realizar el desmonte de una de las paredes habría que modificar, en la mayoría de los casos, el perfil de las cunetas adyacentes para asegurar la funcionalidad de la nueva estructura. Ante estos inconvenientes físicos y económicos se valoró una opción alternativa que resultara eficaz y económicamente viable para lograr el objetivo. Se rellenó el vaso del foso con grava hasta una altura suficiente como para que los tubos pudieran girar, sin perder la función para la que estaban diseñados. De esta forma, se aseguraría el drenaje del agua y la función intimidatoria de los tubos, permitiéndose la salida sin dificultades de los microvertebrados que cayesen en el paso (Figura 2). La adecuación de los PC se realizó en julio del mismo año y tras más de un año de seguimiento no se volvió a detectar ningún ejemplar atrapado dentro de los pasos. Tampoco se registraron quejas del sector ganadero local por la eventual pérdida de funcionalidad en los dispositivos. Desde la perspectiva de la efectividad la tercera de las opciones propuestas es la más conveniente, ya que el mantenimiento resulta prácticamente nulo y los animales pueden enFoto Gonzalo Alarcos

Figura 2: Paso canadiense tras la nueva adaptación.

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contrar la salida en el mismo plano en el que se encuentran, sin necesidad de tener que remontar rampas u otras estructuras, cuyo uso sería azaroso. Sin embargo, la solución aplicada, por fuerza mayor, en este caso puede ser una alternativa viable y económicamente rentable. El uso de pasos canadienses está muy extendido en nuestro país. Sin embargo, la mortalidad de microvertebrados, y en particular de anfibios, por esta causa parece ser muy elevada (Barbera & Ayllón, 2000; Huijser et al., 2008; Hunt, 2014; Clare & Trevor, 2015; La Opinión, 2015). Tratándose de un problema generalizado, la administración debería controlar los modelos que se usan, ya que no solo afectan a la herpetofauna sino también a otras muchas especies, como micromamíferos e incluso a especies cinegéticas como liebres o conejos. En este sentido, la Administración del Estado aporta las prescripciones técnicas que deben usarse para el diseño de los PC (Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, 2015). En ellas se contempla que las paredes de los extremos laterales de los pasos deben estar construidas con una pendiente de 30º y presentar una superficie rugosa o aperturas laterales. Sin embargo, posiblemente la aplicación práctica de estas apropiadas medidas se centra fundamentalmente en obras públicas, estando menos controlada su aplicación en obras privadas o sujetas a menor control y supervisión medioambiental. Por tanto, no es raro observar a día de hoy la utilización de antiguos modelos en cerramientos de fincas privadas o similares.

La Administración debería realizar un mayor esfuerzo de control en estas pequeñas obras, denegando la utilización de modelos antiguos. Actualmente existen en el mercado modelos interesantes desprovistos de fosa (Mallas Iglesias, 2017) o con paredes abiertas (Huijser, 2014). Cabe destacar el esfuerzo de la Junta de Extremadura promoviendo este tipo de modelos (Junta de Extremadura, 2014a) . Sería deseable la apertura de una pequeña línea de trabajo conjunto entre grupos de estudio de la herpetofauna y asociaciones naturalistas con empresas de fabricación de PC para discutir los modelos más efectivos, aun cuando ya existan modelos y premisas adaptadas a estos fines. Además, desde las asociaciones se podría presionar a la administración competente para la prohibición de instalación de antiguos modelos, siendo igualmente necesaria la realización de campañas de concienciación y de localización de estas trampas a nivel nacional, para su posterior adecuación. En 2016 la Consejería de Medio Ambiente de Zamora instaló pequeñas escaleras en los PC del Parque Natural de los Arribes del Duero de Zamora (La Opinión, 2016), y la Junta de Extremadura fomenta la instalación de dichas rampas (Junta de Extremadura, 2014b). Agradecimientos: A Eos Ingeniería y Consultoría Ambiental, S.L. por su compromiso en la adecuada vigilancia ambiental de los proyectos. A Gas Natural Fenosa Renovables por la predisposición a realizar dichas modificaciones y facilitar dicha difusión. A C. Ayres.

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Nuevas citas de tortuga mordedora norteamericana, Chelydra serpentina (Testudines: Chelydridae), en Valencia y su posible potencial invasor Josep F. Bisbal-Chinesta1,2 Unitat de Paleontologia, Institut Català de Paleoecologia Humana i Evolució Social (IPHES). Cl. Marcel•lí Domingo, s/n (Edifici W3). Campus Sescelades, 43007 Tarragona. España. 2 Àrea de Prehistòria, Universitat Rovira i Virgili (URV). Avinguda de Catalunya, 35. 43002 Tarragona. España. C.e.: jbisbal@iphes.cat 1

Fecha de aceptación: 6 de diciembre de 2017. Key words: Chelydra serpentina, snapping turtle, Valencia, potential invasive species.

Chelydra es un género americano de tortugas de aguas continentales caracterizado por su configuración robusta y su poderosa mordida (Ernst & Lovich, 2009), que actualmente cuenta con tres especies reconocidas taxonómicamente: Chelydra acutirostris en Costa Rica, oeste de Colombia y Ecuador, este de Honduras, Panamá y Nicaragua; Chelydra rossignonii en Guatemala, sur de Belize, noroeste de Honduras y sureste de México; y Chelydra serpentina en el sur de Canadá y las regiones de Estados Unidos de América al este de las Montañas Rocosas (Rhodin et al., 2017). Esta última especie se ha popularizado dentro del comercio de animales exóticos (Moll & Moll, 2004), lo que ha provocado que haya sido introducida en

algunos estados norteamericanos al oeste de las Montañas Rocosas, así como en la isla de Taiwán, China continental y Japón (Kobayashi et al., 2006a; Rhodin et al., 2017). En territorio español, inicialmente se había alertado del peligro de su naturalización por la existencia de “hábitats apropiados”, debido a su origen en regiones templadas, su comercialización y tenencia terrariófila (Mateo et al., 2011). Más recientemente se ha evaluado la situación de C. serpentina en la península ibérica, especialmente centrada en los datos disponibles para Catalunya, alertando de su carácter potencialmente invasor en el caso del establecimiento de poblaciones reproductoras y de la necesidad de su inclusión en el catálogo

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Figura 1: Cráneo en vista antero-lateral izquierda de un individuo adulto de Chelydra serpentina encontrado el 4 de enero de 2017 en Picassent, València.

español de especies invasoras (Martínez-Silvestre et al., 2015). Paralelamente a las publicaciones herpetológicas, han aparecido noticias en la prensa generalista sobre hallazgos de diversos individuos de tortugas mordedoras a lo largo de la geografía peninsular; por ejemplo, en la localidad madrileña de Galapagar (El País, 2004), en la pedanía murciana de San José de la Vega (EFEverde, 2014) o en el lago catalán de Graugés (Regió7, 2017). En la presente nota se aportan nuevos datos procedentes de València, en la que se cita por primera vez la presencia de individuos de tortugas mordedoras norteamericanas en el medio natural y se evalúa la situación de la especie a nivel valenciano.

La primera cita se documentó el 4 de enero de 2017 en la cuadrícula UTM 30T YJ1754, en el término municipal de Picassent, siendo primeramente hallado aislado un gran húmero izquierdo de quelonio en medio de un campo abandonado de cítricos y en las inmediaciones del canal de transvase Júcar-Turia. Posteriormente, a unos cinco metros de distancia fue localizada entre la vegetación una agrupación de huesos de tortuga de gran tamaño, conformada por un cráneo casi completo sin mandíbula inferior y con el cuadrado derecho y el escamosal derecho desarticulados (Figura 1), cinco vértebras cervicales, dos vértebras caudales, un fémur

Figura 2: Hembra inmadura de Chelydra serpentina encontrada el 11 de octubre de 2017 en Alzira, València.

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izquierdo, ambas tibias, una fíbula derecha y dos tarsos. Los restos fueron adscritos a un mismo individuo de C. serpentina a partir de los caracteres diagnósticos del cráneo descritos en Gaffney (1979): marcado desarrollo de la cresta del supra-occipital; el post-orbital aparece en contacto con el escamosal y con el prefrontal, excluyendo el margen frontal de la región orbital; ausencia de contacto entre el parietal y el palatino, así como entre el palatino y el yugal; y con el hueso proótico formando parte de la cubierta superior del canal carótico interno. La longitud del cráneo es de 93,1 mm, por lo cual se corresponde con un individuo adulto. Los restos aparecieron desarticulados, secos y totalmente descarnados, lo cual indica que llevaban meses a la intemperie. Todos los huesos hallados se corresponden con la región apendicular y con la región axial de la cabeza, cuello y cola; es decir, partes externas al caparazón. No pudieron ser halladas más partes del cuerpo, a pesar de la insistencia en la prospección del área. Algunos huesos, especialmente el fémur y el húmero, presentan en sus epífisis marcas tafonómicas asociadas al consumo por parte de un mamífero carnívoro de tamaño pequeño-mediano. Ambos hechos pueden indicar que los restos fueron trasladados por un carroñero a su lugar de hallazgo desde la localización original del cuerpo de la tortuga, portando con él las partes más accesibles y ligeras, dejando atrás las más pesadas con el caparazón. El 11 de octubre de 2017 un segundo individuo de C. serpentina fue localizado vivo en la cuadrícula UTM 30T YJ2437, en el término municipal de Alzira, en una zona de cultivos de cítricos con presencia de acequias que obtienen sus aguas del río Júcar. La tortuga estaba cruzando una carretera cuando fue en-

contrada y, aunque aparentemente presentaba buen aspecto externo, acabó muriendo horas después por una hemorragia interna, causada posiblemente por un atropello. Se trataba de una hembra inmadura, con un caparazón de 119 mm de longitud (Figura 2), pero cerca de alcanzar el tamaño para el inicio de la madurez reproductiva, estimada en un mínimo de 145 mm (White & Murphy, 1973). Ambas citas de C. serpentina aparecen relacionadas con ambientes de cultivos de cítricos en zonas de regadío mediante canalizaciones de agua que extraen sus aguas del río Júcar, lo cual podría estar señalando un posible foco de dispersión. Además de los individuos citados en la presente nota, durante el periodo de 2011 a 2016 han ingresado 11 individuos de tortuga mordedora norteamericana en los centros de recuperación de fauna valencianos: nueve en La Granja del Saler (2011, n = 2; 2012, n = 6; 2016, n = 1) (Generalitat Valenciana, 2017a) y dos en Santa Faç (2012, n = 1; 2013, n = 1) (Generalitat Valenciana, 2017b). Los datos absolutos de individuos localizados en territorio valenciano (n = 13) se acercan a los publicados en Martínez-Silvestre et al. (2015) para Catalunya (n = 16) y sugieren la extensión a València de la misma problemática planteada por estos autores. No obstante, cabe resaltar que durante los muestreos en poblaciones valencianas de Emys orbicularis y en los efectuados por el proyecto LIFE+Trachemys, realizados desde 2003, no han sido capturados ejemplares de C. serpentina en el medio natural (Servicio de Vida Silvestre, 2015 y 2016; V. Sancho, com. pers.). La tortuga mordedora norteamericana es capaz de vivir en cualquier hábitat acuático, desde ríos y lagos hasta aguas temporales, campos de cultivo, canalizaciones y ambientes humanizados (Kobayashi et al., 2006a; Ernst & Lovich,

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2009; Ryan et al., 2013).

Además, los estudios de sus poblaciones introducidas en Japón muestran una madurez sexual más temprana, mayor éxito en sus nidadas y mayores tasas de supervivencia en los juveniles, en comparación con lo observado en su distribución natural (Kobayashi et al., 2006b). Es capaz de soportar bajas temperaturas, inferiores a 0ºC, tanto en los adultos como los juveniles (Costanzo et al., 1995) y se ha constatado su capacidad de reproducción en condiciones de semilibertad en territorio ibérico (Martínez-Silvestre et al., 2001). Todo ello nos alerta de la probable capacidad adaptativa de C. serpentina a los hábitats existentes en la península ibérica y su potencial carácter de especie invasora, al encontrar

aquí un gradiente climático óptimo y carecer de depredadores naturales. Por todo ello, y reiterando lo afirmado en Martínez-Silvestre et al. (2015), se alerta de la situación de peligro ante la posibilidad del establecimiento de poblaciones naturalizadas y reproductoras. Un primer paso necesario para evitarlo sería la inclusión de C. serpentina en el “Catálogo Español de Especies Exóticas Invasoras” (BOE, 2013), cuya última actualización de 2016 volvió a excluir del listado a la tortuga mordedora norteamericana, a pesar de los datos hasta ahora publicados. Agradecimientos: a V. Sancho por sus correcciones y comentarios efectuados, que han ayudado a mejorar el manuscrito original.

Referencias BOE. 2013. Real Decreto 630, de 2 de agosto, por el que se regula el Catálogo español de especies exóticas invasoras. (Actualizado el 17/06/2016). Boletín Oficial del Estado, 185. Sec. I: 56764-56786. Costanzo, J.P., Iverson, J.B., Wright, M.F. & Lee, R.E. 1995. Cold hardiness and overwintering strategies of hatchlings in an assemblage of Northern Turtles. Ecology, 76(6): 1772-1785. EFEverde. 2014. Capturada una tortuga mordedora americana de 16 kilos en Murcia. <http://www.efeverde.com/noticias/ capturada-una-tortuga-mordedora-americana-de-16-kilos -en-murcia/> [Consulta: 5 diciembre 2017]. El País. 2004. Hallada una peligrosa tortuga mordedora que fue abandonada en Galapagar. <https://elpais.com/diario/ 2004/08/31/madrid/1093951456_850215.html> [Consulta: 5 diciembre 2017]. Ernst, C.H. & Lovich, J.E. 2009. Chelydra Schweigger, 1812. Snapping Turtles. 113-137. In: Ernst, C.H. & Lovich, J.E. (eds.), Turtles of the United States and Canada. Second Edition, Johns Hopkins University Press, Baltimore, Maryland. Gaffney, E.S. 1979. Comparative cranial morphology of recent and fossil turtles. Bulletin of the American Museum of Natural History, 164(2): 65-376. Generalitat Valenciana. 2017a. Balanç d’Activitats 2009-2016. Centre de Recuperació de Fauna: La Granja del Saler, Conselleria d’Infraestructures, Territori i Medi Ambient. Generalitat Valenciana. <http://www.agroambient.gva.es/ va/web/biodiversidad/centro-de-recuperacion-de-fauna -la-granja-del-saler-valencia-> [Consulta: 3 noviembre 2017]. Generalitat Valenciana. 2017b. Balanç d’Activitats 2009-2016. Centre de Recuperació de Fauna: Santa Faç. Conselleria d’In-

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Concentración de salamandras (Salamandra salamandra fastuosa) en una zona urbanizada del litoral cantábrico Alfonso Villarán1 & Juan Domínguez2 Grupo Ornitológico Horus. Cl. La Tejera, 4. 2º G. 28794, Guadalix de la Sierra. Madrid. España. C.e.: mg-sanvicente@cofm.es Grupo Ornitológico Horus. Pza. de la Misericordia, 2. 2º C. 29002, Málaga. España.

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Fecha de aceptación: 13 de julio de 2017. Key words: phenology, fire salamander, Cantabrian coast, Salamandra salamandra fastuosa, urban environment.

La salamandra común (Salamandra salamandra) es un anfibio urodelo de amplia distribución en la península ibérica, donde se localiza, preferentemente, en áreas con una cierta humedad ambiental, en altitudes desde casi el nivel del mar hasta más de 2.000 metros. En las zonas más secas, especialmente en el centro y sur de la península ibérica, suele localizarse ligada a los sistemas montañosos, en altitudes superiores a los 500 m (Miñano et al., 2003). Sin embargo, en la cornisa cantábrica puede aparecer en altitudes escasas y a escasos metros de la costa, siempre ligada a zonas con vegetación y buena cobertura. La especie es politípica, con una gran variedad de fenotipos, lo que ha llevado a describir numerosas subespecies, la mayor parte de las cuales se encuentran en la península ibérica. En la región cantábrica se localizan varias de ellas: S. s. gallaica (extendida por

Galicia y, al sur, por una buena parte de Portugal); S. s. bernardezi (restringida al norte de Galicia y Asturias) y S. s. fastuosa (distribuida por Cantabria y el País Vasco, con extensión hacia los Pirineos centrales). En la zona costera del oeste de Cantabria la subespecie presente es S. s. fastuosa. Tanto la coloración como el diseño en las subespecies son diferentes, si bien prevalece la combinación de los colores negro y amarillo, con predominio de uno u otro. En el caso de S. s. fastuosa el diseño habitual presenta fondo amarillo (color predominante), con manchas longitudinales negras en el dorso y costados del animal. La extensión y el grosor de las manchas negras varían en función de los ejemplares (Figura 1). La observación se produjo en una urbanización del municipio de Pesués (Cantabria), en la cercanía de la ría de Tina Menor (43º23’N / 04º29’W). La noche del 13

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Fotos: A. Villarán y J. Domínguez

Figura 1: Ejemplares adultos de S. salamandra fastuosa. a) Con predominio del color amarillo y franjas longitudinales negras estrechas, localizado sobre asfalto. b) Con predominio del color negro y franjas longitudinales amarillas estrechas, localizado sobre vegetación herbácea. c) En actitud de alerta, sobre superficie de cemento, en zona elevada de la urbanización. d) Desplazándose sobre superficie vertical, en zona pedregosa.

al 14 de octubre de 2016, tras un periodo de sequía prolongado, se produjo una lluvia que duró varias horas, aunque la temperatura se mantuvo en torno a los 15ºC. La zona se encuentra a una altitud de unos escasos 5 msnm. Entre las 01:45 y las 02:00 h se realizó un recorrido lineal de 30 m, en zona urbanizada, anotándose todas las salamandras detectadas en una banda de 5 m a cada lado. Se detectaron 15 ejemplares desplazándose en diferentes direcciones y sobre sustratos diferentes: pedregoso, ve-

getación herbácea, asfalto, muros de roca (Figura 1). Algunos de los ejemplares se localizaron en lugares elevados a los que debieron acceder moviéndose por pasos inclinados y de cierta pendiente (Figuras 1c y 1d). La elevada densidad de individuos (50 individuos por cada 100 m de recorrido), no observada anteriormente, sugeriría un buen estado de salud de la población, a pesar de la creciente urbanización de la zona. Las condiciones meteorológicas y el fuerte calor de los días previos pudieron influir en la aparición masiva de los ejem-

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plares. La especie es más activa durante los periodos lluviosos y con alta humedad ambiental, lo que condiciona su fisiología (Degani, 1985). La especie suele observarse en números elevados en las noches lluviosas tras períodos secos (Gasser & Joly, 1972; Rivera et al., 1999; Ferrand de Almeida et al., 2001; De Wavrin & Graitson, 2007).

Estas circunstancias coincidieron en el caso descrito. En las zonas del sur y este peninsular la especie se localiza en ambientes forestales húmedos y a altitudes elevadas (Miñano et al., 2003). Por otro lado, su presencia a bajas altitudes es muy extraña entre las poblaciones del centro y sureste de Europa (Jablonski et al., 2013). En el norte peninsular, en cambio, pueden localizarse a bajas altitudes como en el caso descrito (prácticamente a nivel del mar) (Velo-Antón, 2008; Velo-Antón et al., 2015), pero la intensa urbanización de estas zonas, la presión humana

y los trazados asfaltados suponen un riesgo para la especie. Muchos de los ejemplares localizados se encontraban en movimiento sobre un tramo asfaltado de acceso a una urbanización (Figura 1a) y todos ellos se encontraron en el recinto urbanizado. La zona muestreada ha sufrido una progresiva alteración en los últimos años, pero mantiene actividades agrícolas y ganaderas tradicionales y alterna los pastos con pequeñas zonas arboladas de vegetación autóctona (Quercus robur, Ilex aquifolium, Castanea sativa) y cultivos de eucaliptos (Eucaliptus globulus). La silvicultura y las repoblaciones forestales representan una amenaza para la especie (Fernández-Cardenete et al., 2000; Cordero et al., 2007; Velo-Antón et al., 2015), añadida a la creciente urbanización, por lo que la existencia de una población numerosa como la referida sugiere su seguimiento y la adopción de medidas de conservación.

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Parasitic dermic cyst in Mesotriton alpestris (caudata: salamandridae) Francisco Javier Diego-Rasilla Departamento de Biología Animal. Universidad de Salamanca, Campus Miguel de Unamuno. Edificio de Farmacia, 5ª planta. 37007 Salamanca. Spain. C.e.: fjdiego@herpetologica.org Fecha de aceptación: 24 de septiembre de 2017. Key words: amphibian, alpine newt, cyst, urodeles.

Resumen: Se informa sobre la observación de un quiste nodular en una hembra adulta de tritón

alpino (Mesotriton alpestris). El quiste se encontraba en posición dorsolateral y era aproximadamente circular, con un diámetro máximo de 8 mm. No parece que esta infección constituya una amenaza para la salud de la población a la que pertenece este individuo, puesto que este es el único caso observado en muestreos anuales realizados durante 10 años. An adult female alpine newt (Mesotriton alpestris) with a vesicular skin lesion was collected at the Natural Park of Saja-Besaya (Cantabria, northern Spain; 43°14’N / 4°9’W; 464 masl) on 26 April 2009. The skin lesion consisted of a closed nodular cyst dorso-laterally located, approximately circular in shape and 8 mm maximum diameter. In addition, the skin lesion matched normal skin coloration (Figure 1). The newt was photographed and subsequently released. The etiology of this lesion and its health significance has not been established but it superficially appeared similar to those generaa

Pho to

ted by dermocystidian infections of other amphibian hosts (Broz & Privora, 1952; Dodd Jr, 2004; González-Hernández et al., 2010). Moreover, a high frequency of vesicular skin lesions caused by a dermocystidian parasite has been described recently in populations of palmate newts (Lissotriton helveticus) in southern France (González-Hernández et al., 2010) and northwestern Spain (Galán & Dopereiro, 2017). Parasites can be a serious threat to amphibian population health (Green et al., 2002; Pascolini et al., 2003; Raffel et al., 2008). Fortunately, this must not be the case because the newt populab

s F.J. D iego-Ra silla

Figure 1: Two views of the cyst skin lesion. Figura 1: Dos vistas de la lesión quística en la piel.

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tion has been monitored annually from 2002 through 2011 and no other amphibian has been found with this kind of skin lesion.

Acknowledgements: The Cantabria autonomous government (Dirección General de Biodiversidad) kindly granted the necessary permits for the study.

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Distribución y situación actual de la población oriental ibérica de Ichthyosaura alpestris Alberto Gosá, Ion Garin-Barrio & Aitor Laza-Martínez Departamento de Herpetología, Sociedad de Ciencias Aranzadi. Cl. Zorroagagaina, 11. 20014 San Sebastián, España. C.e.: agosa@aranzadi.eus Fecha de aceptación: 14 de noviembre de 2017. Key words: conservation, status, Alpine Newt, Navarre, Basque Country.

El tritón alpino ibérico (Ichthyosaura alpestris cyreni) es reconocido como una subespecie separada del resto de poblaciones europeas (Sotiropoulos et al., 2007; Recuero et al., 2014) de las que, a su vez, se reconocen actualmente otras ocho, algunas de los Balcanes no sin controversia. La población ibérica se extiende entre Muniellos (Asturias) y algunas sierras occidentales navarras (Aralar, Andía, Urbasa) (Diego-Rasilla, 2014; SIARE, 2017), y se encuentra a más de 600 km en línea recta de las poblaciones más cercanas de la subespecie nominal, I. a. alpestris, al norte de los Pirineos. Las últimas poblaciones ibéricas orientales se reparten entre el País Vasco y Navarra. En ambas Comunidades la especie

se encuentra recogida en sus respectivos catálogos de especies amenazadas. En el País Vasco fue elevada a la categoría de ‘Vulnerable’ en 2013, bajo la sospecha de que tratándose de una especie higrófila y de carácter montano (Ladrón de Guevara et al., 2010) sus poblaciones, aparentemente desconectadas, pudieran estar sufriendo un deterioro al que podría estar contribuyendo el cambio climático (Araújo et al., 2011). En Navarra se ha mantenido desde 1995 como especie ‘Sensible a la alteración de su hábitat’, si bien en la actualidad está siendo objeto de valoración administrativa para una futura catalogación inteligible de amenaza, siguiendo criterios semejantes a los utilizados

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en la comunidad vecina. En cualquier caso, entre 2015 y 2017 han surgido iniciativas en los gobiernos regionales de las dos comunidades para la actualización del estatus poblacional, situación y distribución de sus respectivas poblaciones. En el País Vasco, tras la publicación de los primeros datos regionales para la especie en formato de atlas (Bea, 1985), su conocimiento se ha sustentado en estudios e informes técnicos (Onrubia et al., 1996; Consultora de Recursos Naturales, 2003; Ekos Estudios Ambientales, 2010, 2012; Gosá & Iraola, 2010; Ayllón et al., 2015, 2017; Gosá et al., 2016),

algunos constituyendo seguimientos (Tejado & Potes, 2005, 2007, 2009); además se cuenta con publicaciones de alcance provincial (Tejado & Potes, 2008, 2016; Ladrón de Guevara et al., 2010) y local (Fernández de Mendiola, 2000; Pérez de

blación probablemente de muy baja densidad. En Navarra las primeras observaciones se deben a Vega et al. (1981) y Alcalde et al. (1989), habiéndose recogido su distribución en el atlas provincial (Gosá & Bergerandi, 1994). Posteriormente, las poblaciones de las sierras de Aralar, Urbasa y Andía, que constituyen la mayor parte de su restringido territorio en la provincia, fueron censadas por el Gobierno de Navarra (Gosá et al., 2004), habiéndose repetido los censos en algunos enclaves en 2017 (Gosá, 2017). Además de estas sierras ocupan también, con efectivos aparentemente muy limitados, la sierra de Lóquiz y el valle de Ollo y sus aledaños Fotos Alberto Gosá

Ana, 2002, 2014; Potes & Tejado, 2003; Ruiz Guijarro et al., 2009-2010).

Su distribución se extiende por algunas montañas interiores de Vizcaya y por buena parte de las de Álava. A baja altitud, en la zona minera de Vizcaya próxima a la costa (Muskiz-Sopuerta), las antiguas observaciones resultan controvertidas. Sin embargo, en la vecina Cantabria se han confirmado poblaciones costeras (Simal & Fernández Aransay, 2006; Diego-Rasilla, 2014). En la sierra de Ordunte (Vizcaya) contacta con núcleos poblacionales de Burgos y Cantabria, ocupando áreas de la sierra de Gorbeia y muy puntuales de la de Urkiola, donde se rarifica. En Álava, donde su presencia abarca los sectores noroccidental y centro oriental de la provincia (Tejado & Potes, 2016), se ha citado de las sierras Sálvada, Gibijo, Arkamo, Arcena, Gorbeia, Izki, Entzia, Montes de Iturrieta y ciertas zonas de Valdegovía y Urkabustaiz. En Guipúzcoa se conoce de la sierra de Aralar (Bea, 1985; Fernández de Mendiola, 2000), donde se ha considerado muy rara y puntualmente localizada, con una po-

Figura 1: Tres enclaves importantes para la reproducción de I. alpestris en a) Álava (Kobata, sierra Sálvada), b) Vizcaya (Arraba, Parque Natural de Gorbeia) y c) Navarra (Zubarrieta, sierra de Aralar).

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Figura 2: Distribución de I. alpestris desde 2006 (País Vasco) y 2004 (Navarra). Puntos blancos: lugares donde se ha localizado. En naranja, red de espacios naturales protegidos.

(Alcalde et al., 1989; Gosá & Bergerandi, 1994). Las de este último valle, junto con la establecida en el extremo oriental de la sierra de Aralar, conforman las poblaciones ibéricas más orientales de la especie. El objetivo del presente estudio es el de actualizar los datos de distribución y realizar un seguimiento de la población oriental ibérica (País Vasco y Navarra), comparando los censos llevados a cabo desde mediados de los años 2000, para evaluar su presencia y estado de conservación. Los muestreos, realizados en charcas y cursos de montaña principalmente durante la estación reproductora (Figura 1), se sucedieron en años diversos, empezando en 2004 (Navarra) y terminando en 2017 (Álava y Navarra). Se repitió la metodología en los sucesivos años, muestreándose las charcas con salabre desde las orillas o en su interior, dependiendo de las características de los humedales, y realizándose transectos medidos en arroyos. En cada charca muestreada en diferentes años se repitió la misma técnica, prospectándose las mismas zonas. Cuando se visitaron más de una vez las estimaciones del censo poblacional se han expresado en términos de abundancia máxima / 20 mi-

nutos de muestreo. Los muestreos fueron diurnos, y sólo en casos excepcionales se llevaron a cabo también por la noche. Distribución El seguimiento realizado en Navarra desde 2004 y los datos corológicos acumulados en el País Vasco desde 2006 —algunos de ellos también producto de seguimientos— corroboran el mantenimiento de poblaciones de montaña en ambos territorios, dándose la circunstancia de que la inmensa mayoría de las observaciones fueron realizadas en espacios naturales protegidos (parques naturales, lugares de importancia comunitaria y zonas especiales de conservación) (Figura 2). En Vizcaya, las observaciones acumuladas desde 2011 en 31 humedales, en altitudes comprendidas entre los 401 y 1.081 msnm (altitud media de 732 m; n = 31), se repartieron por la Zona Especial de Conservación (ZEC) de Ordunte (valle de Carranza), Orduña, Parque Natural de Gorbeia (Zeanuri y Artea) y sus áreas colindantes en Orozko, y Parque Natural de Urkiola. Se prospectaron además 106 humedales potenciales, resultando la tasa de presencia en humedales de esta provincia del 22,6% (n = 137). En Álava se contabilizó

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desde 2006 su presencia en 34 humedales en altitudes de 365 a 1128 msnm (altitud media de 848 m; n = 34), distribuidos por el Parque Natural de Valderejo, sierras Sálvada (Ayala) y Arkamo (Valdegovía), Urkabustaiz, Amurrio, Parque Natural de Gorbeia (Zuia y Zigoitia) y montes de Vitoria. Además, se prospectaron en esta provincia otros 72 humedales con potencialidad para acoger la reproducción de la especie, algunos de ellos en otras zonas aparte de las que dieron muestreos positivos, como sierra de Badaya, Ayala, Iruña de Oca, Kuartango, montes de Iturrieta, Parque Natural de Izki, sierra de Entzia o Valdegovía. La tasa de presencia de la especie en humedales alaveses fue del 32,0% (n = 106). En Guipúzcoa no se encontró en ninguno de los muestreos realizados en la sierra de Aralar en 2014 y 2015, donde había sido citada en 1997, ni en otras sierras vecinas con potencialidad para su presencia muestreadas entre 2015 y 2017, como Aizkorri y Elgea. En esta provincia se muestrearon 24 humedales potenciales. En NavaFigura 3: Censos de poblaciones (abundancia máxima de adultos) de I. alpestris en humedales del País Vasco y Navarra (nº de individuos / 20 minutos de muestreo).

rra se comprobó la existencia de poblaciones de I. alpestris en al menos 63 humedales ubicados en cinco sierras: Urbasa, Andía, Aralar, Lóquiz y valle de Ollo, en un rango de altitudes comprendido entre 657 y 1189 msnm (altitud media de 995 m; n = 63). Además se prospectaron 35 humedales potenciales para la especie, resultando una tasa de presencia del 64,2% (n = 98). Las diferencias de altitudes en dirección oeste-este para los enclaves con presencia del tritón resultaron significativas (Kruskal-Wallis: H = 26,01; P < 0,000), por el peso de las existentes entre los enclaves navarros (a mayor altitud) y vascos, aunque entre Álava y Vizcaya las diferencias no lo fueron. Sólo en el 18,6% (n = 129) del conjunto de humedales del País Vasco y Navarra con presencia de I. alpestris se encontraron larvas de la especie, la mayor parte de ellas en humedales navarros (83,3%), que fueron prospectados durante un periodo más dilatado, lo que pudo facilitar su contacto en las épocas más avanzadas de desarrollo.

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Censo poblacional Los censos poblacionales se dirigieron principalmente a los individuos adultos en fase acuática, para quienes se aportan resultados, y se repartieron en zonas significativas que cubrieron toda el área de estudio. En el País Vasco se obtuvieron en 37 puntos de muestreo pertenecientes a nueve zonas geográficas (Parques Naturales de Valderejo y Gorbeia, ZEC de Ordunte, sierras Sálvada y Arkamo, montes de Vitoria, Orozko, Orduña y Urkabustaiz). En Álava se censaron en 25 puntos de muestreo y en Vizcaya en 12. En Navarra se obtuvieron censos en 63 puntos de muestreo pertenecientes a cuatro sierras. La densidad poblacional fue baja, en general, en todos los territorios, sólo superando los 10 individuos / 20 minutos de muestreo en el 19% de los humedales con presencia de la especie (n = 126) (Figura 3). Las abundancias mayores se obtuvieron en la sierra de Andía, donde algún año se superaron los 200 individuos en la charca Samisakana (coordenadas UTM WGS84: 583558; 4740472; 1165 msnm), acogiendo otras charcas de dicha sierra varias decenas de adultos durante la estación reproductora; tamaños poblacionales también encontrados en contadas charcas de las sierras de Urbasa (charca Agilarrondo, superando los 40 individuos; coordenadas: 564005; 4742785; 926 msnm) y Aralar (charca Zubarrieta, superando los 50 individuos; coordenadas: 583281; 4757413; 982 msnm). Estas densidades sólo pudieron comprobarse excepcionalmente en charcas de Álava, especialmente en la sierra Sálvada (p.e., en el estanque Kobata, con recuentos por encima de los 65 individuos; coordenadas: 490021; 4762930; 1070 msnm) y Urkabustaiz (canal Izarra I, con más de 40 individuos; coordenadas: 507464; 4756032; 611 msnm). Las poblaciones viz-

caínas resultaron ser las más débiles, sólo detectándose en el 30,8% de ellas máximos de 5 individuos / 20 minutos de muestreo. Sin embargo, en ciertas poblaciones vizcaínas (sierra de Ordunte) y alavesas (sierra de Arkamo) con densidad poblacional muy baja los tritones colonizaron números relativamente importantes de charcas próximas repartidas por las sierras. Desde la década de 2000 se han venido registrando observaciones de M. alpestris, especialmente en Álava y Navarra, donde se han realizado seguimientos poblacionales. Los datos aquí aportados, recogidos desde esa década hasta la actualidad, muestran la persistencia de la especie en las montañas donde previamente había sido citada, con una presencia puntual que deja abundantes zonas intermedias desocupadas, un patrón de presencia habitual en la población española derivado de su distribución contagiosa en los medios acuáticos (Diego-Rasilla, 2014). No en todas estas montañas ha sido corroborada la especie en el presente estudio. Por un lado, se habían recogido referencias sobre su presencia en varios enclaves vizcaínos (Muskiz, Sopuerta, Galdames, Trucíos) cercanos a Cantabria, que ahora no han podido ser confirmados. Tampoco se ha encontrado en la sierra de Entzia y montes de Iturrieta (Álava), prospectados en 2016, lo que ha podido ser debido a un defecto de muestreo, que habría resultado escaso, o a las particulares características meteorológicas de ese año, que podrían haber hecho no coincidir los muestreos con la presencia del tritón en las charcas. En cualquier caso, se cuenta con otros datos de la especie en esas sierras durante los años implicados en el estudio (Tejado & Potes, 2005), para las que se dan puntualmente altas densidades. Tejado &

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Potes (2016) hablan de regresión en la mayor parte de la población alavesa de I. alpestris, descartándolo en la actualidad de la Llanada Alavesa, lo que produciría su fragmentación en dos sectores en Álava, en la zona noroccidental y centro oriental, ésta última en continuidad con la población navarra. Nuestros datos se han obtenido en estos dos sectores, pero son también coincidentes en la rarificación producida en algunas zonas protegidas, como el Parque Natural de Gorbeia (bosque de Altube, en la zona alavesa del parque) (Tejado & Potes, 2016). Sin embargo, en zonas próximas a éste, como la de Izarra, hemos encontrado densidades puntualmente altas. En Vizcaya es donde los núcleos poblacionales cuentan con menos efectivos, si bien la baja densidad de las poblaciones es el patrón habitual manifestado por la población ibérica de la especie (García-París, 1985). En tales casos, las poblaciones pueden verse reforzadas por la creación de charcas a corta distancia unas de otras. Actuaciones de este tipo, para la mejora del hábitat, se han realizado en la ZEC de Ordunte (Vizcaya), donde la población de I. alpestris se reparte, con bajo número de efectivos, en remansos de pequeñas regatas en la cima de la sierra, o en alguna zona de la ZEC de Entzia (Álava) (Tejado & Potes, 2016). En la ZEC de Arkamo-Gibijo-Arrastaria (Álava), donde la población presenta igualmente bajas densidades (sierra de Arkamo), los pequeños núcleos se reparten en las numerosas charcas ganaderas existentes. Por el contrario, resulta preocupante la ausencia de contactos en la zona guipuzcoana de la sierra de Aralar, que pone de relieve su manifiesto déficit de hábitat apropiado para la reproducción de la especie. La construcción reciente por la Diputación Foral de Gipuzkoa de una charca con ese objetivo no parece estar dando los resultados

perseguidos, aun cuando su ubicación es correcta, en el mismo límite con la parte navarra de la sierra, donde las poblaciones establecidas persisten sin problemas aparentes. La creación de nuevas charcas interconectadas a modo de corredores en ambiente forestal (Joly et al., 2001) en esa zona contribuiría a la recuperación de la presencia de I. alpestris en Guipúzcoa, donde todavía no ha sido encontrada en las sierras colindantes a Aralar por el oeste (Aizkorri, Urkilla, Elgea), aun cuando presentan condiciones estructurales, altitudinales y climáticas muy apropiadas para la misma. En Navarra su área de distribución no presenta variaciones en las tres últimas décadas, manteniendo poblaciones en las mismas sierras de donde ya era conocido, y confirmándose su supervivencia en al menos el sector occidental de la sierra de Lóquiz (zona de Ulíbarri), donde apenas se contaba con referencias. Los censos poblacionales arrojaron resultados congruentes con la baja densidad poblacional postulada para las poblaciones ibéricas. Las comparaciones cuantitativas entre años sólo pudieron realizarse en tres sierras de Navarra (Urbasa, Andía y Aralar), resultando las abundancias máximas medias superiores en el primero de los años censados (2004), excepto en la sierra de Andía, donde fueron superiores en 2017 por el sesgo derivado de Tabla 1: Abundancias máximas medias de adultos (± error estándar) en nº individuos / 20 minutos de muestreo, comparadas entre años en tres sierras de Navarra. 2017

U MannWhitney

6,80 ± 2,14 (n = 20)

3,00 ± 1,17 (n = 7)

42,5

0,129

Andía

9,19 ± 2,11 (n = 21)

19,20 ± 14,51 (n = 10)

80,5

0,306

Aralar

11,22 ± 3,86 7,60 ± 4,76 (n = 9) (n = 10)

0,091

Sierra

2004

Urbasa

2016

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Figura 4: Frecuencia de uso del hábitat por I. alpestris en el conjunto del País Vasco y Navarra. A: Charcas naturales o naturalizadas; B: Regatas; C: Charcas ganaderas; D: Charcas impermeabilizadas; E: Embalses; F: Estanques; G: Rodadas; H: Abrevaderos; I: Canales; J: Encharcamientos.

la alta tasa de individuos en la charca de Samisakana, aunque sin valores significativos en ninguno de los casos (Tabla 1). Las diferencias pudieron deberse a una menor intensidad en los últimos censos y a fluctuaciones poblacionales dependientes de la climatología anual o de otros factores, por lo que no son concluyentes como para sugerir una tendencia de declive en estas poblaciones. Deberá darse continuidad al censo en años sucesivos y en todos los territorios, para establecer con mayor fiabilidad la tendencia de la población oriental ibérica, pero durante el trabajo de campo han podido extraerse algunas observaciones de interés para discutir el estado de conservación de la especie, relacionadas con las características y calidad de su hábitat y la presencia de competidores. Las charcas naturales o naturalizadas, generalmente colonizadas por macrófitos, constituyeron el hábitat preferente de I. alpestris, acogiendo el 43,5% de las observaciones realizadas (n = 124). Las balsas ganaderas, que caracterizan el paisaje hidrológico de muchas

sierras, habitualmente menos colonizadas por flora acuática que las anteriores, y que evolucionan con frecuencia hacia las charcas naturalizadas, se revelan como un hábitat necesario para la supervivencia de la especie en la montaña. Con las charcas naturalizadas suman el 67,7% de las observaciones (Figura 4). La especie tampoco desdeña otros medios temporales de carácter antrópico y con volúmenes muy inferiores, como las rodadas de las pistas forestales, probablemente impulsadas a Foto Alberto Gosá

Figura 5: Cola de un adulto de I. alpestris con huella de ataque de A. pallipes en su extremo apical (P.N. de Valderejo, Álava).

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su uso por la escasez de un hábitat más apropiado en algunas zonas, especialmente en el País Vasco (Orozko y zona alavesa del Parque Natural de Gorbeia). En al menos cuatro charcas de Navarra y dos de Álava se encontraron introducidos (o en estado natural) cangrejos de río europeo (Austropotamobius pallipes), formando poblaciones gestionadas por las administraciones correspondientes. En dos de ellas (Navarra) no se detectó I. alpestris, y tanto la riqueza específica de anfibios como su abundancia fueron mínimas (apenas algunas larvas invernantes de Alytes obstetricans o algún adulto de gran tamaño de Pelophylax perezi). Otra de las charcas (Navarra), que en 2004 mantenía una importante población de I. alpestris, fue posteriormente redimensionada y vallada para albergar una población introducida de cangrejo. El censo de 2017 arrojó unos pobres resultados para I. alpestris, si bien la zona central del humedal no fue muestreada, dada su profundidad. En otra charca (Álava) se observaron tritones con huellas de ataques en sus colas atribuibles a los cangrejos (Figura 5), y en dos charcas de Navarra se capturaron tencas (Tinca tinca) y carpas (Cyprinus carpio). La charca que en 2004 albergaba las tencas fue ampliada posteriormente, erradicándose en su totalidad los peces. Después no ha sido censada, pero en la segunda charca, que en 2004 mantenía una población de I. alpestris (Alcalde et al., 1989; Gosá et al., 2004), se introdujeron carpas posteriormente, y en el censo realizado en 2017 los resultados fueron

negativos para la especie, encontrándose tan sólo una baja abundancia de larvas de A. obstetricans y de adultos de P. perezi. Estos ejemplos son congruentes con los efectos ya documentados sobre la limitación de la presencia de I. alpestris ante la existencia de peces (Clausnitzer, 1983) o las afecciones y regresiones producidas en la especie por los peces y cangrejos (Recuero-Gil & Martínez-Solano, 2002; Ayllón et al., 2010). Braña et al. (1996), por su parte, refieren la menor abundancia de I. alpestris en los lagos habitados por peces, frente a la de los desprovistos de éstos. La coincidencia de especies protegidas en los mismos humedales con confluencia de intereses (p.e., naturalísticos y cinegéticos), debe ser discutida en profundidad entre especialistas y gestores de la administración, para buscar medidas que minimicen los efectos que puedan producir las especies depredadoras. Agradecimientos: Una larga lista de guardas forestales y técnicos de las Diputaciones Forales de Álava y Vizcaya, y del Gobierno de Navarra, así como técnicos del ayuntamiento de Vitoria (L. Lobo) y naturalistas de Amurrio (X. Iturrate, M. Corral) guiaron al equipo de trabajo a numerosos enclaves y aportaron sus observaciones de la especie, llegando a realizar algunos censos que forman parte del estudio, y que también fueron llevados a cabo por guardas forestales de Navarra, dentro del programa SARE que aplican en este territorio. El trabajo ha contado con financiación procedente de dichas diputaciones, Gobierno Vasco (subvenciones a proyectos de investigación 2015 y 2016) y Gobierno de Navarra.

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Infección por dermocistidios en Lissotriton helveticus en Cataluña: nuevos datos y apuntes sobre su diagnóstico Albert Martínez-Silvestre1, Daniel Fernandez-Guiberteau2, Laia Pérez-Sorribes2 & Roser Velarde3 CRARC (Centro de Recuperación de Anfibios y Reptiles de Cataluña). 08783 Masquefa. Barcelona. España. C.e.: crarc-masquefa@outlook.com GRENP (Grup de Recerca de l’Escola de la Natura de Parets del Vallès). Aj. Parets del Vallès, 08150. Parets del Vallès. 3 Servei d’Ecopatologia de Fauna Salvatge. Departament de Medicina i Cirurgia Animal, Facultat de Veterinària. UAB. España. 1 2

Fecha de aceptación: 11 de diciembre de 2017. Key words: Dermocystida, Lissotriton helveticus, Cataluña, diagnóstico.

Las infecciones causadas por protozoos o metazoos parásitos afectan a anfibios de todo el mundo; sin embargo, siguen siendo enfermedades poco estudiadas (Duffus y Cunningham, 2010). Además, desde inicios de 1900, parásitos protistas de la clase Mesomicetozoa han sido documentados en anuros y urodelos europeos y tan solo recientemente están siendo caracterizados e identificados a nivel específico (Pascolini, 2003; Fiegna et al., 2017). En la vertiente norte del Pirineo se ha descrito en Ariège (Francia) (Courtois et al., 2013). Su presencia en la península ibérica no ha estado citada hasta muy recientemente, concretamente en Galicia (Galán & Dopereiro, 2017) y Cantabria (Diego-Rasilla, 2017) aunque en estos casos la enfermedad solo se identificó por su aspecto morfológico externo y sin realización de análisis clínicos. La presente nota aporta nuevos datos sobre su detección en una población de Lissotriton helveticus en la vertiente sur del Pirineo (Cataluña) detallando su diagnóstico macroscópico e histológico. El día 28 de junio de 2017 se realizó un muestreo que trascurrió entre las 19:00 y las 20:30. La finalidad de éste era el estudio de las poblaciones de Lissotriton helveticus, enmarcado dentro del proyecto de conservación de la especie en Cataluña y de las poblaciones de Calotriton asper para el proyecto interregional ECTOPYR. El trabajo se desarrolló

en la comarca de la Garrotxa (Cataluña), localizada en la cuadricula UTM 10 x 10 km, 31T DG65 y su objetivo era la recogida de muestras biométricas y genéticas de las dos especies, así como datos de su biología. Esta población habita en un arroyo de poca corriente con fondo rocoso, el cual va haciendo pequeños remansos donde en su fondo se encuentran abundantes piedras que sirven de refugio para los anfibios. El arroyo discurre por un bosque de galería donde la vegetación predominante es el avellano (Coryllus avellana) y el arce de Montpelier (Acer monspessulanum). Esta localidad es de alto valor ya que alberga cuatro especies de urodelos en simpatría. Además, una de ellas –Calotriton asper– está en su límite altitudinal, siendo esta población una de las más bajas registradas en Cataluña (370 msnm). Durante este muestreo se localizaron cuatro ejemplares de Calotriton asper, uno de Triturus marmoratus, 24 de Lissotriton helveticus, tres de Alytes obstetricans, cinco de Bufo spinosus y 15 larvas de Salamandra salamandra. Durante el reconocimiento de los ejemplares de Lissotriton helveticus, una hembra de gran tamaño destacó al presentar unos bultos en la zona gular y en el abdomen. Este animal fue retirado a un contenedor de transporte para posteriormente hacer un estudio detallado sanitario de las lesiones. Los 23 ejemplares

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restantes fueron devueltos en el mismo lugar de sus capturas. Desafortunadamente, el animal con lesiones murió a los pocos minutos de su captura y fue conservado en etanol puro hasta la realización del examen postmortem. Una vez terminado el muestreo y ante el riesgo de dispersión de enfermedades entre poblaciones, como medida de bioseguridad se procedió a la desinfección del material utilizado, botes y redes manuales y no se visitó ninguna otra población. Llegado al laboratorio, al tritón afectado se le realizó una necropsia sistemática en la que se evidenció el estado reproductivo activo del ejemplar. Las lesiones más destacables fueron las cutáneas. En la piel se observaron vesículas/elevaciones de tamaño variable (entre 3mm y 4,5mm de diámetro) en la zona gular, nucal, costal derecha y lateral derecha de la cola. Estos pequeños bultos eran sésiles y de tacto deformable, aunque tensos, como conteniendo un líquido interior (Figura 1). En el ovario, los folículos estaban activos y con presencia de vitelo en distintos estadios. Para el estudio histológico, los tejidos seleccionados (piel lateral, piel de la cola, piel del área gular, cráneo, digestivo y ovario) se fijaron en formaldehído tamponado al 4% y procesados de forma rutinaria para ser seccionados y teñidos posteriormente mediante la tinción de

Figura 1: Aspecto macroscópico del tritón afectado por Dermocystidium. Obsérvense las vesículas prominentes en los costados.

Hematoxilina/Eosina. El cráneo fue sometido previamente a un proceso de decalcificación. Además se guardó una extremidad anterior para un estudio osteocronologico que permitió adjudicar al animal una edad de 6 años. Microscópicamente, en la sección transversal gular se observó en la dermis la presencia de una estructura esférica irregular de unos 1.500mm de diámetro con una fina cápsula eosinofílica. En su interior se observaron estructuras compatibles con endosporas en desarrollo. La estructura estaba rodeada de células inflamatorias, con predominio de macrófagos y un menor número de heterófilos/ esosinófilos (Figura 2). En el citoplasma de los macrófagos se observó material fagocitado compatible con el contenido eosinofílico de las endosporas. Más profundamente y haciendo protusión en la mucosa orofaríngea se observó una concentración de células inflamatorias que sugerían la presencia de un segundo quiste a este nivel, donde los macrófagos contenían un material similar fagocitado. Dentro de la clase Mesomicetozoa, se describe el orden de los dermocistidios. Existen especies de dermocistidios que infectan a mamíferos, aves, peces y anfibios. Una especie del grupo, Amphibiocystidium ranae, ha sido asociada con el declive de anfibios del género Pelophylax, Rana y Lissotriton en Italia (Duffus

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Figura 2: Imagen al microscopio de la piel de un ejemplar de Lissotriton helveticus afectado por un dermocistidio. a) Quiste intradérmico delimitado por una fina cápsula eosinofílica y rodeado de células inflamatorias. b) Detalle de las endosporas presentes en el quiste y del infiltrado inflamatorio que lo rodea. & Cunningham, 2010). Sin embargo, la distribu-

ción real de estos parásitos es desconocida, lo cual subraya la necesidad de aportar datos de estas nuevas detecciones en anfibios salvajes y su impacto sobre las especies afectadas. Si bien los dermocistidios se han clasificado como hongos en algunos trabajos (Galán, 2017), estos forman una rama de la clase Mesomycetozoa, un tipo de protozoos a menudo mencionado como ancestro de los metazoos. Mientras la verdadera relación entre hongos, animales y mesomycetozoa permanece poco clara, parece que estos, junto con los coanoflagelados, se sitúan en la frontera entre los animales y los verdaderos hongos (González-Hernández et al., 2010). La lesión macroscópica asociada a la infección con estos organismos consiste en tres estadios según la descripción publicada por González et al. (2010): vesícula, vesícula preulcerativa y úlcera. A veces se pueden detectar cúmulos de múltiples vesículas preulcerativas (González-Hernández et al., 2010). En nuestro caso se detectó una vesícula en la comisura bucal y en la orofaringe, dato que

contrasta con la ausencia de vesículas en esa posición en los casos descritos por González-Hernández et al. (2010), y concuerda con la distribución sistémica descrita por Statt & Gaston (2014). Así, la lesión histológica observada en este animal es compatible con los parásitos descritos en la literatura como dermocistidios (Pereira et al., 2005). La microbiología y técnicas moleculares nos permiten valorar la existencia de coinfecciones con bacterias, hongos o virus que puedan coincidir en el mismo individuo. Si bien se han descrito áreas donde coinciden los hongos con dermocistidios (Courtois et al., 2013), hasta el momento no se han registrado individuos en los que infecciones con dermocistidios y estas otras enfermedades coincidan. Los análisis realizados en la población de tritones en la que se aisló el caso de la presente nota fueron negativos a Batrachochytridium dendrobatidis, B. salamandrivorans y Ranavirus. El análisis molecular de los animales afectados permitirá clasificar e identificar el agente patógeno. Posteriores estudios en el ejem-

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plar de esta nota permitirán identificar con precisión la especie implicada en este caso. Se ha reportado que los parásitos dermocistidios pueden representar una amenaza a la supervivencia de poblaciones de anfibios salvajes que ya estén estresados o amenazados por otros factores ambientales (González-Hernández et al., 2010). En casos de coinfección de varios patógenos es difícil elucidar cuál de los agentes ha sido el causante de la mortalidad. Al respecto, los patógenos de los anfibios más estudiados hasta el momento son los Ranavirus y los hongos del género Batrachochytrium. Sin embargo, no son los únicos patógenos que representan una amenaza para las poblaciones salvajes. En el caso aquí presentado, el buen estado reproductor del individuo, siendo negativo a las otras enfermedades emergentes, parece indicar que la muerte podría deberse al estrés generado por la captura, si bien esta causa de muerte es anecdótica en urodelos. En consecuencia, la presencia de quistes dermocistidios internos y externos podrían ser factores que debilitan al animal afectado predisponiéndolo al fatal desenlace.

La presente nota alerta sobre estos nuevos agentes patógenos que deben ser tenidos en consideración en el árbol diagnóstico de las enfermedades emergentes que pueden afectar a los anfibios ibéricos salvajes. Las recientes citas en la península ibérica de parásitos dermocistidios muestran que es una enfermedad a monitorizar para ver si se trata de una infección o enfermedad emergente, si aumenta su incidencia o su distribución por Europa y confirman la necesidad de posteriores investigaciones para conocer su prevalencia y patogenicidad. Agradecimientos: A E. Madrenys (PIRENALIA), J. Soler, I. Verdaguer y A. Melero (CRARC), por su soporte en el trabajo de campo y laboratorial. A la Escola de la Natura de Parets del Vallès, al Ayuntamiento de Parets del Vallès, y al Ayuntamiento de Masquefa por su apoyo logístico. A N. Oromi (Universitatd de Lleida) por el estudio osteocronológico del ejemplar. A E. Bassols (Parc Natural de la Zona Volcànica de la Garrotxa) por los permisos de captura y muestreo de los animales. A la Generalitat de Catalunya por la confianza depositada en las entidades firmantes del trabajo. Este estudio se ha realizado gracias a los fondos del proyecto europeo INTERREG POCTEFA ECTOPYR (2016-2019).

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Morphological abnormality in Leptodactylus podicipinus (Cope, 1862) (Anura: Leptodactylidae) in an urban area of north Brazil, Eastern Amazon Fillipe Pedroso dos Santos1, Patrick Ribeiro Sanches1, Jackson Cleiton de Sousa & Carlos Eduardo Costa-Campos1 Universidade Federal do Amapá. Departamento de Ciências Biológicas e da Saúde, Laboratório de Herpetologia. Campus Marco Zero do Equador. 68.903-419, Macapá, AP. Brazil. C.e.: eduardocampos@unifap.br

Fecha de aceptación: 14 de diciembre de 2017. Key words: Morphological abnormality, brachydactyly, Leptodactylus podicipinus, Eastern Amazon.

Resumen: Reportamos una anormalidad morfológica en Leptodactylus podicipinus en el área ur-

bana del municipio de Macapá, estado de Amapá. Durante una evaluación rápida de anfibios y reptiles en campo, recolectamos una hembra adulta de L. podicipinus con braquidactilia; este individuo presenta dedos cortos (huesos metatarsianos normales y falanges reducidos). Este es el segundo registro de malformación en L. podicipinus en el estado de Amapá y sugerimos que, como resultado de las actividades humanas, se hacen necesarios futuros estudios ecotoxicológicos y epidemiológicos de las poblaciones para establecer las causas reales de las anomalías en esta especie. The occurrence of malformations in anurans may be caused by global climate change, genetic mutations, UV radiation, environmental pollutants, disease fungal, parasites, habitat loss and degradation, injuries from predation, and introduced invasive species (Alford & Richards, 1999; Cohen, 2001; Lunde & Johnson, 2012; Agostini et al., 2013). Therefore, the anurans acquire in the adult or embryonic stage some malformations, for example: brachydactyly, presence of short toe, however, there is normality in the number of metatarsal bones, but the number phalanges are reduced; ectrodactyly, with a digit completely disappeared, with the metatarsal bone and phalanges (Meteyer, 2000; Lannoo, 2009). A small number of mutational malformations, developmental errors or trauma can occur naturally in anurans, although they usually occur in only 5% of the total population (Read, 1997), but when a population exceeds this mark it is considered abnormally high (Piha et al., 2006; Peltzer et al., 2011; Bionda et al.,

2012). It is correct then to say that the malfor-

mations in frogs can lead to the population decline due to abnormalities that prevent the survival of animals and their reproduction (Kats & Ferrer, 2003). Leptodactylus podicipinus (Cope, 1862) is a small-moderate sized species (SVL = 24–54 mm), belonging to the Leptodactylus melanonotus group, occurring in Paraguay, Argentina, Bolivia, northwestern Uruguay, and central Brazil (De Sá et al., 2014). This anuran can be found in forests and on the margins of permanent and temporary ponds (Prado et al., 2000) and abundantly in urban and disturbed areas; this is a versatile species which can dwell in almost any habitat (Costa-Campos, pers. comm.). At 20:30 hours on May 16, 2017, in an urban area in the municipality of Macapá (0º0’30”S, 51º5’43”W; 7 masl), Amapá State, an adult female L. podicipinus were collected (SVL= 46.1 mm; 7.0 g). We recorded one type of morphological abnormality in this species: brachydactyly (Figure 1). This individual presented short toe

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2017) 28(2) Photos J.C. Sousa

Figure 1: Leptodactylus podicipinus with morphological abnormality (brachydactyly) in an urban area of north Brazil, Eastern Amazon. a) Dorsal and b) ventral views. Figura 1: Leptodactylus podicipinus con una anomalía morfológica (braquidactilia) en una zona urbana del Norte de Brasil, Amazonas Oriental. Vistas a) dorsal y b) ventral.

(normal metatarsal bones and phalanges reduced). The specimen were fixed in 10% formalin and later preserved in 70% ethanol (Heyer et al., 1994) and is deposited in the Herpetological Collection of the Universidade Federal do Amapá (CECCAMPOS 01251). Another interesting record of malformations in L. podicipinus was made in a wetland in the municipality of Santana, Amapá State, Brazil. The researchers observed in two adult male three types of malformations: ectrodactyly, with only two digits present; brachydactyly, short digits; and ectromelia, with the lower portion of the leg missing (Sousa & Costa-Campos, 2016).

Habitat loss has been the main cause of frog declines (Collins & Storfer, 2003; Bradford, 2005; Gallant et al., 2007), and the monitoring and conservation of these habitats is important to reduce the direct impact of human activities. We suggest that, future ecotoxicological and epidemiological studies of populations are necessary to establish the real causes of abnormalities in this species. Acknowledgements: We would like to thank Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis (IBAMA) for granting collecting permits (authorization #48102-2).

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BAHE nº 28 · volumen 2 [2017]

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