BAHE nº 26 · volumen 1 [2015] by Marcos Pérez de Tudela Gely

SUMARIO nº 26(1) - 2015

Editorial ................................................................ Historia Natural Insights on the Triturus marmoratus predation upon adult newts. Ninda Baptista, Andreia Penado & Gonçalo M. Rosa ............................................ Unken reflex in Mesotriton alpestris. David Herrero $GQDQ =LPLü ................................................. Coloración atípica en una hembra de Iberolacerta cyreni en la Sierra de Guadarrama (Madrid). Roberto García-Roa, Jesús Ortega, Pilar López & José Martín ....................................... Caretta caretta en la región del Estrecho de Gibraltar: ¿dónde están los machos?. Juan J. Bellido, José C. Báez, Juan J. Castillo, Estefanía Torreblanca, José L. Mons & Juan A. Camiñas ........ Chalcides striatus melánico en Galicia. Pedro Galán .. Depredación de Anolis sagrei por Dives dives en México. Saúl Sánchez ..................................... Un caso de depredación de formícidos sobre Bufo spinosus. Juan R. Fernández-Cardenete, Tahsin G. Hamad, Alberto Tinaut & Juan M. Pleguezuelos ........................................................ Comportamiento agonístico de Salamandra salamandra morenica en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla. Eduardo José Rodríguez-Rodríguez, Wouter De Vries & Adolfo Marco .......................... Taking advantage of the massive emergence of the odonate Sympetrum flaveolum as a trophic resource for Zootoca vivipara. Manuel Fabio Flechoso, Javier Morales, Miguel Lizana & Mª Isabel González .............................................. Primeras observaciones en vida silvestre de temperaturas ambientales y su influencia en la emersión de neonatos de Crocodylus acutus en la estación biológica Nancite, Costa Rica. J. Manuel Aranda-Coello ................................. Uso de perchas nocturnas por Stenocercus guentheri (Iguanidae: Tropidurinae) en dos ecosistemas del distrito metropolitano de Quito (Ecuador). Salomón Ramírez-Jaramillo, Patricia Bejarano-Muñoz, Melina Rodríguez-Badillo & Mario Yánez-Muñoz ..................................... Depredación de gaviota patiamarilla (Larus michahellis) sobre Natrix maura en Cartagena (Murcia). José Andreu Ros .............................. First case of a facial dark pattern in Mauremys leprosa. Arlo Hinckley, David Herrero & Andrea García de Castro Vidal .................................... Ceguera bilateral en Bufo calamita salvaje. Unai Fuente, Justina Pérez & Albert Martínez-Silvestre ........ Huevos de Triturus pygmaeus sobre hojas de Lythrum baeticum. José M. Torres, Ignacio Hernández & Ricardo Reques ....................................................... Distribución Nuevo avance de Hyla meridionalis en la provincia de Salamanca. Alfonso Balmori, José M. Caballero, Iván de la Calle, Teresa Calderón & Alfonso Balmori-de la Puente ..........................

Foto portada: Tarentola mauritanica. Isabel II (Islas Chafarinas). España. R. García-Roa.

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Nuevos datos sobre la presencia de Salamandra salamandra en la isla de San Martiño (archipiélago de Cíes, Parque Nacional de las Islas Atlánticas de Galicia). Rafael Romero ............ Población introducida de tritón alpino (Mesotriton alpestris) en el Prepirineo catalán. Marc Fibla, Andreu Ubach, Neus Oromi, Santiago Montero-Mendieta, Sebastià Camarasa, Mariona Pascual-Pons, Albert Martínez-Silvestre & Albert Montori ..................................................... Primeras observaciones de Blanus cinereus en la provincia de Palencia, norte de España. Ángel Hernández ....................................................... Evolución de la distribución y estimas de abundancia para Emys orbicularis y Mauremys leprosa en la Sierra Norte de Sevilla. Eduardo J. Rodríguez-Rodríguez, Wouter De Vries, Isabel Escrivà-Colomar, Francisco Trujillo & Adolfo Marco .... On the syntopy of Saurodactylus brosseti and Saurodactylus fasciatus, a new record. Alberto Sanchez-Vialas, Alex Torres, Daniel Bustillos, David Herrero, Karim Ben-Said & Rafa Monico ............. New records of Chelonia mydas off the Spanish Mediterranean coast. Juan A. Pujol, Federico Wattenberg & Francisco J. Wattenberg ........................... Revisión de la distribución y abundancia de la herpetofauna de los Arribes del Duero salmantinos. Sergio de Fuentes & Miguel Lizana ..................... Conservación Descripción y conservación de una población urbana de Discoglossus galganoi. Alberto Sánchez, Alicia Talavera & Arlo Hinckley .............. Incendios y parásitos de reptiles: uso de helmintos y protistas como bioindicadores en la regeneración post-incendio. V. Roca, J. Belliure, X. Santos & J.G. Pausas ..................................... Mortandad de reptiles por caída a un canal de conducción de agua en el Parque Natural de Sierra Nevada (Granada). Raúl León, Juan R. Fernández-Cardenete, Antonio Yeste, Isabel Salado, Antonio Serrano, Agostina Zavia & Mauricio Santa ................................................ Sobre una población introducida de Triturus pygmaeus en Crevillent (Alicante). Vicente Sancho, Ignacio Lacomba, José A. Candela, Antonio Mas, José J. Lledó y Ángel L. Pérez ......... Presencia de Apalone ferox en el Parque Natural de las Lagunas de Ruidera (Ciudad Real). Daniel Cruz, Pilar Delgado, Víctor López & Javier Montero .............................................. Tortuga mordedora (Chelydra serpentina) en Cataluña (NE de la Península Ibérica): nuevas citas y consideraciones sobre su riesgo invasor. Albert Martínez-Silvestre, Juan Miguel Cano & Joaquim Soler ................................................. Impacto del jabalí sobre Pelobates cultripes en un espacio natural protegido de Galicia. Pedro Galán ...

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

Foto contraportada: Liolaemus aff. melanops. Puerto Madryn. Argentina. R. García-Roa.

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Boletín nº 26(1). Año 2015. Editores: Alex Richter, Xavier Santos y Andrés Egea Departament de Biologia Animal, Universitat de Barcelona, Av. Diagonal 645, E-08028 Barcelona Diseño y maquetación: Marcos Pérez de Tudela Url: http://issuu.com/marcospdt Impresión: igrafic Url: www.igrafic.com Presidencia Juan Manuel Pleguezuelos Gómez Secretaría General Íñigo Martínez-Solano Tesorería Xavier Santos Santiró Gerencia Enrique Ayllón López Vocalías Adolfo Marco Llorente (Tortugas marinas) Jorge Sanchez Balibrea (Conservación) Jaime Bosch (Vocal de Programas de Seguimiento) Daniel Villero Pi (Base de Datos y Servidor SIARE) Responsables de área Francisco J. Diego Rasilla (Web y redes sociales) Miguel Á. Carretero Fernández (Lista Patrón) Enrique Ayllón López (Catálogo Español de Especies Amenazadas)

Grupos de trabajo César Ayres (Grupo Iberico de Conservación del Galápago Europeo)

Basic and Applied Herpetology (Editores) Manuel Eloy Ortiz Santaliestra Ana Perera Leg Boletín de la AHE (Editores) Andrés Egea Serrano Alex Richter Boix Xavier Santos Santiró

Depósito Legal: M-43.408-1990 ISSN: 1130-6939

EDITORIAL El pasado 2 de marzo de 2015 se presentó en Madrid la última evaluación que la OCDE ha hecho sobre las políticas medioambientales españolas en los últimos 10 años. El informe reconoce el esfuerzo llevado a cabo en este tiempo, a pesar de la crisis económica, para proteger los ecosistemas ibéricos y su biodiversidad. Sin embargo, destaca el impacto negativo que el turismo, la construcción y las infraestructuras de transporte tienen sobre los ecosistemas, especialmente los litorales. En el informe se recuerda que España alberga el 30% de las especies endémicas europeas y que constituye uno de los 25 puntos calientes de la biodiversidad mundial, y destaca que detener la degradación de los sistemas y su explotación insostenible es la mejor estrategia para proteger la riqueza natural. El informe estima que el 45 % de los ecosistemas españoles están actualmente sobreexplotados o degradados. Y aunque casi un tercio del territorio goza de algún tipo de protección legal, otro tercio carece completamente de algún tipo de plan, y muchas zonas protegidas están mal gestionadas por ser zonas transfronterizas entre regiones con diferentes políticas medioambientales. En el caso de la herpetofauna europea, el informe indica que el 34 % de las especies de anfibios y el 32 % de las de reptiles están amenazados. España es uno de los países de mayor riqueza de especies de anfibios y reptiles y tasa de endemicidad en Europa. Por ejemplo, el 64 % de las especies endémicas de anfibios europeos se encuentran en España. Esto debería conferir a las instituciones españolas encargadas de la conservación una elevada responsabilidad, es decir, un decidido apoyo a las organizaciones que se dedican al estudio y a la conservación de la herpetofauna. Desde 1998, el gobierno español ha apoyado a la Asociación Herpetológica Española (AHE) en proyectos de diversa envergadura, uno de los cuales es el Seguimiento de Anfibios y Reptiles de España. Sin embargo, desde 2012 se ha eliminado totalmente el apoyo económico a la AHE. Lamentablemente, esta falta de sentido común agrava el escaso conocimiento que se posee sobre el estado de conservación de las poblaciones de casi un 60 % de las especies de reptiles y de un 22 % de las de anfibios. Este inadecuado conocimiento de datos básicos de muchas especies impide una correcta gestión y aplicación de medidas encaminadas a su protección. A pesar de ello, la AHE y el Boletín de la Asociación Herpetológica Española siguen en su empeño por mejorar esas cifras mediante programas específicos o de voluntariado que ayuden a la obtención, gestión y divulgación del conocimiento científico básico, necesario para proteger la gran riqueza herpetológica de nuestros ecosistemas.

Historia Natural

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Insights on the Triturus marmoratus predation upon adult newts Ninda Baptista1, Andreia Penado2, 3 & Gonçalo M. Rosa1, 4, 5 1

Centre for Ecology, Evolution and Environmental Changes (CE3C). Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa, Bloco C2. Campo Grande. Lisboa. Portugal. 2 School of Life Sciences. University of Sussex. Brighton. East Sussex BN1 9RH. UK. 3 CIBIO/UP Jardim Botânico Tropical/IICT. Tv. Conde da Ribeira, 9. 1300-142 Lisboa. Portugal. 4 Durrell Institute of Conservation and Ecology. School of Anthropology and Conservation. University of Kent. Canterbury, Kent. UK. 5 Institute of Zoology. Zoological Society of London. NW1 4RY London, UK. C.e.: goncalo.m.rosa@gmail.com Fecha de aceptación: 29 de septiembre de 2014. Key words: Triturus marmoratus, diet, energy requirements, reproduction.

RESUMEN: Triturus marmoratus es una de las especies de tritón más grandes dentro de su género,

estando su dieta constituida por invertebrados y huevos y larvas de anfibios. A pesar de ello, de manera anecdótica se ha registrado también el consumo de ejemplares adultos de otras especies de tritones. En esta nota presentamos un nuevo caso de consumo de un ejemplar adulto de tritón (Lissotriton boscai) por T. marmoratus y planteamos la hipótesis de que este consumo sea más frecuente de lo que las evidencias publicadas sugieren. The marbled newt Triturus marmoratus (Latreille, 1800) is one of the largest newts in its genus, with females reaching 16 cm total length (Ferrand de Almeida et al., 2001). This species occurs from western France to north western Portugal (Themudo & Arntzen, 2010), and its life-history differs between populations (Jakob et al., 2002). In highland populations of northern Portugal, T. marmoratus hibernates in the winter and aestivates in the summer, moving to water between these periods, exclusively for breeding. In lowlands breeding occurs in late winter and early spring, and individuals remain terrestrial during the rest of the year (Caetano, 1988). T. marmoratus diet changes throughout life stage and as adult, it varies according to phase (terrestrial versus aquatic) (Montori, 2010) and between populations (Villero et al., 2006). Overall, individuals are known to feed on invertebrates such as insect larvae, earthworms, copepods, slugs, snails (Caetano, 1988), and amphibian eggs and larvae (Villero et al., 2006; Diego-Rasilla, 2003). Only three reports exist about T. marmoratus preying on adult newts

in the Iberian Peninsula: one on alpine newt Ichthyosaura alpestris (Orizaola & Rodríguez del Valle, 2000), one on palmate newt Lissotriton helveticus (Crespo-Diaz & Sanz-Azkue, 2009), and one on Bosca’s newt Lissotriton boscai (Ayres, 2007). Similar behaviours are reported for other caudate species (Hagström, 1979; Steward, 1969 in Crespo-Diaz & Sanz-Azkue, 2009). On 24 May 2013, while monitoring the amphibian community for disease screening at Serra da Estrela Natural Park, Portugal (Rosa et al., 2013), several individuals were captured in a forestry tank (Tanque de Folgosinho, 40°29’37.09”N / 7°31’47.61”W; 1079 masl) using dip-nets. During the handling of an adult female T. marmoratus, it regurgitated an adult L. boscai (Figure 1).The female measured 67 mm SVL, and the preyed L. boscai, 24 mm SVL (Figure 1c). All records of adult newts’ consumption by T. marmoratus are reported in aquatic environment. These events may be related to: i) food availability in the water body (Griffiths, 1996; Villero et al., 2006; Gosá & Sarasola, 2010); ii) voracious

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Figure 1: a-b. Adult female T. marmoratus regurgitating an adult L. boscai at Serra da Estrela, Portugal; c. L. boscai regurgitated. Figura 1: a-b. Hembra adulta de T. marmoratus regurgitando un adulto de L. Boscai en la Serra da Estrela, Portugal; c. L. boscai regurgitado.

feeding in water, recovering of a fasting period during hibernation (Caetano, 1988); iii) high energy requirements for the reproductive season – gonads maturation and maintenance (Bell, 1977), crest development (Green, 1991b) and courtship display (Green, 1991a); and iv) energy expenditure related to the aquatic life – higher metabolic rates in aquatic environment (Kristín & Gvoždík, 2014), high energy demands for air‐breathing (Halliday & Sweatman, 1976; Šamajová & Gvoždík, 2009). It has been suggested that energetic demands for reproduction leading to adult newts’ predation may be significant enough to influence females’ breeding site choice (Gosá & Sarasola, 2010). It is interesting to note that all known records of adult newts’ intake report on females. This might be related to energy costs of egg production (Denoel et al., 2005) and egg-laying (Meier & Schnieper, 1986 in Caetano, 1988). T. marmoratus are opportunistic (Caetano, 1988) and highly euriphagic predators (Montori, 2010), especially females, whose diet is richer in amphibian items (Villero et al., 2006). However, Villero et al. (2006) found no relation between the sizes of T. marmoratus and those of their preys. In fact, they relate the females’ higher euriphagy

not to their larger size, but to the males’ territoriality (Zuiderwijk & Sparreboom, 1986) limiting their hunting possibilities, contrasting with the females’ mobility which allows them to catch a higher variety of preys. More exhaustive observations would help to clarify if adult newts’ consumption is actually exclusive of females, and why. T. marmoratus usually feeds on prey ranging from less than 0.5 mm to over 45 mm (Villero et al., 2006). However, this species is able to hunt larger prey first, which provide more energy and are easier to detect (Caetano, 1988). Predation upon adult newts is always presented as exceptional (Orizaola & Rodríguez del Valle, 2000; Ayres, 2007; Crespo-Diaz & Sanz-Azkue, 2009). However, despite the scarcity of observations, this behaviour may actually occur more frequently than thought. ACKNOWLEDGEMENTS: The authors are very grateful to Oceanário de Lisboa (particularly to N. Baylina and N.M. Pereira), J. Conde (CISE) and R. Brandão (CERVAS) for logistic support. Permits were provided by the ICNF (343/2013/CAPT). G.M. Rosa and A. Penado hold doctoral scholarships from Fundação para a Ciência e a Tecnologia (respectively SFRH/ BD/69194/2010 and SFRH/BD/86839/2012).

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References Ayres, C. 2007. Triturus marmoratus (Marbled newt). Newt Predation. Herpetological Review, 38: 434. Bell, G. 1977. The life of the smooth newt (Triturus vulgaris) after metamorphosis. Ecological Monographs, 47: 279-299. Caetano, M.H. 1988. Estudo sobre a biologia das populações portuguesas de Triturus marmoratus (Latreille, 1800) e Triturus boscai (Lataste, 1879). Morfologia, ecologia, crescimento e variabilidade. Ph. D thesis. Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa. Lisboa. Crespo-Diaz, A. & Sanz-Azkue, I. 2009. Depredación de un adulto de tritón palmeado (Lissotriton helveticus) por tritón jaspeado (Triturus marmoratus). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 20: 45-47. Denoël, M., Joly, P. & Whiteman, H.H. 2005. Evolutionary ecology of facultative paedomorphosis in newts and salamanders. Biological Reviews, 80: 663-671. Diego-Rasilla, F.J. 2003. Depredación de una puesta de sapo corredor (Bufo calamita) por tritones jaspeados (Triturus marmoratus). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 14: 31-32. Gosá A. & Sarasola, V. 2010. Algunos rasgos de la historia vital de los adultos de tritón jaspeado (Triturus marmoratus) en charcas de colonización reciente. Munibe, 58: 111-129. Green, A.J. 1991a. Competition and energetic constraints in the courting great crested newt, Triturus cristatus (Amphibia: Salamandridae). Ethology, 87: 66-78. Green, A.J. 1991b. Large male crests, an honest indicator of condition, are preferred by female smooth, newts, Triturus vulgaris (Salamandridae) at the spermatophore transfer stage. Animal Behaviour, 41: 367-369. Griffiths, R.A. 1996. Newts and salamanders of Europe. T. & A.D. Poyser Ltd. London. Ferrand de Almeida, N., Ferrand de Almeida, P., Gonçalves, H., Sequeira, F., Teixeira, J. & Ferrand de Almeida, F. 2001. Guias FAPAS anfíbios e répteis de Portugal. FAPAS. Oporto. Hagström, T. 1979. Population ecology of Triturus cristatus and T. vulgaris (Urodela) in SW Sweden. Holarctic Ecology, 2: 108-114.

Halliday, T.R. & Sweatman, H.P.A. 1976. To breathe or not to breathe; the newt’s problem. Animal behaviour, 24: 551-561. Jakob, C., Seitz, A., Crivelli, A.J. & Miaud, C. 2002.Growth cycle of the marbled newt (Triturus marmoratus) in the Mediterranean region assessed by skeletochronology. AmphibiaReptilia, 23: 407-418. Kristín, P. & Gvoždík, L. 2014. Aquatic‐to‐terrestrial habitat shift reduces energy expenditure in newts. Journal of Experimental Zoology Part A: Ecological Genetics and Physiology, 321: 183-188. Meier, M. & Schnieper, R. 1986. Batraciens et Reptiles de chez nous. Ed. Mondo. Lausanne. Montori, A. 2010. Tritón jaspeado – Triturus marmoratus. In: Salvador, A., Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. Orizaola, G. & Rodríguez del Valle, C. 2000. Triturus marmoratus (Marbled newt). Predation. Herpetological Review, 31:233. Rosa, G.M., Anza, I., Moreira, P.L., Conde, J., Martins, F., Fisher, M.C. & Bosch, J. 2013. Evidence of chytrid-mediated population declines in common midwife toad in Serra da Estrela, Portugal. Animal Conservation, 16: 306-315. Šamajová, P. & Gvoždík, L. 2009. The influence of temperature on diving behaviour in the alpine newt, Triturus alpestris. Journal of Thermal Biology, 34: 401-405. Steward, J.W. 1969. The tailed amphibians of Europe. David & Charles Ltd. Newton Abbot. Themudo, G.E. & Arntzen, J.W. 2010. Triturus marmoratus. 98-99. In: Loureiro, A., Ferrand de Almeida, N., Carretero, M.A. & Paulo, O.S. (coords.), Atlas dos Anfíbios e Répteis de Portugal. Esfera do Caos Editores. Lisboa. Villero, D., Montori, A. & Llorente, G.A. 2006. Alimentación de los adultos de Triturus marmoratus (Urodela, Salamandridae) durante el período reproductor en Sant Llorenç del Munt, Barcelona. Revista Española de Herpetología, 20: 57-70. Zuiderwijk, A. & Sparreboom, M. 1986. Territorial behavior in crested newt Triturus cristatus and marbled newt Triturus marmoratus (Amphibia, Urodela). Bijdragen tot de Dierkunde, 56: 205-213.

Unken reflex in Mesotriton alpestris David Herrero1 & Adnan Zimić2 1 2

Cl. Embajadores, 161. 3º C. 28045 Madrid. C.e.: cuanmida@hotmail.com Herpetological Association in Bosnia and Herzegovina ATRA. Alipašina 207. 71000 Sarajevo.

Fecha de aceptación: 20 de noviembre de 2014. Key words: “unken reflex”, Mesotriton alpestris, caudate, defensive behavior.

RESUMEN: Describimos la exhibición de un comportamiento defensivo estereotipado, el “unken reflex”, en el

tritón alpino, Mesotriton alpestris. Al notar nuestra presencia en el caso terrestre, y al ser manipulado en el caso acuático, los ejemplares frecuentemente mostraron una postura rígida arqueando el cuerpo entero, elevando la cola y la cabeza, extendiendo las extremidades y mostrando la coloración ventral naranja.

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Defense against predators is an important element in animal life, as it may influence their survival. Urodeles exhibit a variety of morphological adaptations and behaviors that protect them from predators (Duellman & Trueb, 1994; Stebbins & Cohen, 1995). Besides, these defensive responses often interact synergistically increasing their efficiency (Brodie, 1977). The position of the body is often important in defense (Brodie III, 1989; Ducey & Brodie, 1991). Certain postures can create an impression of larger body size, imitate aggressive predators, exhibit no vital body areas or expose body surfaces having high concentration of toxic substances to protect vital body areas (Duellman & Trueb, 1994). One of the defensive behavior described in urodeles is the “unken reflex” described by Hinsche in 1926. The “unken reflex” is a stationary display adopted by anurans and urodeles bearing aposematic coloration, in an attempt to show their warnin g signals to the best advantage (Beebee, 1996). This position typically includes arching the whole body so the head and tail rise, legs stretch and ventral parts are displayed. This stereotyped behavior is often associated with striking and aposematic ventral coloration and poisonous skins (Griffiths, 1995). The aposematic colorations are associated by predators to irritable and unpleasant tastes or touches, caused by the toxins present in the amphibian skin (Johnson & Brodie, 1972; Griffiths, 1995). “Unken” is the common name in german for the European fire-bellied toad Bombina bombina (Hinsche, 1926), the first species in which the conduct was described. This behaviour shows individual presence/absence variation (Löhner, 1919) and variation in the extent to which it is displayed (Bajger, 1980; Toledo et al., 2011). This defensive strategy has subsequently been described in some genres of newts belon-

ging to the family Salamandridae and showing aposematic ventral colorations, as Cynops, Hypselotriton, Notophtalmus, Paramesotriton, Salamandrina, Triturus and Taricha (Lanza, 1967;Brodie, 1977; Denton, 1990; Vitt & Caldwell, 2009). The Photos David Herrero

Figure 1: Sequence of the “unken reflex” displayed by a specimen of M. alpestris: (a) male in normal position; (b) the male arched its body; (c) the male showed the orange ventral coloration and raised its tail. It remained in this position for several minutes. Figura 1: Secuencia del “unken reflex” exhibido por un ejemplar de M. alpestris. (a) macho en posición normal; (b) el macho arqueó su cuerpo; (c) el macho mostró la coloración ventral naranja y elevó su cola. Permaneció en esta posición durante varios minutos.

6 Photos Adnan Zimić

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“unken” position has been described in Mesotriton alpestris, Triturus cristatus, Lissotriton vulgaris. Lissotriton helveticus (Brodie, 1977) and Lissotriton boscai (Marco & Leguía, 2001). The urodeles can modify their antipredator behavior depending on the type and behavior of the predator (Ducey & Brodie, 1983). Amphibian species that exhibit the “unken reflex” usually shows dorsal camouflage colorations, while defensive striking coloration (red, yellow, orange) are usually hidden in ventral areas, which are suddenly displayed when amphibians are attacked (Stebbins & Cohen, 1995). Specifically for the species, we can read that on land, adults can adopt the “unken reflex”. The belly has aposematic orange coloration that predators associate with irritating or unpleasant stimuli caused by toxic substances present in the glands of the skin. This position is often displayed against attacks of birds and carnivorous mammals and is unusual in presence of other predators such as snakes (Brodie, 1977; Diego-Rasilla,

Figure 2: Partial “unken reflex” displayed by a specimen of M. alpestris from Bosnia and Herzegovina: (a) female in normal position; (b) the female arched its body after being touched with a hand, and showed the orange ventral coloration and raised its tail; (c) female remained calm after turning over on his back. Figura 2: “Unkenreflex” parcial exhibido por un ejemplar de M. alpestris de Bosnia y Herzegovina: (a) hembra en posición normal; (b) la hembra arqueó su cuerpo, después de ser tocada con una mano, y mostró la coloración ventral naranja y elevó su cola; (c) la hembra permaneció en calma después de darse la vuelta sobre su espalda.

2009; Diego-Rasilla & Ortiz-Santaliestra, 2009).

In this article, we cite this defensive behavior in the Alpine newt (M. alpestris), a species for which there are few cases described in the literature. The first record was observed near to the Ercina lake in Covadonga (Asturias, Spain) (43.264378 / -4.982551; 1108 masl) on the 9th of October 2011. Air temperature was 8 ºC and the day was rainy. The observed terrestrial male quickly adopted the defensive posture, a complete “unken reflex” (Figure 1c). This defensive behavior lasted for several minutes. During the “unken reflex”, when we touched the newt, it elevated more the tail and showed us more ventral coloration. The second record was observed in the Natural Monument of “Vrelo Bosne” (Bosna river spring; Sarajevo; Bosnia and Hezegovina) on the 29th of September 2014 (43. 819261 / 18. 268981; 500 masl). Air temperature was 12 ºC and the water temperature 9 ºC. The

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observed female also quickly adopted defense posture (also for several minutes). It was provoked by catching newt from water, dropping it on the ground, and touching it with fingers. The behavior interacted synergistically with the production of toxins: after the release of the newt in the place where it has been taken, it was experienced a very severe itching in the eye (for about 10 minutes) after accidentally touching it after holding newt in the hand (E. Šunje, personal communication). It is important to note that M. alpestris is a rare species in the Natural Monument “Vrelo Bosne” and that it suffers anthropogenic impacts as well as a high level of predation by many animals (Zimić, 2014). This may be the

reason for preferring this defensive mechanism over escaping. It is also important to say that M. alpestris does not make the mechanism of flipping onto the back, as can be shown in picture (Figure 2c). That pose can be a result of accidental rotation of individuals or deliberate rotation by humans (like in this case). Flipping onto the back mechanism is an ability of deliberately jumping-rotation by animal (Williams et al., 2000; Toledo et al., 2011). Other amphibians who made “unken reflex” (like B. bombina and B. variegata) remains motionless after deliberately flipping onto back for fulfilling the goal of displaying the ventral coloration (A. Zimić, unpublished data).

References Bajger J. 1980. Diversity of defensive responses in populations of fire toads (Bombina bombina and Bombina variegata). Herpetologica, 36: 133–137. Bebee, T.J.C. 1996. Conservation biology series: Ecology and conservation of amphibians.Thompson science. London. Brodie, E.D. III. 1989. Individual variance in antipredator response of Ambystoma jeffersonianum to snake predators. Journal of Herpetology, 23: 307-309. Brodie, E.D. JR. 1977. Salamander antipredator postures. Copeia, 1977: 523-535. Denton, J. 1990. Defensive reflexes in newts of the genus Triturus. British Herpetological Society Bulletin, 32:30. Diego-Rasilla, F.J., Ortiz-Santaliestra, M. 2009. Los Anfibios de Castilla y León. Colección Naturaleza en Castilla y León. Caja de Burgos. Burgos. Diego-Rasilla, F.J. 2009. Tritón alpino – Mesotriton alpestris. In: Salvador, A., Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid.<http://www.vertebradosibericos .org> [Consulta:November 9, 2014]. Ducey, P.K. & Brodie, E.D. JR. 1983. Salamanders respond selectively to contacts with snakes: survival advantage of alternative antipredator strategies. Copeia, 1983: 1036-1041. Ducey, P.K. & Brodie, E.D. JR. 1991. Evolution of antipredator behavior: individual and populational variation in a neotropical salamander. Herpetologica, 47: 89-95. Duellman, W.E. & Trueb, L. 1994. Biology of Amphibians.The Johns Hopkins University Press. Baltimore and London. Griffiths, R.A. 1995. Newts and salamanders of Europe. Poyser Natural History. London.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Coloración atípica en una hembra de Iberolacerta cyreni en la Sierra de Guadarrama (Madrid) Roberto García-Roa1, Jesús Ortega1, Pilar López1 & José Martín1 1

Departamento de Ecología Evolutiva, Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). José Gutiérrez Abascal, 2. 28006 Madrid. C.e.: r.garcia-roa@mncn.csic.es.

Fecha de aceptación: 3 de diciembre de 2014. Key words: Lacertidae, Iberian Peninsula, color patterns, color variants.

Las variaciones en el diseño de color y patrón de las especies animales han sido ampliamente estudiadas (Darwin, 1859; Ford, 1945; Gray & McKinnon, 2007; Forsman et al., 2008). Junto a los casos de polimorfismo en los que encontramos variaciones en patrón y/o coloración en una población, cuyas frecuencias no pueden ser solamente explicadas por mutaciones recurrentes (Huxley, 1955), se ha documentado durante décadas la aparición puntual de coloraciones y patrones atípicos en reptiles (e.g., Cabana & Vázquez, 2008; Cabrera et al., 2012; Cano et al., 2013). En lacértidos se han descrito varios casos

de coloraciones atípicas, como por ejemplo melanismos en diversas especies de Podarcis spp. (Arribas, 1991; Barbadillo & Sánchez-Herráiz, 1992; García-Muñoz et al. 2011; London et al. 2011), reducción total de pigmentación, como el caso de ejemplares albinos (Arribas & Cliville, 1994;

en hembras y juveniles. La especie se caracteriza por tener un patrón dorso-lateral con puntos y manchas negras irregulares muy marcadas que pueden formar una banda negra contrastada (Arribas, 1996; Martín, 2005). El 16 de junio de 2014 durante el trabajo de campo desarrollado en el Alto del Telégrafo (Sierra de Guadarrama, 23°10’12’’ N / 102°53’19’’ W; 1.931 msnm) se encontró una hembra con un patrón dorsal atípico (Figura 1). Fue capturada e identificada. Se trataba de una hembra de I. cyreni, sin pigmentación gular y escama timpánica pequeña. Lateralmente, las franjas marrón oscuro quedaban delimitadas por el color de fondo dorsal del animal, que es pardo claro. Podía apreciarse la pérdida de las franjas negras costales bien contrastadas, que aparecen en el patrón normal de las hembras. En este caso, dichas franjas quedaFotos Roberto García Roa

López-Jurado & Mateo, 1998; Spadola & Di Toro, 2006),

o parcial, como en individuos concolor en los que la coloración es homogénea carente de un patrón de manchas, donde predomina el color de fondo del ejemplar (Galán & Vázquez, 2010; Kukushkin & Doronin, 2013), e hipomelanismo que conlleva la disminución parcial de colores negros u oscuros (Turner, 2011). Iberolacerta cyreni es una lagartija de tamaño mediano distribuida a lo largo del Sistema Central (Sierras de Guadarrama, Gredos y Béjar; Martín, 2005). Su coloración dorsal varía del verde brillante en machos adultos, a pardos

Figura 1: Hembra de I. cyreni con coloración atípica en la Sierra de Guadarrama.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Fotos Roberto García Roa

ban reducidas a escasos puntos negros muy repartidos por el costado del animal (Figura 2a). Dorsalmente, su coloración era parda clara donde las manchas negras típicas de esta especie eran sustituidas por pequeños puntos negros a ambos lados de la línea medio-dorsal (Figura 2b). Este patrón de coloración es habitual en especies como I. monticola (P. Galán, comunicación personal). Sin embargo, a pesar del elevado número de ejemplares de I. cyreni que hemos observado durante las diferentes campañas de muestreo en la Sierra de Guadarrama, ésta es la primera vez que se documenta la

Figura 2: (a) Vista dorso-lateral de hembras de I. cyreni con coloración atípica (arriba) y normal (abajo). (b) Vista dorsal de hembras de I. cyreni con coloración atípica (izquierda) y normal (derecha.

existencia de un ejemplar con esta coloración en esta población. La descripción de este patrón en la I. cyreni podría evitar posibles confusiones con Podarcis hispanica y Podarcis muralis, sintópicas en el área, en futuros trabajos de carácter observacional sin captura (i.e. registros focales) llevados a cabo en la zona. AGRADECIMIENTOS: Agradecemos a P. Galán y un revisor anónimo por sus enriquecedores comentarios, y a la Estación de Campo “El Ventorrillo” del MNCN-CSIC por el uso de sus instalaciones. El trabajo se financió por el proyecto MICIIN-CGL2011-24150/BOS.

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Caretta caretta en la región del Estrecho de Gibraltar: ¿dónde están los machos? Juan J. Bellido1, José C. Báez2, Juan J. Castillo1, Estefanía Torreblanca1, José L. Mons1 & Juan A. Camiñas2 1 2

Aula del Mar de Málaga. Avda. M. Heredia, 35. 29001 Málaga. C.e.: jjbellidolopez@gmail.com Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Málaga. 29640 Fuengirola. Málaga.

Fecha de aceptación: 4 de diciembre de 2014. Key words: Caretta caretta, tortugas marinas, “sex ratio”, Estrecho de Gibraltar.

La tortuga boba (Caretta caretta, L.) es una especie marina de amplia distribución en aguas tropicales y subtropicales, habitual en las aguas atlánticas y mediterráneas en el entorno del Estrecho de Gibraltar. En esta área la presencia de ejemplares de distinto tamaño (subadultos y juveniles fundamentalmente) es constante a lo largo del año, presentando un máximo valor estacional en verano y un mínimo durante el invierno, como se deduce de los estudios sobre ejemplares varados (Camiñas, 1996; Bellido et al., 2010a, b), y ejemplares capturados accidentalmente (Camiñas, 1988; Camiñas & de la Serna, 1995; Báez et al., 2007). El Estrecho de Gibraltar es un importante corredor migratorio para las tortugas nacidas en playas de puesta del Atlántico que penetran en el Mar Mediterráneo (Camiñas, 1995; Camiñas & de la Serna, 1995; Carreras et al., 2011). La mayor parte de estos ejemplares atlánticos son subadultos que se distribuyen en el Mediterráneo occidental

principalmente en áreas de alimentación del mar Balear (Camiñas & de la Serna, 1995). Revelles et al. (2007) sugieren que estas tortugas jóvenes permanecen “atrapadas” en el Mar Mediterráneo hasta que alcanzan un tamaño mínimo que les permite vencer las corrientes superficiales contrarias presentes en el Estrecho de Gibraltar para retornar al Océano Atlántico. Además, tras la primera puesta confirmada de un hembra de C. caretta en la playa de Vera (Almería) en el año 2001 (Tomás et al., 2002), se ha tomado mayor conciencia de que el mar de Alborán no es tan sólo un lugar de paso, sino un área importante en la distribución y conservación de la especie. El objetivo del presente estudio es contribuir a mejorar el conocimiento de la biología y distribución de la especie dando a conocer el primer varamiento de un ejemplar macho de C. caretta con claros caracteres sexuales externos en las costas de Andalucía, al norte del Mar de Alborán.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto CREMA

Figura 1: Ejemplar adulto de C. caretta varado en la playa de Chilches (Málaga). Se observa, junto a importantes lesiones en el caparazón, el tamaño relativo de la cola respecto al cuerpo.

El 3 de Octubre de 2014 apareció varado en la playa de Chilches (Málaga), un ejemplar con visibles caracteres sexuales de macho, tales como una cola de gran tamaño (Figura 1) y uñas largas y reviradas (Figura 2). Este ejemplar, con longitud recta de caparazón (LRC) de 73 cm, longitud plastrón-cloaca de 40 cm y longitud plastrón-punta de la cola de 47 cm, ha supuesto el primer ejemplar adulto varado que ha sido determinado como macho a partir de caracteres externos entre los años 1987 y 2013. En este período se han registrado un total de 2.211 ejemplares varados, de los cuales 1.676 fueron medidos utilizando el protocolo y las fichas morfométricas del Programa de Gestión Sostenible del Medio Marino Andaluz de la Junta de Andalucía. De acuerdo con Camiñas (1996) y Bellido et al., (2010b), la mayor parte de los ejemplares que varan en el litoral andaluz son ejemplares subadultos, por lo que no es posible la determinación del sexo por la observación de caracteres externos. Utilizando como referencia a Kamezaki (2003) (es decir, LRC > 70 cm), se ha determinado que 172 de los varamientos con datos morfométricos corresponden a ejemplares adultos. La ausencia de datos morfométricos como la longitud de la cola y su tamaño relativo respecto al caparazón

de muchos de los ejemplares varados no permite descartar que se hayan producido más varamientos de machos no detectados, especialmente entre ejemplares subadultos. Este sesgo observado entre machos y hembras varados en las costas andaluzas (1/172) pone de manifiesto la carencia de datos que existe sobre la población migradora de C. caretta en transición a lo largo de las costas andaluzas. La relación entre machos y hembras en una población es un parámetro demográfico fundamental para evaluar la viabilidad de una población a largo plazo (Maffucci et al., 2013); por tanto se debe mejorar la toma de datos de los ejemplares varados con medidas exhaustivas de la cola que permita el sexado de los ejemplares con caracteres no evidentes tal y como proponen Casale et al. (2014), o mediante otros métodos como laparoscopia o examen histológico de las gónadas. Entre los años 2000 y 2004 el equipo veterinario del Centro de Recuperación de Especies Marinas Amenazadas (CREMA) de Andalucía en Málaga determinó el sexo de un total de 18 ejemplares necropsiados por observación directa de las gónadas, de acuerdo con el protocolo descrito en Casale et al. (2006). El tamaño de las tortugas sexadas osciló entre 20 y 80 cm de LRC (Figura 3). La mayor parte de esos ejemplares se encontraban en fase juvenil (16 ejemplares por Foto CREMA

Figura 2: Detalle de la uña del ejemplar varado.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

debajo de los 70 cm de LRC). Tan sólo uno de los ejemplares necropsiados fue determinado como macho (un 5, 6% de la muestra). Los estudios sobre “sex ratio” en crías de nidos, tanto en playas de puesta del Mar Mediterráneo, como en playas de puesta del Océano Atlántico, indican una desviación de más del 80% hacía las hembras (para el Mar Mediterráneo véase Kaska et al., 1998; Godley et al., 2001; Mrosovsky et al., 2002; para el Océano Atlántico véase Mrosovsky & Provancha, 1992; Marcovaldi et al., 1997; Hanson et al.

Aunque también se han observado desviaciones inferiores desde playas de puesta de Turquía (60-65% de desviación hacia las hembras) (Kaska et al., 2006). Sin embargo, estos resultados contrastan con las “sex ratio” halladas en adultos en áreas de alimentación tanto del Océano Atlántico (Wibbels, 1999), como en el Mar Mediterráneo (Casale et al., 2005, 2014), donde la “sex ratio” se aproxima a la relación 1:1, o alrededor de las islas que componen el Archipiélago de Madeira (Océnao Atlántico) donde la “sex ratio” se encuentra ligeramente sesgada hacia las hembras 2:1 (Delgado et al., 2010) y en el mar Tirreno donde la desviación es 1,56:1 (Maffucci et al., 2013). Este hecho se ha explicado por medio de tres diferentes hipótesis (Casale et al., 2014): (i) la proporción de sexos de las crías son representativas de la relación de sexos de la población total, por lo que las hembras-crías experimentarían una mayor mortalidad que los machos-crías, (ii) la proporción de sexos observada en las principales áreas de alimentación no es representativa de la proporción total de la población, dispersándose gran cantidad de hembras adultas a áreas de alimentación aún no investigadas, y (iii) la proporción de sexos de las crías actuales no son representativas de la totalidad de la población. Los resultados aportados en este trabajo a partir de necropsias y varamientos coinciden aparentemente con la desviación hacia la feminización

Figura 3: Distribución por rango de tallas de Longitud Recta de Caparazón (LRC) de los ejemplares sexados por observación directa de gónadas. n= 18 individuos.

1998).

de la población observada en las crías de las playas de puesta tanto del Mar Mediterráneo, como del Océano Atlántico, y así mismo se alejan de las aportadas para las áreas de alimentación. Sin embargo, hay que tratar estos datos con prudencia debido a las limitaciones en el sexado en los ejemplares varados (ya que no se disponen de las medidas morfométricas adecuadas, como se ha comentado anteriormente), y al reducido tamaño muestral de los animales necropsiados. Esto plantea una nueva incógnita que debe ser investigada, y cuya respuesta puede ayudar a una mejor gestión de la especie: ¿los juveniles y subadultos en tránsito en el área del Estrecho de Gibraltar conservan la “sex ratio” observada en las crías de las playas de puesta del Océno Atlántico occidental?, ¿qué sucede con los ejemplares subadultos en tránsito? En esa población de C. caretta de origen americano en tránsito por el Estrecho de Gibraltar y Mar de Alborán hacia el Mar Mediterráneo ¿cuál es la proporción de machos y hembras adultos? Se puede hipotetizar, siguiendo la argumentación (iii), que la proporción de sexos observada en corredores migratorios en las costas andaluzas y en las principales áreas de alimentación no sea coincidente con la “sex ratio” de la población, debiendo existir una segregación de sexos, ocupando los machos áreas de alimentación aún no investigadas, quizás cerca de la costa africana.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Por lo que los adultos varados en las playas andaluzas del entorno podrían corresponder a hembras adultas que regresan a sus playas de origen en el Océano Atlántico, realizando los machos (hipotéticamente) el camino de retorno por

la costa africana. En este sentido, es destacable que el ejemplar macho descrito en este trabajo presentaba importantes lesiones en el caparazón (Figura 1), por lo que, se puede suponer que no presentaba un comportamiento normal.

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Chalcides striatus melánico en Galicia Pedro Galán Grupo de Investigación en Biología Evolutiva (GIBE). Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. C.e.: pgalan@udc.es. Fecha de aceptación: 29 de diciembre de 2014. Key words: reptiles, melanism, Chalcides striatus, Galicia, Spain.

El eslizón tridáctilo, Chalcides striatus, es un escíncido (familia Scincidae) que se distribuye por gran parte de la Península Ibérica (excepto amplias zonas del este de España), sur de Francia y la Liguria italiana (Pollo, 2002, 2012). Hasta hace muy poco tiempo no se conocía ningún dato sobre la existencia de individuos melánicos (Pollo, 2012). Sin embargo, recientemente han sido citados dos ejemplares con esta anomalía pigmentaria, uno en 2011, en los Pirineos franceses (Aude, cerca de Narbonne), a 1.100 msnm de altitud (Verspui, 2011) y otro en 2012 en los Alpes-Maritimes, a 940 msnm de altitud, también en Francia (Deso, 2014). Este último autor destaca que, en la zona de observación, las condiciones climáticas son mucho más frescas y nubladas que en la llanura. Ambos ejemplares eran adultos y mostraban una coloración completamente oscura, observándose de forma difusa el patrón de coloración normal dorsal de la especie. Sólo las escamas mentales y labiales aparecían ligeramente rosáceas (Deso, 2014). El 31 de julio de 2014, durante el curso de unos muestreos realizados para estudiar la

biología reproductora de los saurios de Galicia, encontramos una hembra adulta de C. striatus en la ladera oriental del monte del Castro de Santa Baia (parroquia de Soandres, ayuntamiento de Laracha, provincia de A Coruña; UTM 1 x 1 km 29T NH4287; 285 msnm). Este ejemplar se encontraba bajo una piedra, en una zona rocosa cubierta por matorral abierto, dominado por Ulex europaeus, Calluna vulgaris y Erica cinerea, mezclado con herbazal ralo de Agrostis curtisii. El ejemplar mostraba evidentes signos de gravidez (gran dilatación abdominal), por lo que fue trasladado al laboratorio y alojado en un terrario provisto de vegetación (musgos y herbáceas) donde ocultarse, así como una fuente de luz y calor (foco de 100 W), ajustado al fotoperíodo de la época (8:00-21:00 horas), agua y alimento (larvas de Tenebrio molitor) disponibles ad libitum. El terrario era controlado diariamente y el 13 de agosto de 2014 se encontraron junto a la hembra siete ejemplares juveniles recién nacidos. Seis de estos individuos presentaban la coloración y el diseño normales de la especie, mientras que uno era melánico (Figura 1).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto Pedro Galán

Figura 1: Neonatos de C. striatus de la misma camada. Se observa el ejemplar melánico junto a su hermano de pigmentación normal.

Este juvenil presentaba una coloración oscura, tanto dorsal como ventralmente. En la zona dorsal se podían apreciar de forma difusa las líneas longitudinales que forman el diseño típico de la especie, aunque muy poco marcadas y casi ocultas por la pigmentación oscura. En la parte anterior de la cabeza, en las escamas rostral, mental, supralabiales, sublabiales, loreales, postnasales y supranasales, mostraba, por el contrario, una coloración rosáceo-blanquecina (Figura 2). Las medidas de este ejemplar, tomadas inmediatamente después de nacer, fueron: 53 mm de longitud hocico-cloaca, 49 mm de longitud de la cola y 0,716 g de peso. Las medidas de sus 6 hermanos de coloración normal fueron (media y rango de variación): longitud hocico-cloaca: 52,3 mm (50-54 mm); longitud de la cola: 48,4 mm (44-52 mm); peso: 0,685 g (0,606-0,742 g). Por lo tanto, el individuo melánico no difería de sus hermanos en sus medidas, entrando dentro de su rango de variación. El peso completo de esta camada fue de 4,828 g. La hembra progenitora medía 144 mm de longitud hocico-cloaca y 109 mm de longitud

de la cola. Su peso (después del parto) fue de 11,688 g, por lo que el peso relativo de la camada (peso total de la camada dividido por el peso de la madre) fue de 0,413. Esta hembra presentaba la coloración y el diseño normal de la especie, al igual que el resto de las crías. La madre y las siete crías, incluyendo la melánica, fueron liberadas sin daño en el mismo punto de la captura al día siguiente de su nacimiento. A pesar de que este ejemplar melánico era un neonato, presentaba la misma coloración oscura que se aprecia en las fotos y descripciones de los ejemplares adultos citados por Verspui (2011) y Deso (2014), es decir, negra homogénea (brillante, a causa de lo satinado de las escamas), con el diseño dorsal listado longitudinal apreciable de manera difusa y las escamas de la parte anterior de la cabeza rosáceas. Estos autores señalan sus observaciones en poblaciones de montaña, viviendo a cierta altitud, destacando Deso (2014) las características más frías de estas zonas con respecto a las más bajas y relacionando la existencia del melanismo con Foto Pedro Galán

Figura 2: Neonato melánico de C. striatus de A Coruña. Se puede apreciar su coloración homogéneamente oscura, excepto en la parte anterior de la cabeza, con pigmento rosáceo.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

estas condiciones más frías, al igual que sucede en otras especies de reptiles. Sin embargo, nuestra observación se realizó en una zona de baja altitud, inferior a los 300 msnm, relativamente próxima a la costa, de características templadas. Queremos destacar la gran rareza de este tipo de coloración en esta especie, ya que sólo

muy recientemente se ha señalado en la bibliografía la aparición de ejemplares melánicos y en nuestra experiencia de más de 40 años, durante los que hemos observado muchos centenares de C. striatus (al ser una especie relativamente común en Galicia, especialmente en su zona costera), nunca antes la habíamos observado.

Referencias Deso, G. 2014. Un cas de mélanisme chez le Seps strié Chalcides striatus (Cuvier, 1829) dans le département des Alpes-Maritimes. Bulletin de la Société Herpétologique de France, 151: 53-54. Pollo, C.J. 2002. Chalcides striatus (Cuvier, 1829). Eslizón tridáctilo. 170-172. 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.

Pollo, C.J. 2012. Eslizón tridáctilo ibérico- Chalcides striatus. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/ [Consulta: 30 noviembre 2014]. Verspui, G.J. 2011. Pyrenees Summer 2011. Amphibian & Reptile Adventures. <http://gjv-natureview.jimdo.com/trip-reports/ european-trip-reports/pyrenees-summer-2011/> [Consulta: 30 noviembre 2014].

Depredación de Anolis sagrei por Dives dives en México Saúl Sánchez Colegio de Postgraduados, Campus Tabasco. Apartado Postal 24. H. Cárdenas. 86500 Tabasco (México). C.e.: sssoto@colpos.mx Fecha de aceptación: 15 de enero de 2015. Key words: brown anoles, invasive species, predation, Mexico.

Anolis sagrei (Duméril & Bibron, 1837) es una especie de lagartija invasora originaria de Cuba, Las Bahamas e islas aledañas (Vigil, 2006; Álvarez-Romero et al., 2008; GISD, 2014), e introducida en las costas caribeñas de América Central probablemente desde la época colonial (Stuart, 1955). En México se registra para los estados de Quintana Roo, Yucatán, Campeche, Tabasco y Chiapas, localizados en el sureste del país (Álvarez-Romero et al., 2008). Es una especie con alto potencial reproductivo, elevada plasticidad para adaptarse a diferentes ambientes y capacidad para desplazar y depredar especies nativas, especialmente en ambientes perturbados (Álvarez-Romero et al., 2005). Este reptil habita comúnmente en las cercanías

de asentamientos humanos y se distingue de otras especies pertenecientes al género Anolis presentes en el sureste de México por su cuerpo de aproximadamente 57 mm de longitud (SVL) de color marrón grisáceo y papada de color amarillo-naranja a rojo-naranja con margen amarillo (Figura 1) (Köhler, 2008). Los depredadores naturales de A. sagrei son numerosos: en Estados Unidos se registraron neonatos depredados por Anolis carolinensis, y tanto juveniles como adultos constituyen presas de lagartijas grandes, serpientes y aves (Vigil, 2006); en Cuba se observó la depredación de un juvenil por Leiocephalus macropus (Alfonso et al., 2013); en México se registró la depredación de un adulto por Glaucidium

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

brasilianum (Sánchez, 2013) y en Taiwan se observó la persecución de un joven adulto por un adulto de Plestiodon elegans, aunque es más probable que esta interacción haya sido un caso de agresión territorial y no una conducta depredadora (Norval et al., 2012). El 3 de agosto de 2014, alrededor de las 11:20 horas, observé la depredación de un adulto de A. sagrei por un individuo de Dives dives (Aves: Icteridae). La observación ocurrió en el Campus Tabasco, Colegio de Postgraduados, en el municipio de Huimanguillo, junto a la ciudad Heroica Cárdenas, Tabasco, México (17º58’37.10’’ N / 93º23’09.53’’ W; 10 msnm). El clima en esta zona es cálido húmedo con lluvias en verano, la temperatura media anual es de 26 ºC y la precipitación acumulada es cercana a los 2.250 mm. Inicialmente el ave procuró atrapar al anolis entre la hojarasca del suelo, pero el reptil huyó hacia a una casa de malla donde fue finalmente atrapado. Una vez capturado, el ave se posó sobre un área de gramíneas donde le aplastó la cabeza varias veces (Figura 2), tras lo cual se retiró del sitio llevando consigo al anolis.

Foto Saúl Sánchez

Figura 1: Individuo de A. sagrei en Tabasco, México.

D. dives, en una especie neotropical distribuida desde el sur de Tamaulipas, México, hasta el norte de Costa Rica (Jaramillo & Burke, 1999). La dieta registrada para esta ave consiste principalmente en insectos y otros artrópodos, aunque también se alimenta de frutos, néctar, semillas y granos de maíz (Orians,1983, 1985; Coates-Estrada & Estrada, 1985; Skutch, 1996; Foster, 2007; Olmos-Linares, 2009). Al parecer, este traba-

Foto Saúl Sánchez

Figura 2: Individuo de D. dives aplastando la cabeza del adulto de A. sagrei.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

jo constituye el primer registro de depredación de D. dives sobre una especie de vertebrado. Se sugiere realizar trabajos sobre la interacción de A. sagrei con especies nativas en el sureste de México, incluyendo la determinación y estudio de organismos depredadores, pues la infor-

mación que se genere podría servir de base para el control biológico de este reptil exótico. AGRADECIMIENTOS: A los revisores del manuscrito por sus valiosas observaciones que mejoraron la redacción del mismo.

Referencias Alfonso, Y.U., Charruau, P., Schettino, L.R. & Riveaux, S.M. 2013. Diet and sexual dimorphims in the Curly tail Lizard Leiocephalus macropus (Sauria: Tropiduridae) at Yacabo Abajo, Guantanamo Province, Cuba. Caribbean Journal of Science, 47: 339-343. Álvarez-Romero, J., Medellín, R.A., Gómez de Silva, H. & Oliveras de Ita, A. 2005. Anolis sagrei.Vertebrados Superiores Exóticos en México: Diversidad, Distribución y Efectos Potenciales. Instituto de Ecología, Universidad Nacional Autónoma de México. Bases de datos SNIB-CONABIO. Proyecto U020. México. D.F. Álvarez-Romero, J.G., Medellín, R.A., Oliveras de Ita, A., Gómez de Silva, H. & Sánchez, O. 2008. Animales Exóticos en México: Una Amenaza para la Biodiversidad. Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Instituto de Ecología, UNAM, Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. México, D.F. Coates-Estrada, R. & Estrada, A. 1985. Lista de las Aves de la Estación de Biología Los Tuxtlas. Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México. México, D.F. Foster, M.S. 2007. The potential of fruit trees to enhance converted habitats for migrating birds in southern Mexico. Bird Conservation Internacional, 17: 45-61. GISD (Global Invasive Specie Database). 2014. Norops sagrei. <http://issg.org/database/species/search.asp?sts=sss&st=sss&fr =1&x=22&y=9&sn=Norops+sagrei&rn=Mexico&hci =-1&ei=164&lang=EN> [Consulta: 28 diciembre 2014]. Jaramillo, A. & Burke, P. 1999. New World Blackbirds: the Icterids. Princeton University Press. Princeton, New Jersey.

Köhler, G. 2008. Reptiles of Central America. Herpeton. Germany. Norval, G., Mao, J.J. & Slater, K. 2012. Description of an observed interaction between an elegant skink (Plestiodon elegans) and a brown anoles (Anolis sagrei) in southwestern Taiwan. Herpetology Notes, 5: 189-192. Olmos-Linares, G. 2009. Las Calandrias y su Parentela: Ictéridos de México. Bruja de Monte, Instituto de Biología, UNAM, Sociedad para el Estudio y Conservación de las Aves en México, CIPAMEX, Defenders of Wildlife. México. Orians, G.H. 1983. Notes on the behavior of the Melodious Blackbird (Dives dives). Condor, 85: 453-460. Orians, G.H. 1985. Allocation of reproductive effort by breeding Blackbirds, family Icteridae. Revista Chilena de Historia Natural, 58: 19-29. Sánchez S., S. 2013. Depredación de una lagartija anolis (Norops sagrei) por un tecolote bajeño (Glaucidium brasilianum) en México. Zeledonia, 17: 68-71. Skutch, A.F. 1996. Orioles, Blackbirds and their Kin: a Natural History. University of Arizona Press. Tucson, Arizona. Stuart, L.C. 1955. A Brief Review of the Guatemalan Lizards of the Genus Anolis. Miscellaneous Publications Museum of Zoology, University of Michigan, No. 91. Michigan University Press. Michigan. Vigil, S. 2006. Brown anole (Anolis sagrei). Natural History Publication Series. Warnell School of Forestry and Natural Resources, The University of Georgia. <http://www. warnell.uga.edu/outreach/pubs/pdf/wildlife/NHS%20 06-06%20-%20Brown%20Anole.pdf> [Consulta: 23 diciembre 2014].

Un caso de depredación de formícidos sobre Bufo spinosus Juan R. Fernández-Cardenete, Tahsin G. Hamad, Alberto Tinaut & Juan M. Pleguezuelos Departamento de Zoología, Facultad de Ciencias. Universidad de Granada. Avd. Severo Ochoa, s/n. 18071 Granada. C.e.: juanra@ugr.es Fecha de aceptación: 19 de enero de 2015. Key words: predation, Tapinoma nigerrimum, amphibians, ants.

Hay pocas interacciones depredatorias descritas entre anfibios y artrópodos terrestres en las que los anfibios sean las presas (Vitt &

Caldwell, 2009).

En España se han observado con relación a arácnidos (escorpiónidos, arañas saltícidas; González de la Vega, 2007; A. Monto-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

ri, comunicación personal), libélulas en fase adulta (Torralba & Ortega, 1998) y avispas del género Vespula (J. Hernández, comunicación personal) sobre anuros postmetamórficos y juveniles. En esta nota damos a conocer un caso de depredación sobre postmetamórficos de anfibios por parte de hormigas. Entre finales de mayo y los primeros días de junio de cada año tiene lugar en la Alhambra de Granada la emergencia primaveral de los individuos postmetamórficos de sapo común (Bufo spinosus). En junio de 2014 fueron observados en los jardines de un carmen (quinta con huerta o jardín propia de la ciudad) del conjunto monumental ataques masivos de la hormiga Tapinoma nigerrimum a individuos recién emergidos a tierra de este anfibio (Figura 1). Los ataques se produjeron inmediatamente después de que los pequeños anfibios abandonaran el agua, observándose algunos saltando con varias hormigas obreras enganchadas en su cuerpo. Los postmetamórficos atacados en tierra, bien en el momento de la emergencia o bajo refugios artificiales (bloques de barro y de madera de 20 x 10 cm) cerca del borde de una de las albercas, fueron finalmente depredados. En presencia de las hormigas, una pequeña fracción de los sapos emergidos regresaba inmediatamente al agua, repeliendo el ataque. Esta pequeña hormiga polimórfica de 4-5 mm de longitud total tiene hormigueros en general muy populosos, entre 2.000 y 5.000 individuos como media para el género Tapinoma (Huang & Dornhaus, 2008). Sus obreras son muy activas, con carácter agresivo e invasor que recuerda al de la hormiga argentina (Linepithema humile) (Abril, 2010). Como éstas, tienen un marcado carácter reclutador (Wilson, 1971), por lo que en pocos minutos pueden llegar a una fuente de alimento cientos de obreras (J.R. Fernández-Cardenete, datos no publicados). Su

Foto J.R. Fernández Cardenete

Figura 1: Ejemplar postmetamórfico de B. spinosus atacado por hormigas de la especie T. nigerrimum en el conjunto monumental de La Alhambra y el Generalife, Granada.

alimentación es muy variada, como corresponde a una especie oportunista (Cerdá et al., 1989). La especie se distribuye por la cuenca mediterránea y es abundante en el centro y sur de la Península Ibérica (Gómez et al.), en medios muy heterogéneos y alterados. En huertas, jardines e invernaderos se ve además favorecida por la humedad mantenida por el riego por goteo y por tapiales viejos con orientación adecuada (sureste en este caso), que mantengan oquedades en su interior (J. R Fernández-Cardenete, datos no publicados). Para minimizar las depredaciones, después de la observación de este evento hemos alejado y dispersado los refugios artificiales para anfibios colocados previamente próximos a la alberquilla, al ser una zona con gran afluencia de hormigas. También se han rellenado los huecos en el muro que albergaba los hormigueros. Estas actuaciones se enmarcan en los trabajos de conservación y restauración de poblaciones de anfibios autóctonos en el entorno de la Alhambra y Generalife, promovido por el patronato gestor del Monumento.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

AGRADECIMIENTOS: El Servicio de Bosques, Jardines

tramitó los oportunos permisos para los muestreos y

y Huertas del Patronato de la Alhambra y Generalife

ejecutó las actuaciones correctoras.

Referencias Abril, S. 2010. Efecto de la temperatura en la tasa de puesta de reinas de la hormiga argentina, Linepithema humile (Mayr, 1868), (Hymenoptera, Dolichoderinae) bajo condiciones experimentales de monoginia y poliginia. Boletín Asociación Española de Entomología, 33: 287-297. Cerdá, X., Retana, J., Bosch, J. & Alsina, A. 1989. Exploitation of food resources by the ant Tapinoma nigerrimum (Hym., Formicidae). Acta Oecologica (Oecologia Generalis), 10: 419-429. Gómez, K., Espadaler, X., Barrera., A. (eds.). <www.formicidae.org>. Asociación Ibérica de Mirmecología. [Consulta: 15 junio 2014]. González de la Vega, J.P. 2007. Depredación de escorpión común (Buthus occitanus) sobre juvenil de rana común

(Pelophylax perezi) en el Andévalo onubense (Huelva). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 95-96. Huang, M.H. & Dornhaus, A. 2008. A meta-analysis of ant social parasitism: host characteristics of different parasitism types and a test of Emery’s rule. Ecological Entomology, 33: 589–596. Torralba, A. & Ortega, M. 1998. Libélula comedora de ranas. Boletín de la Sociedad Entomológica Aragonesa, 21: 14. Vitt, L.J. & Caldwell, J.P. 2009. Herpetology: An Introductory Biology of Amphibians and Reptiles. Academic Press. Burlington, Massachusetts. Wilson, E.O. 1971. The Insect Societies. Belknap Press of Harvard University Press. Cambridge, USA.

Comportamiento agonístico de Salamandra salamandra morenica en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla Eduardo José Rodríguez-Rodríguez1, Wouter De Vries2 & Adolfo Marco3 1

AMBOR. Cl. Toledo, 1. 3º A. 41010 Sevilla. C.e.: edurodrodbio@gmail.com AMBOR. Ctra. Constantina-El Pedroso, Km 1. 41450 Constantina. Sevilla. 3 Estación Biológica de Doñaba, CSIC. Cl. Américo Vespucio, s/n. 41092 Sevilla. 2

Fecha de aceptación: 21 de enero de 2015. Key words: Salamandra, amphibians, intrasexual competition, stream, behaviour.

La salamandra común (Salamandra salamandra) es un urodelo que ocupa gran parte de la región paleártica occidental (Thorn & Rafaelli, 2001). Es una especie vivípara u ovovivípara (Buckley et al., 2007) con apareamiento terrestre que incluye la elección de pareja por la hembra y la inseminación externa por transferencia de espermatóforos sobre la superficie del suelo entre macho y hembra. Se ha descrito paternidad múltiple en esta especie, de forma que la hembra puede recoger espermatóforos de dos o tres machos distintos (Steinfartz et al., 2005; Caspers et al., 2014). Es probable, por tanto, que varios machos compitan entre ellos por aparearse con hembras receptivas. Sin embargo, hay poca información publicada sobre el

comportamiento pre-cópula de los machos para reducir la competencia intrasexual. El comportamiento agonístico entre machos se ha citado en poblaciones centroeuropeas (Kästle, 1986) y más recientemente en el norte de la Península Ibérica (Velo-Antón, 2012). Sí está bien descrito en varios estudios realizados en la Península Ibérica que en el mes de octubre, tras las lluvias, comienza una gran actividad de machos de salamandra (Bas, 1982; Rivera et al., 1999). A continuación se describen varios comportamientos e interacciones entre machos de S. salamandra morenica al inicio del período de apareamientos, registrados en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla. En este espacio protegido, próximo al límite sur de su área de

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Tabla 1: Comportamientos observados en S. salamandra desde 2005. Año

Fecha

Observación Sierra Norte de Sevilla

2005

17-oct

Actividad machos

2006

16-oct

Posicionamiento y combate

2007

16-oct

Posicionamiento y combate

2008

oct

Actividad machos

2009

21-oct

Actividad machos

2010

29-oct

Posicionamiento y combate

2011

oct

Posicionamiento y combate

2012

25-oct

Posicionamiento de machos

2013

17-oct

Posicionamiento y combate

2014

09-oct

Posicionamiento y combate

distribución, la especie es abundante y está ampliamente distribuida (De Vries et al., 2009). Tras observaciones anuales entre 2005 y 2014, hemos confirmado en esta población sureña el inicio de una actividad nocturna muy intensa de los machos durante el mes de octubre, justo tras las primeras lluvias del mes. Además, hemos observado comportamientos de lucha (Tabla 1). Nos basamos en dos eventos, que han sido filmados, para describir en este trabajo el comportamiento agonístico entre machos de salamandra. El 17 de octubre de 2013, se observó este comportamiento en la cabecera del arroyo Masacán (30S, 276707.09 m E / 4198444.85m N; 555 msnm). (https://www.youtube.com/watch? v=SSBUVZqAFq0&index=1&list=UUyPnyb37_Gb7GxzoXi82mkA). El hábitat donde se realizó la observación corresponde a un arroyo temporal rodeado de castaños (Castanea sativa), parches de olivo (Olea europaea) y algún pie de alcornoque (Quercus suber). Posteriormente, el 9 de octubre de 2014 volvimos a documentar este comportamiento en el arroyo Castillejos (30S, 261477.10 m E / 4201904.09mN; 459 msnm) (https://www.youtube.com/watch?v=Idvq 4rdM_fA&feature=youtu.be). El hábitat fue similar al de la primera observación, pero rodea-

do de alisos (Alnus glutinosa), adelfas (Nerium oleander), zarza (Rubus sp.) y en una matriz con predominio de encina (Quercus rotundifolia). Ambos lugares se representan en la Figura 1. Para la descripción del comportamiento, nos hemos basado en imágenes fotográficas y de video recogidas con diferentes soportes. Las observaciones se han realizado en transectos de 250 m de longitud a lo largo de la orilla de los arroyos mencionados. El sexo de los ejemplares se confirmó mediante morfología cloacal. Hemos identificado dos pautas de comportamiento bien diferenciadas. 1. Posicionamiento de machos en la orilla: Los machos toman posiciones en los márgenes del arroyo o dentro del mismo, eligiendo lugares visibles y/o ligeramente elevados (sobre rocas, por ejemplo). Suelen situarse entre 0-3 m de la orilla. Los ejemplares permanecían en posición de espera con el tórax erguido (Figura 2a). En los transectos de Masacán y Castillejos contabilizamos 16 y 30 machos, respectivamente. 2. Comportamiento agonístico: Un macho llega a la zona de posicionamiento de otro. La respuesta de ambos consiste en un acercamiento, ambos buscando el costado del rival (Figura 2b). Tras esto, durante unos 90 s en la primera ocasión observada y 280 s en la segunda, se suceden intentos de voltear al

Figura 1: Localizaciones utilizadas para la descripción del comportamiento agonístico entre machos de S. salamandra en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Figura 2: Secuencia etológica de los combates entre machos de S. salamandra. Pueden observarse las diferentes fases del proceso, vinculadas con letras a su descripción en el texto. Fotografías: E.J. Rodríguez-Rodríguez y W. De Vries.

contrincante (Figuras 2c, d, e), presentándose en ocasiones los machos en posición erguida (Figura 2f ). También se observó que el ejemplar dominante intenta colocarse sobre el cuerpo del rival, posiblemente como muestra de dominancia (Figura 2g). 3. Retirada de uno de los ejemplares: Finalmente uno de los machos se retira de la zona, mientras que el otro lo persigue físicamente y luego visualmente antes de retomar su posición inicial antes del combate. Este comportamiento agonístico entre machos no puede confundirse con intentos de cópula porque, además de ser ambos ejemplares machos, el proceso de apareamiento incluye la trasferencia de espermatóforo mediante un proceso etológico distinto. Las descripciones de Kästle (1986) sobre las luchas entre machos

confirman nuestras observaciones. Esta información, además de describir de forma detallada la respuesta agonística en esta especie, implica la ampliación del rango de distribución en el que observamos este comportamiento al límite sur de distribución de la especie. Velo-Antón (2012) cita este comportamiento en S. Salamandra gallaica y S. salamandra europea, mientras que los datos que se aportan en ese trabajo son para S. salamandra morenica. El área de distribución y densidad poblacional en S. salamandra se están viendo reducidos por degradación de hábitat, contaminación de aguas, deforestación, sequía extrema, etc. Entender su comportamiento, un factor crucial para conocer su historia natural, es importante para poder tomar decisiones en cuanto a la conservación de la especie.

Referencias Bas, S. 1982. La actividad de la salamandra, Salamandra salamandra (L.), en Galicia. Doñana, Acta Vertebrata, 9:41-52. Buckley, D., Alcobendas, M., García‐París, M. & Wake, M.H. 2007. Heterochrony, cannibalism, and the evolution of viviparity in Salamandra salamandra. Evolution & Develo-

pment, 9: 105-115. Caspers, B.A., Krause, E.T., Hendrix, R., Kopp, M., Rupp, O., Rosentreter, K. & Steinfartz, S. 2014. The more the better – polyandry and genetic similarity are positively linked to reproductive success in a natural population of terrestrial salamanders

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) (Salamandra salamandra). Molecular Ecology, 23: 239-250. De Vries, W., Marco, A. & Menor, A. 2009. Distribución y diversidad de anfibios en la Sierra Norte de Sevilla. Boletín Asociación Herpetológica Española, 20: 74-79. Kästle, W. 1986. Rival combats in Salamandra salamandra. 525–528. In: Z. Roçek (ed.), Studies in Herpetology. Societas Eurpaea Herpetologica. Prague. Rivera, X., Simón, J.G., Melero, J.A., Uriós, N. & Vilagrosa, A. 1999. El ciclo de actividad de Salamandra salamandra (L.) en una población de Catalunya (Nordeste de la Península Ibéri-

ca). Bulletí de la Societat Catalana d’Herpetología, 14: 56-61. Steinfartz, S., Stemshorn, K., Kuesters, D, & Tautz, D. 2005.Patterns of multiple paternity within and between annual reproduction cycles of the fire salamander (Salamandra salamandra) under natural conditions. Journal of Zoology, 268: 1–8. Thorn, R. & Raffaëlli, J. 2001. Les Salamandres de l’Ancien Monde. Societé Nouvelle des EditionsBoubée. Paris. Velo-Antón, G. 2012. Salamandra salamandra gallaica and Salamandra salamandra europaea (Fire salamander). Agonistic behavior. Herpetological Review, 43: 460-461.

Taking advantage of the massive emergence of the odonate Sympetrum flaveolum as a trophic resource for Zootoca vivipara Manuel Fabio Flechoso1, Javier Morales1, Miguel Lizana1 & Mª Isabel González2 1

Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Salamanca. Campus Miguel de Unamuno. 37007 Salamanca. C.e.: fabioflechoso@hotmail.com 2 Cl. Héroes de la Independencia, 1. 2º A. 42200 Almazán. Soria. Fecha de aceptación: 30 de enero de 2015. Key words: Zootoca vivipara, Odonata, predation, teneral, Spain.

RESUMEN: Se describe la inclusión en la dieta de Zootoca vivipara de un nuevo orden de insectos, los

odonatos. La cita tuvo lugar en unas pequeñas lagunas localizadas en el norte de Palencia donde dos adultos de Z. vivipara se estaban alimentando de tenerales del odonato Sympetrum flaveolum. The viviparous lizard (Zootoca vivipara) is an Euro-Asian reptile with a very broad geographic distribution, ranging from western Europe (Cantabrian range and Ireland) to the island of Sakhalin and Hokkaido in the Pacific Ocean. In terms of latitude it is found from the north of the Mediterranean peninsulas to the north of Scandinavia in the Arctic Polar Circle (Dely & Böhme, 1984). In the Iberian Peninsula, the northern populations represent the south-western limit of the species distribution (Pérez Mellado, 1997; Galán et al., 2010; Arribas, 2011). In the Pyrenees, it reaches even more than 2400 masl in Andorra (Amat & Roig, 2003), while in the Cantabrian range it reaches 2000 masl due to the scarcity of favourable biotopes at elevated altitudes. In the central-eastern sector of the Cantabrian

region there are many populations at low altitudes and even in coastal areas (Bea, 1985). By contrast, in the western sector of Asturias and in Galicia it is found in higher, interior zones and exhibits a more discontinuous distribution. Furthermore, in Catalonia this lizard only occurs between 1700 and 2400 masl (Llorente et al., 1995). It often occupies peat bogs, the edges of ditches and grassy zones and brambles, damp meadows, the edges of beech forests, and other formations characterized by high substrate moisture and a good grassy or bushy plant cover (Castroviejo et al., 1970; Grenot & Heulin, 1990). The link between Z. vivipara and environmental humidity seems to have a physiological basis since the rates of water loss due to lung-skin evaporation are higher in

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this species than in other Lacertidae (Grenot & Heulin, 1990). The diet of Z. vivipara is strictly carnivorous and mainly comprises Araneae, Homoptera, Collembola and Isopoda (Avery, 1962; Pilorge, 1982; Braña, 1984; Heulin, 1986), although in some populations, such as the one found in Finland, there is a predominance of Diptera (Itämies & Koskela, 1971). In Asturias, according to the analysis of 57 specimens with 270 preys, the diet consists of Araneae (29.63%), Homoptera (19.26%), Orthoptera (8.52%), insect larvae (7,03%), Opilionidae (2.96%), Coleoptera (2.96%), Gastropoda (2.96%), Isopoda (2.22%), Heteroptera (1.48%), Hymenoptera (1.48%), Lepidoptera (0.74%), Oligochaeta (0.74%) and Acaridae (0.37%) (Braña, 1984). As well as in Finland, in a Pyrenean population the most consumed prey were Diptera (imagos) (34.7%) and Araneae (26.6%), followed by Homoptera (12.0%), adult Lepidoptera (7.7%) and larvae (6.1%), Coleoptera (2.7%), Heteroptera (2.5%), Hymenoptera (2.0%), Stylommatophora (1.7%) and Orthoptera (1.6%) (Roig, 1998; Roig et al., 1998). It is known that juveniles have a less diverse diet than adults as the former do not eat large prey due to morphological constraints. At the other extreme, adult males could sporadically use up larger prey than adult females and immatures. As the reproductive season progresses, Z. vivipara increases the diversity and amount of prey consumed (Avery, 1962, 1966; Roig, 1998; Roig et al., 1998). Sympetrum flaveolum, the yellow-winged darter, is a species of small-medium (32-37 mm) dragonfly (Odonata, Anisoptera) that is readily identifiable because its wings normally display patches of saffron yellow on their proximal parts. Like other species of the genus, males have red bodies while females are yellowish.

Both sexes are similar in size. Although it is widely distributed throughout Europe, in the Iberian Peninsula is scarce and highly localized. In southwestern Europe it prefers higher lands (Dijkstra & Lewington, 2006). It lives close to shallow bodies of stagnant water with a fair amount of vegetation that heats up quickly, and may even dry up in the summer. Breeding is confined to stagnant water, usually in peat bogs. Its flying period lies between the end of May and October, maximum abundance being observed in August (Dijkstra & Lewington, 2006). Like other species of Odonata, S. flaveolum requires a certain amount of time after its transformation from larva to imago for its wings and body to acquire the necessary consistency and rigidity to allow flying. This period of time varies between a few hours up to days and specimens in this state are known as tenerals. In the present work our observations were made in the municipality of Cervera de Pisuerga (Palencia, North Spain) around two small ponds located in the Natural Park of Fuentes Carrionas-Fuente Cobre, (1660 masl). The UTM grid (Datum ETRS89) is 30T UN66 (Figure 1). The habitat was a bog without medium-tall shrubs and abundant clumps of sphagnums (peat moss), grasses and Erica tetralix.

Figure 1: Location of the study site. Figura 1: Localización del lugar de estudio.

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Most specimens were found at a distance of less than 10 m from water surface. In August 2014, we observed several adult specimens of Z. vivipara of which at least two (a male and a female) were feeding on tenerals of S. flaveolum (Figure 2). At the same time, a massive emergence of tenerals resting on the surrounding vegetation was taking place. This predatory behaviour was observed over approximately 2 h. The fact that Z. vivipara predates on this Odonata is interesting since predation on dragonfly imagos by this species of lizard was not previously reported. Intriguingly, predation only took place on dragonflies, which are larger than damselflies (Odonata, Zygoptera), even though the latter were fairly abundant, in particular tenerals of Lestes dryas. It is suggested that dragonfly predation would be due to the insects search for good energy sources and the fact that the prey were teneral imagos, unable to fly and hence easy for the lizards to catch. It could be suggested that this prey type is only hunted on days on which dragonfly imagos do not have hardened wings and bodies since when these gain greater consistency it is possible that the lizards would

Foto Fabio Flechoso

Figure 2: Adult male of Z. vivipara feeding on teneral of S. flaveolum. Figura 2: Macho adulto de Z. vivipara depredando sobre un teneral de S. flaveolum.

be unable to swallow such large prey. One would thus be witnessing a case of a species taking advantage of an ephemeral but locally very abundant trophic resource. ACKNOWLEDGEMENTS: The field work was authorized by the authorities of the Fuentes Carrionas-Fuente del Cobre Natural Park. The work was undertaken within a study of biodiversity on the River Carrión, coordinated by the Iberdrola Chair of the University of Salamanca.

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Primeras observaciones en vida silvestre de temperaturas ambientales y su influencia en la emersión de neonatos de Crocodylus acutus en la estación biológica Nancite, Costa Rica J. Manuel Aranda-Coello1, 2 1

Instituto Internacional en Conservación y Manejo de Vida Silvestre, Universidad Nacional, Heredia 1350-3000, Costa Rica. C.e.: m.aranda.coello@gmail.com 2 Red Mesoamericana y del Caribe para la Conservación de Anfibios y Reptiles (MesoHERP). Fecha de aceptación: 9 de febrero de 2015. Key words: behaviour, Crocodylus acutus, temperature, thermoregulation.

Entre los factores ambientales que influyen en los cambios fisiológicos en los cocodrilos se cree que la temperatura es el más importante, debido a que activa o deprime funciones de algunos sistemas corporales que determinan respuestas del comportamiento individual o colectivo (Smith et al., 1984; Yang et al., 2008). La temperatura corporal en los cocodrilos está influenciada por la radiación solar y la conducción de calor a través del agua, de forma que pueden utilizar los gradientes de temperatura que se producen entre el sol y la sombra, el agua superficial tibia y el agua profunda fría para alcanzar la temperatura corporal óptima (Grigg et al., 2000; Huchzermeyer, 2003). Sin embargo, esta temperatura corporal está sometida al intercambio de calor entre el animal y su ambiente (e.g., se emplea el agua como un recurso para el calentamiento durante los períodos de

temperatura baja y para sumergirse cuando el animal está demasiado acalorado), y está forzosamente influenciada por la temperatura del aire y la conducción de calor a través del agua (Webb et al., 1991; Zug, 1993). El cocodrilo de río o americano, Crocodylus acutus, es una especie de gran tamaño, que puede alcanzar tallas superiores a los 4 m. Se distribuye por las costas del Atlántico y el Pacífico de México, Centroamérica, norte de Sudamérica, diversas islas caribeñas y el sur de Florida en los Estados Unidos (Ernst et al., 1999; Alvarez del Toro & Sigler, 2001). El objetivo del presente trabajo es determinar la influencia de la temperatura del aire y del agua en la emersión de neonatos de C. acutus en vida silvestre. El estudio se llevó a cabo en agosto de 2012, en el estero de la Estación Biológica Nancite (EBN) de Costa Rica, ubicado entre

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto Manuel Aranda-Coello

Figura 1: Dos ejemplares neonatos de C. acutus el estero de la Estación Biológica Nancite (Costa Rica) en agosto del 2012.

las coordenadas geográficas 10°48’15.29” N y 85°39’57.08” W (0 msnm). Se observó una camada de seis neonatos de C. acutus durante 90 h a lo largo de 10 días, con 9 h diarias continuas desde las 7:00 h a las 17:00 h. Los cocodrilos fueron en primera estancia capturados, medidos y marcados con números para su identificación. El tamaño corporal de los animales era de 27 cm (± 0, 85 EE) de longitud hocico-cloaca. La temperatura se registró con termómetros bimetálicos de dial serie Bt cada vez que salía un individuo a tomar su baño de sol (con condiciones climáticas de

Figura 2: Registros de las temperaturas del aire (A) y del agua (B) tomadas en el estero de Nancite en agosto del 2012 durante las emersiones consecutivas (valores 1 a 6) de la camada de seis neonatos de C. acutus y cuando los animales se mantenían dentro del agua (valor 0).

cielo despejado y nublado) (Figura 1). Uno de los termómetros estaba situado dentro del agua, a una profundidad de 22 cm, y el otro estaba en el exterior, para registrar la temperatura del aire al sol una vez que emergían. Posteriormente se anotó el tiempo de permanencia (en minutos) en la superficie para cada individuo hasta su siguiente inmersión. El total de emersiones observadas fue de 68, y las realizaron todos los individuos de la camada conjuntamente. Los datos de las emersiones se registraron junto con los valores de temperatura del aire y agua dentro del estero. De esta forma, las coincidencias entre los registros pueden considerarse un indicador indirecto de las preferencias para la emersión, y por tanto, de la influencia de la temperatura en los neonatos. Los registros demostraron que los neonatos de C. acutus comenzaban a asolearse a partir de las 8:00 h, y que la mayor frecuencia de emersiones (n=63) para la camada coincidía con un patrón de baja temperatura del agua del estero (27 °C), y del aire, entre 35 y 38 °C al sol teniendo lugar un total de seis emer-

Figura 3: Valores medios y error estándar de las temperaturas del agua y el aire (tomada al sol) a las 7:00 y 17:00 h en el estero Nancite en agosto del 2012.

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siones cada día (Figura 2). Al mismo tiempo, se observó que entre las 9:00 y 15:00 h los neonatos se sumergían después de pasar un promedio de 37 (± 7,41 EE) minutos aproximadamente fuera del agua. Desde la mañana hasta pasado el mediodía, alternaban su estancia dentro y fuera del agua del estero. No se registraron emersiones por la tarde, cuando la temperatura del agua se mantenía a 30 °C (Figuras 2 y 3). Entre las 16:00 h y 17:00 h, los neonatos no presentaban emersiones y se mantuvieron dentro del agua en espacios sombreados por el mangle. Los neonatos pasaron las horas de mayor temperatura ambiental dentro del agua, cuando la temperatura del agua oscilaba entre 30 y 32 °C, y la del aire sobre los 35 °C (Figura 2). Según Álvarez del Toro & Sigler (2001) los cocodrilos salen del agua a partir del medio día para tomar el sol en la superficie. En días despejados permanecen varias horas y durante periodos variables, ya que si reciben el sol directamente tardan menos tiempo en alcanzar su temperatura óptima corporal. El hecho de abrir sus hocicos para permitir que todo el cuerpo pueda obtener el necesario es un comportamiento de termorregulación. También se dan ocasionalmente zambullidas para equilibrar la temperatura en momentos con mayor calor. Este comportamiento no fue observado en los seis neonatos de C. acutus estudiados, ya que no emplearon el agua como un recurso de enfriamiento durante los períodos de temperaturas altas en el estero, probablemente por la poca sombra que proporcionaban las hojas del mangle en el agua cuando el sol alcanzaba el punto más alto en el cielo. Los neonatos no presentaron emersiones por la tarde y se mantuvieron dentro del agua, pero en espacios sombreados por el mangle.

Esto puede deberse a que por la tarde las condiciones de temperatura del agua y el ambiente se mantenían más contantes, ofreciéndoles un ambiente térmicamente equilibrado (Aranda-Coello, datos no publicados). Este resultado sugiere que cuando las temperaturas del sol y aire son similares, los neonatos no parecen moverse entre el agua y el exterior para regular su temperatura. Por ello podemos decir que permanecen en el agua cuando la temperatura es cálida durante la tarde en lugar de tomar el sol en tierra, cambiando el comportamiento normal en los adultos (Lang, 1987). Los neonatos de C. acutus intentan alcanzar y mantener su temperatura dentro de un intervalo óptimo al usar los termogradientes que se producen entre el sol y la sombra, en el agua superficial tibia y el agua profunda fría (Grigg et al., 2000; Huchzermeyer, 2003), por lo que dependen de las condiciones ambientales externas para modular la temperatura corporal (Fish & Cosgrove, 1987; Casas-Andreu, 2003; Cupul-Magaña et al., 2004).

La información obtenida en el medio silvestre sobre las nuevas cohortes y cómo los cambios de temperatura en sus hábitats pueden afectar a su comportamiento es muy relevante ya que éste afecta a las condiciones de desarrollo del cocodrilo. Por ello sería interesante conocer las temperaturas ambientales durante todo el año, para comprender mejor las condiciones del entorno hidrológico de C. acutus, en un lugar donde esta especie alcanza la mayor tasa de crecimiento conocidas (Sigler, 1999), lo que tiene implicaciones en términos del manejo de la población de acuerdo con factores ambientales. AGRADECIMIENTOS: A J. Sáenz y L. Sigler por revisar una versión preliminar, R. Jiménez por sus asesoría y al Área de Conservación Guanacaste (ACG) por el permiso otorgado para llevar a cabo el estudio.

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Referencias Álvarez Del Toro, M. & Sigler, L. 2001. Los Crocodylia de México. IMERNAR. México. Casas-Andreu G. 2003. Ecología de la anidación de Crocodylus acutus (Reptilia: Crocodylidae) en la desembocadura del río Cuitzmala, Jalisco, México. Acta Zoológica Mexicana (n.s.), 89: 111-128. Cupul-Magaña, F.G., Rubio-Delgado, A., Reyes-Juárez, A. & De Niz-Villaseñor, A. 2004. Variación de la temperatura en una madriguera de Crocodylus acutus (Crocodylia: Crocodylidae) en el Estero Boca Negra, Jalisco, México. Brenesia, 62: 91-94. Ernst, C.H., Ross, E.D. & Ross, C.A. 1999. Crocodylus acutus. Catalogue of American Amphibians and Reptiles, 700: 1-17. Fish, F.E. & Cosgrove, L.A. 1987. Behavioral thermoregulation of small American alligators inwater: postural changes in relation to the thermal environment. Copeia, 1987: 804-807. Grigg, G.C., Seebacher, F. & Franklin, C.E. 2000. Crocodilian Thermal Relations. 297-309. In: Grigg, G.C., Seebacher, F. & Franklin, C.E. (ed.), Crocodilian Biology and Evolution. Surrey Beatty and Sons Pty Ltd. Norton, NSW, Australia, Huchzermeyer, F.W. 2003. Crocodiles: biology, husbandry and diseases. CABI Publishing. London.

Lang, J.W. 1987. Crocodilian thermal selection. 301-316. In: Webb, G., Manolis, S. & Whitehead, P. (eds.), Wildlife Management: Crocodiles and Alligators. Surrey, Beatty and Sons, Pty, Ltd. Australia. Sigler,L. 1999. Conservación del cocodrilo de río Crocodylus acutus en el Parque Nacional Cañon del Sumidero. 47-49. In: Anónimo (ed.), Memorias Reunión de Trabajo para la Conservación, Manejo y Aprovechamiento Sustentable de los Crocodylian en México (COMACROM). Instituto Nacional de Ecología. México, D.F. Smith, E.N., Standora, E.A. & Robertson, S.L. 1984. Physiological thermoregulation of mature alligators. Comparative Biochemistry and Physiology Part A: Physiology, 77: 189-193. Webb, J.W., Hollis, G.J. & Manolis, S.C. 1991. Feeding, growth, and food conversion rates of wild juvenile salt water crocodiles (Crocodylus porosus). Journal of Herpetology, 25: 462–473. Yang, J., Sun, I., Yang, H. & JI, X. 2008. Northern grass lizards (Takydromas septentrionalis) from different populations do not differ in thermal preference and thermal tolerance when acclimated under identical thermal conditions. Journal of Comparative Physiology B,178: 343–349. Zug, G.R. 1993. Herpetology: an introductory biology of amphibians and reptiles. Academic Press. San Diego.

Uso de perchas nocturnas por Stenocercus guentheri (Iguanidae: Tropidurinae) en dos ecosistemas del distrito metropolitano de Quito (Ecuador) Salomón Ramírez-Jaramillo1,2, Patricia Bejarano-Muñoz1,3, Melina Rodríguez-Badillo3 & Mario Yánez-Muñoz1 1

Museo Ecuatoriano de Ciencias Naturales del Instituto Nacional de Biodiversidad. División de Herpetología. Rumipamba 341 y Av. de los Shyris, Quito (Ecuador). C.e.: kp-7sz@hotmail.com 2 Universidad de las Fuerzas Armadas. Departamento de Ciencias de la Tierra y Construcción. Av. Del Progreso, s/n. Sangolquí (Ecuador). 3 Escuela de Biología. Universidad Central del Ecuador. Av. Universitaria y Av. América, Quito (Ecuador). Fecha de aceptación: 25 de febrero de 2015. Key words: Stenocercus lizard, microhabitat use, floristic resource, ecology.

Stenocercus guentheri (Boulenger, 1885) es una lagartija diurna endémica de Ecuador que se distribuye por las provincias andinas de Imbabura y Pichincha entre los 2.139 y 3.871 msnm ocupando varios hábitats, desde bosques secos interandinos hasta páramos (Torres-Carvajal & Mafla-Endara, 2013). El tamaño

promedio de la longitud hocico-cloaca (LHC) es de 96 mm en machos y 68 mm en hembras (Torres-Carvajal & Mafla-Endara, 2013). Se alimenta de artrópodos, especialmente hormigas (Formicidae) y escarabajos (Coleoptera) y, aunque es muy raro, también puede alimentarse de individuos de su propia especie (Carva-

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jal-Campos, 2009).

Algunos de los depredadores descritos para esta especie son Phalcoboenus carunculatus (de Vries, 1983), Licalopex culpaeux (Reina, 2013), Falco sparverius (S. Ramírez-Jaramillo, datos no publicados) y Parabuteo sp. (C. Garzón, comunicación personal). La información sobre su ecología, hábitats y la asociación entre éstos es muy reducida. En esta nota proveemos de información sobre los microhábitats utilizados como posibles dormideros, así como tamaño, peso y datos ecológicos de esta especie endémica de dos ecosistemas del Distrito Metropolitano de Quito. Entre enero del 2010 y agosto del 2012, se realizaron censos destinados a estudios poblacionales de anfibios en Cuendina y Tababela. Los censos consistían en transectos visuales que se realizaban entre las 19.00 y las 24.00 h. Cada transecto fue realizado por dos investigadores.En la localidad de Cuendina se empleó una hora de muestreo en 100 m lineales, mientras que en Tababela se requirió de una hora de muestreo en 500 m lineales. A lo largo del estudio se observaron cuatro individuos de S. guentheri mientras utilizaban el sustrato vegetal como dormidero en dos ecosistemas y diferentes microhábitats (Figura 1). Los individuos observados fueron medidos, sexados, fotografiados y posteriormente liberados. Además, se midió la altura de percha y se relacionó esta variable con la LHC de los anima-

Figura 1: Mapa correspondiente a la zona del Distrito Metropolitano de Quito (Ecuador), señalando la ubicación de las dos localidades con registros de S. guentheri en perchas nocturnas. Fuente: Modificado del Mapa Base del DMQ elaborado por MECN-DMMA (2007).

les mediante una correlación no paramétrica (coeficiente de correlación de Spearman) utilizando el programa estadístico PAST. En enero del 2010 en la localidad de Cuendina (00°07’59.5’’ S / 09°02’54.4’’ O) a 3230 msnm, en el ecosistema arbustal siempre verde montano del norte de los Andes (MAE, 2013), se

Fotos Salomón Ramírez

Figura 2: Sustrato vegetal que S. guentheri utiliza como dormidero. Localidad de Cuendina, a: macho utilizando colca M. crocea (23:17 h). Localidad de Tababela. b: macho utilizando chilca B. latifolia (21:01 h); c: hembra utilizando mosquera C. elegans, mimetizada entre liquen Usnea sp. (22:22 h); d: hembra utilizando el pajonal (22:54 h).

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Tabla 1: Individuos registrados en dos localidades del DMQ. Alt. per. = Altura percha; LHC: longitud hocico-cloaca; LC: longitud de la cola; Dist. ma. = Distancia madriguera; n/o = no observado. Figura

Sexo

macho

7,8

3.230

n/o

26/01/2010 Cuendina

macho

14,5

8,1

9,3

2.400

10/08/2012 Tababela

hembra

5,7

10,5

2.400

n/o

13/04/2012 Tababela

hembra

11,5

2.400

13/04/2012 Tababela

Alt. per. (cm) Peso (gr) LHC (cm) LC (cm) Altitud (m) Dist. ma. (cm) Fecha

registró a un individuo durmiendo en planta de colca Miconia crocea (Figura 2a). En abril y agosto del 2012 en la localidad de Tababela (00°13’56.4’’ S / 08°43’33.7’’ O) a 2395 msnm, en el ecosistema bosque y arbustal semideciduo del norte de los Valles (MAE, 2013), se registraron tres individuos durmiendo en plantas arbustivas y herbáceas de chilca Baccharis latifolia (Figura 2b), mosquera Croton elegans, rodeada de liquen Usnea sp. (Figura 2c) y pajonales Calamagrostris sp. (Figura 2d). Tres de los cuatro individuos estaban ubicados con el rostro en dirección vertical mirando al cielo y con dirección a la rama; el individuo restante dispuso su rostro en dirección horizontal mirando de frente ligeramente hacia arriba y ocultándose entre el liquen. También se observó una cripsis cromática con el recurso florístico en tres individuos, en contraste con un individuo que presentó cripsis disruptiva con el microhábitat (Figuras 2a-d). No se observó relación entre la LHC y la altura de la percha (rs= 1; p= 0.083). Aunque el número de observaciones es bajo, los resultados sugieren una asociación de las lagartijas y el microhábitat de matorral arbustivo, puesto que se las halló abrazando herbáceas y arbustos durante la noche y también durante el día. Este comportamiento probablemente les permitió camuflarse para cazar presas o esconderse de sus depredadores mediante cripsis cromática o acromática con el sustrato vegetal (Hernández-Córdova et al., 2012). Durante casi dos

Localidad

años de monitoreo poblacional, la mayor parte de observaciones de S. guentheri se realizó entre la hojarasca, piedras y vegetación arbustiva o herbácea (<50cm) durante el día (9:00 h a 12:00 h) hasta entrada la tarde (15:30 h aproximadamente), y menos frecuentemente durante la noche entre la hojarasca en los muestreos nocturnos realizados en Tababela. En este período únicamente observamos tres individuos durmiendo en sustrato vegetal. Debido al número escaso de observaciones registradas asumimos que el uso de este recurso puede ser aleatorio y no restringirse al microhábitat aquí mencionado, si no que podría depender del tipo de vegetación disponible en el hábitat, entre otros factores. Consideramos que la información generada en esta nota aporta de manera significativa al conocimiento de la ecología e historia natural de la especie, las cuales son importantes para su conservación. Para profundizar dicho conocimiento, recomendamos realizar estudios poblacionales, sobre las relaciones ecológicas, dieta y comparaciones entre ésta y otras especies de lagartijas andinas. AGRADECIMIENTOS: Al Programa de Becas de Investigación para la Conservación (PBIC) Fernando Ortiz Crespo de EcoCiencia y Conservación Internacional, a J.L. Jara, quien coordinó el programa que financió la investigación en Cuendina. A C. Garzón quien coordina el monitoreo biológico del área de influencia del Nuevo Aeropuerto de Quito con QUIPORT. A F. Tello por su ayuda en la identificación de plantas.

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Referencias Carvajal-Campos, A. 2009. Reproducción y dieta de la lagartija andina Stenocercus guentheri (Squamata: Iguania) en el Bosque Protector Jerusalén. Tesis de Licenciatura, Escuela de Biología. Pontificia Universidad Católica del Ecuador. Quito. deVries, T. 1983. Historia natural del Curiquingue, Phalcoboenus carunculatus, en los páramos del Antisana y Cotopaxi del Ecuador. Ediciones de la Universidad Católica. Quito. Hernández-Córdova, O.D., Agudelo-Valderrama, O.L. & Ospina-Fajardo, J.P. 2012. Variación intraespecífica en el uso de percha nocturna de Basiliscus galeritus (Sauria: Corithophanidae) en Isla Palma, Pacífico Colombiano. Papéis Avulsos de Zoologia. 52:401-409. Ministerio del Ambiente del Ecuador (MAE). 2013. Sistema de Clasificación de los Ecosistemas del Ecuador Continental. Subsecretaría de Patrimonio Natural. Quito.

Museo Ecuatoriano de Ciencias Naturales – Dirección Metropolitana de Medio Ambiente (MECN-DMMA). 2007. El Monitoreo Biológico: Una herramienta para el manejo adaptativo de las áreas protegidas y bosques protectores del DMQ. Informe Final. Fase I. Quito, Ecuador. Reina, D.S. 2013. Análisis de los Componentes Alimentarios en la Dieta del Lobo de Páramo Lycalopex culpaeus (CARNÍVORA: CANIDAE) en el sector de la plataforma del Nuevo Aeropuerto “Mariscal Sucre”, parroquia Tababela, Cantón Quito, Provincia de Pichincha. Tesis de Licenciatura. Escuela de Biología. Universidad Central del Ecuador. Quito. Torres-Carvajal, O & Mafla-Endara, P. 2013. A New species of Stenocercus (Squamata: Iguanidae) from the Andes of Ecuador. Journal of Herpetology, 47:184-190.

Depredación de gaviota patiamarilla (Larus michahellis) sobre Natrix maura en Cartagena (Murcia) José Andreu Ros Plaza de Las Salesas, 4. 1º A. 30204 Cartagena. Murcia. C.e.: ataleza@gmail.com Fecha de aceptación: 15 de febrero de 2015. Key words: Larus michahellis, Natrix maura, predation, Cartagena.

Natrix maura es presa habitual de vertebrados de hábitos acuáticos, mamíferos ligados a estos medios como Lutra lutra (Adrián & Moreno, 1986) o Neovison vison (Ortiz-Santaliestra et al., 2011) y numerosas aves, como ardeidos (Ardea purpurea, Ardea cinerea, Bubulcus ibis, Nycticorax nycticorax), rallidos (Porphyrio porphyrio), podicipédidos (Podiceps cristatus) o ciconidos (Ciconia nigra y Ciconia ciconia) (Santos, 2004). Aunque se ha descrito su presencia en humedales costeros salobres, e incluso en medios marinos (Cabot & Olea, 1978; Del Canto & Busack, 2011), ninguna especie de gaviota ha sido descrita como depredador específico para N. maura. En dos ocasiones, el 5 julio de 2012 (Figura 1a) y el 4 julio de 2013 (Figura 1b) contemplé y fotografié la captura y depredación de Larus

michahellis sobre ejemplares adultos de N. maura en un embalse de riego en Atamaría, Cartagena (Murcia) (UTM 30S 0693375 4163538, Datum ETRS89; 101 msnm). En ambos casos pude observar cómo la gaviota procedía a picar reiteradamente la cabeza de la culebra cerca de la orilla del agua, alejándose posteriormente y procediendo a engullirla empezando por la cabeza. En ambos casos, los ejemplares capturados eran adultos superiores a 50 cm de longitud total. Se trata del primer caso documentado de depredación de L. michahellis sobre N. maura, aunque observaciones esporádicas se han detectado en ocasiones anteriores al menos en el Delta del Ebro (X. Santos, comunicación personal). L. michahellis es una especie que ha experimentado un crecimiento poblacional desmesurado en la Región de Murcia y ha obligado

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto José Andreu

33 b

Figura 1: Ejemplares de L. michahellis observados en una balsa de riego en Cartagena deglutiendo un individuo de N. maura adulta en julio de 2012 (a) y con una culebra adulta en el pico alejándose de la orilla para ingerirla en julio de 2013 (b).

a la Administración Regional a establecer un plan para su control. El objetivo es minimizar perjuicios sobre especies amenazadas y sobre bienes (Gobierno de Murcia, 2003). Debido a su comportamiento alimenticio eurífago y oportunista, y al aumento de sus poblaciones en

el sureste ibérico, L. michahellis puede haber ampliado el espectro alimenticio para incluir especies que antes no depredaba o que utilizaba como un recurso alimenticio ocasional, convirtiéndose en un recurso más común de lo observado hasta el momento.

Referencias Adrián, M.I. & Moreno, S. 1986. Notas sobre la alimentación de la nutria (Lutra lutra) en el embalse de Matavacas (Huelva). Doñana, Acta Vertebrata, 13: 189-191. Cabot, J. & Olea, S. 1978. Observación de una culebra viperina, Natrix maura, en agua marina. Doñana, Acta Vertebrata, 5: 107. Del Canto, R. & Busack, S.D. 2011. Natrix maura (Viperine Snake). Non-accidental salt water activity. Herpetological Review, 42: 295-296. Gobierno de Murcia. 2003. Plan de gestión de la gaviota patiamarilla. <http://www.regmurcia.com/servlet/s.Sl?sit=a,0,c,365,m,

2331&r=ReP-16373-DETALLE_REPORTAJESPADRE> [Consulta: 15 enero 2015]. Ortiz-Santaliestra, M.E., Diego-Rasilla, F.J., Ayres, C. & Ayllón, E. 2011. Los Reptiles. Colección Naturaleza en Castilla y León. Caja de Burgos. Burgos. Santos, X. 2004. Culebra viperina - Natrix maura. In: Carrascal, L.M. & Salvador, A. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http://www.vertebrados ibericos.org/reptiles/distribucion/natmaudi.html> [Consulta: 15 enero 2015].

First case of a facial dark pattern in Mauremys leprosa Arlo Hinckley1, David Herrero2 & Andrea García de Castro Vidal3 1

Cl Pere Roma Rector, 20. 07141 Marratxí. Islas Baleares. C.e.: arlohinckley@hotmail.com Cl. Embajadores, 161. 3º C. 28045 Madrid. 3 Cl. Morcuera, 16. 2º B. 28231 Las Rozas. Madrid. 2

Fecha de aceptación: 27 de enero de 2015. Key words: melanism, turtles, mines, Iberian Peninsula.

RESUMEN: Se describe el primer caso de patrón facial oscuro en Mauremys leprosa con la descripción de

dos ejemplares observados en el interior de una mina en la provincia de Ciudad Real. La descripción de ambos ejemplares se acompaña de una breve discusión de las posibles causas de este caso raro.

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Figure 1: First M. leprosa with a facial dark pattern. Figura 1: Primer ejemplar de M. leprosa con el patrón facial oscuro.

case, the individual had black scales covering all of the head except the eyes and nostrils (Figure 1); in the second case, it had brown scales only around the mouth and behind the eye (Figure 2). The reason of this dark pattern is unclear but it could be due to an enviromental pigmentation. For instance, some metals or guano leachates could have been glued or dyed the scales, forming a dark and thin layer on these individuals, perhaps in the hibernation period in which they might have been buried in the sediment of the mine stream. Another explanation would be that this abnormal pattern was caused by a disease (fungus, virus or a neoplastic melanoma) (A. Martínez-Silvestre, personal communication). We cannot discard that both M. leprosa individuals show a partial head melanism. Melanism has been found during ontogeny in males of some turtle species like Trachemys scripta, Chrysemis picta (Lovich et al., 1990), Chinemys reevesii (Yabe, 1994) and Testudo hermanni (Soler-Massana et al., 2001) but it has never been reported in M. leprosa. Although generally rare in reptiles, melanism has been reported to be locally frequent in some species in certain geographical areas or under certain environmental conditions (e.g. Monney et al., 1995; Bittner et al., 2002; Tanaka, 2007). Foto David Herrero

Foto David Herrero

Animal coloration might result from adaptation processes to different biotic and abiotic environmental factors (e.g., Beddard, 1892). In general, the animal coloration plays an important role in predator avoidance or achieving food (through crypsis, mimicry or aposematism) (e.g. Sweet, 1985), inter- and intraspecific communication and sexual selection (e.g. Roulin & Bize, 2006). In ectothermic species, coloration could also be important in thermo-regulation (e.g. Trullas et al., 2007). During January of 2014, two individuals of Mauremys leprosa were captured by hand, measured and photographed in situ in the abandoned iron mine of Valmayor (38º24’23.55’’ N / 4º10’01.50’’ W; 684 msnm). The mine has a 424 m length, 2 m height, and 2 m width water pond filled with polluted black water (1 m of maximum depth) that pours into the Valmayor river (Hinckley et al., 2015) . This mine has been worked since the Romans time and its water contains a mixture of bat guano and leachates (sulfates, iron, manganesium and lead among other) (Zarzalejos, 2013). The two individuals found were females of 151 mm and 173 mm carapace length. Both of them had an usual coloration on their shells (grayish ocher), neck and limbs (olive with yellow stripes) but presented a partial melanic pattern in their head consisting in the following descriptions: in the first

Figure 2: Second M. leprosa with a facial dark pattern. Figura 2: Segundo ejemplar de M. leprosa con el patrón facial oscuro.

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A final and rather speculative explanation would be an increased mutation rate induced by the highly polluted stream where they were found. As we explained before, the mine contains many heavy metals disolved in the water, and these can generate free radicals that react with the DNA causing this increased mutation rate (Gaffney, 2008; M. Srour, unpublished data). Further

studies should be done to assess wheter this partial melanism is widespread among the whole population as well as the origin and causes of it. ACKNOWLEDGEMENTS: We thank O. De Paz for providing us some valuable information, and A. MartínezSilvestre and G. Velo-Anton for their interesting suggestions that helped to improve our note.

References Beddard, F.E. 1892. Animal Coloration, An Account of the Principal Facts and Theories Relating to the Colours and Markings of Animals. Swan Sonnenschein. London. Bittner, T.D., King, R.B., Kerfin, J.M. 2002. Effects of body size and melanism on the thermal biology of garter snakes (Thamnophis sirtalis). Copeia, 2: 477-482. Gaffney, D. 2008. Heavy Metal Link To Mutations, Low Growth And Fertility Among Crustaceans In Sydney Harbor Tributary. University of New South Wales. Science Daily.<www.sciencedaily.com/releases/2008/08/080825092349.htm> [Accessed: 28 August 2008]. Hinckley, A., Herrero, D. & Garcia de Castro, A. 2015. Use of a subterranean habitat by the Mediterranean stripe-necked terrapin (Mauremys leprosa). The Herpetological Bulletin, 130: 21. Lovich, J.E., McCoy, C.J. & Garstka, W.R. 1990. The development and significance of melanism in the slider turtle. 233256. In: Gibbons, J.W. (ed.), Life history and ecology of the slider turtle. Smithsonian Institution Press. Washington, D.C. Monney, J.-C., Luiselli, L., Capula, M. 1995. Correlates of melanism in a population of adders (Vipera berus) from the Swiss Alps and comparisons with other alpine populations. Amphibia-Reptilia, 16: 323-330. Roulin, A. & Bize, P. 2006. Sexual selection in genetic colour-polymorphism species: a review of experimental studies and perspectives. Journal of Ethology, 25: 99-105.

Soler-Massana, J., Vallespir, J., Martínez-Silvestre, A., Medina, D. & Solé, R. 2001. Patrón melánico en una población de Testudo hermanni hermanni del sudoeste de Mallorca. Boletin de la AsociacionHerpetologica Española, 12: 19-21. Sweet, S.S. 1985. Geographic variation, convergent crypsis and mimicry in gopher snakes (Pituophis melanoleucus) and western rattlesnakes (Crotalus viridis). Journal of Herpetology, 19: 44-67. Tanaka, K. 2007. Thermal biology of a colour-dimoprhic snake, Elaphe quadrivirgata, in a montane forest: do melanistic snakes enjoy thermal advantages? Biological Journal of the Linnean Society, 92: 309-332. Trullas, S.C., van Wyk, J.H. & Spotilla, J.R. 2007. Thermal melanism in ecotherms. Journal of Thermal Biology, 32: 235-245. Yabe, T. 1994. Population structure and male melanism in Reeves’ turtle, Chinemys reevesii. Japanese Journal of Herpetology, 15:131-137. Zarzalejos, M., Esteban, G., Mansilla, L. & Palero, F. 2012. Nuevas aportaciones al conocimiento del paisaje minero antiguo en la vertiente norte de Sierra Morena: del análisis macroespacial al estudio de detalle. 126-128. In: Zarzalejos, M., Hevia, P. & Mansilla, L. (eds.), Paisajes mineros antiguos en la Península Ibérica: Investigaciones recientes y nuevas líneas de trabajo. Universidad Nacional de Educación a Distancia (1ª edición). Madrid.

Ceguera bilateral en Bufo calamita salvaje Unai Fuente1, Justina Pérez2 & Albert Martínez-Silvestre3 1

Paseo Alparrache, 18. 4º E. 28600 Navalcarnero. Madrid. C.e.: unaifuente@yahoo.es Avda. de Madrid, 65. 28670 Villaviciosa de Odón. Madrid. 3 CRARC. 08783 Masquefa. Barcelona. 2

Fecha de aceptación: 11 de abril de 2015. Key words: blindness, malformation, natterjack toad, abnormality.

El día 13 de noviembre de 2014, a las 22:20 h, fue localizado un sapo corredor (Bufo calamita) adulto con anomalías oculares

anatómicas en ambos ojos (Figura 1). El lugar donde se halló fue en la localidad de San Martín de la Vega (Madrid), en un paraje conocido como

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“La Boyeriza”, a 5,5 km al norte del casco urbano, con coordenadas UTM 30TVK 52610 57100, a 530 msnm. El hábitat es una vega fértil del río Jarama, al pie de un acantilado y meseta yesíferos. Es una vega bastante ancha, donde se desarrolla agricultura intensiva de regadío principalmente. Esta zona está dentro de la distribución normal para la especie (Pleguezuelos et al., 2004). En la misma área se encontraron, en el mismo día, numerosos individuos de B. calamita, por lo que no se trata de una población pequeña ni aislada, así como varios individuos de Bufo bufo, todos ellos sanos y sin la presencia de la lesión anteriormente descrita en los ojos. El animal fue fotografiado profusamente pero no fue capturado ni trasladado, dejándolo en el mismo sitio del hallazgo. El individuo presentaba ambas cuencas oculares completamente hundidas simétricamente, así como una fusión palpebral total (blefarofimosis completa). Si bien en este ejemplar no se tomaron datos internos mediante oftalmoscopia o ecografía, la reacción ante la luz era completamente negativa en ambos ojos, confirmándose su ausencia total de visión. Así pues podemos descartar la capacidad de visión pero no la ausencia de globos oculares, ya que estos, por pequeños que sean, son utilizados en los anuros durante el proceso de deglución como sistema de adaptación a la ausencia de paladar duro (Williams, 2012). Foto Justina Pérez

La única lesión funcional que se apreció en el ejemplar afectado fue un lagrimeo en ambos ojos. Esta emisión de lágrimas se encontraba en la mitad delantera del párpado izquierdo, y en la parte posterior del párpado derecho, por lo que no era simétrica. El resto de los parámetros morfológicos del individuo aparentaban normalidad. Pese a esta falta de visión, el estado de salud del individuo era aparentemente bueno, con un tamaño y peso normales para esta especie. Se observaba al individuo con movimientos ágiles, fuerte y sin más lesiones superficiales. Cabe destacar que se observó una mayor reacción a los sonidos circundantes que la encontrada en los otros individuos sanos de B. calamita de la misma zona. Pudo comprobarse que el animal huía apresuradamente o manifestaba un comportamiento de erguirse y amenazante ante sonidos cercanos como nuestras pisadas y nuestras voces. Esta hipersensibilización del sistema auditivo podría ser debida como medida de adaptación del individuo ante la carencia del sentido de la vista, teniendo un efecto compensatorio común en animales sin visión. Las posibles causas barajadas de la ceguera podrían ser traumáticas (atropello en terreno blando con afección ocular; intento de depredación; abrasión rostral), infecciosas (enfermedades oftálmicas; parásitos oculares que provocan la destrucción del globo ocular), químicas (afección por contaminantes u otros productos químicos provenientes de la agricultura intensiva o de complejos industriales cercanos a la zona); o congénitas (genéticas; falta de vitamina A durante el desarrollo folicular) (Whitaker, 2001). No es posible saber si este animal llevaba mucho tiempo con esta anomalía. El proceso de cicatrización normal en enucleaciones oculares de Figura 1: B. calamita en pose erguida donde se aprecian los dos ojos.

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anfibios está descrito entre 14 y 21 días (Wright, 2001). Incluso se citan casos de regeneración de porciones oculares (lente ocular) en tritones tras su extracción que tardan aproximadamente 25 días (Call et al., 2005). Sin embargo, parece que la regeneración de esbozos oculares es más propia de los urodelos, perdiéndose tras la metamorfosis en los anuros (Filoni et al., 1997). Aunque no puede descartarse que estas lesiones pudiera tenerlas desde el nacimiento, no concuerdan con las anomalías descritas en urodelos anoftálmicos (anoftalmia o microftalmia, ausencia palpebral, agenesia del arco zigomático

y ausencia de la cavidad orbital) tanto premetamórficos como postmetamórficos (Williams, 2012). Por otro lado existen evidencias que apoyan el origen traumático del hallazgo, como la pequeña emisión de lagrimeo, normalmente asociada a procesos inflamatorios o cicatriciales oculares (Helman et al., 1998; Chai, 2011) y la ausencia de hallazgos en otros ejemplares de la zona. Suponiendo que el origen fuera adquirido y no congénito, el estado de salud aparente del ejemplar es una evidencia de la elevada capacidad de supervivencia de esta especie incluso con pérdida total de visión en condiciones naturales.

Referencias Call, M.K., Grogg, M.W. & Tsonis, P.A. 2005. An Eye on Regeneration. Anatomical Record Part B New Anatomist, 287: 42-48. Chai, N. 2011. The amphibian eye. Proceedings Association of Reptilian and Amphibian Veterinarians, 18: 12-16. Filoni, S., Bernardini, S., Cannata, S.M. & D’Alessio, A. 1997. Lens regeneration in larval Xenopus laevis: experimental analysis of the decline in the regenerative capacity during development. Developmental Biology, 187: 13–24. Helman, R.G., Barrie, M.T. & Gardiner, C.H. 1998. Parasitic conjunctivitis and lacrimal adenitis in two tiger salamanders, Ambystoma tigrinum mavortium. Bulletin of the Assotiation of Reptilian and Amphibian Veterinarians, 8: 9-12. Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.). 2004.

Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Asociación Herpetológica Española (3ª impresión). Madrid. Whitaker, B.R. 2001. The Amphibian Eye. 245-252. In: Wright, K.M. & Whitaker, B.R. (eds.), Amphibian Medicine and Captive Husbandry. Krieger Publishing Company. Malabar, Florida. Williams, D.L. 2012. The amphibian eye. 197-211. In: Williams, D.L. (ed), Ophtalmology of Exotic Pets. Willy-Blackwell. Iowa. Wright, K.M. 2001.Surgical techniques. 273-283. In: Wright, K.M. & Whitaker, B.R. (eds.), Amphibian Medicine and Captive Husbandry. Krieger Publishing Company. Malabar, Florida.

Huevos de Triturus pygmaeus sobre hojas de Lythrum baeticum José M. Torres1, Ignacio Hernández2 & Ricardo Reques3 1

Acacias, 10. Dpdo. 1ºA. Cádiz 11007. C.e.: josemaria.torrescastillo@mail.uca.es Departamento de Biología, Universidad de Cádiz. Pol. Río San Pedro, s/n. Puerto Real. 11510 Cádiz. 3 Departamento de Ecología Evolutiva. Estación Biológica de Doñana. 41092 Sevilla. 2

Fecha de aceptación: 29 de marzo de 2015. Key words: oviposition, Triturus pygmaeus, Lythrum baeticum, Cabo de Trafalgar.

Como en el caso de otras especies de tritones, la hembra del tritón pigmeo (Triturus pygmaeus) envuelve la mayoría de los huevos en hojas de plantas acuáticas ayudándose de activos movimientos de las patas posteriores

(Díaz-Paniagua, 1989; García-París et al., 2004). Existen evidencias de que la flexibilidad y la superficie foliar son características físicas que influyen en la selección de la planta donde efectúa la ovoposición, descartando las hojas finas y del-

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Foto Ricardo Reques

Figura 1: Detalle de hojas de L. baeticum por encima de la lámina de agua. Cada hoja doblada oculta un huevo de T. pygmaeus que no llegó a eclosionar.

gadas (Díaz-Paniagua, 1986). En Doñana, la especie preferida para ovopositar es Mentha pulegium, aunque también puede utilizar hojas de Hypericum elodes, Samulus valerandi y Panicum repens (Díaz-Paniagua, 1986). Durante los muestreos de huevos y larvas de anfibios llevados a cabo en charcas interdunares del Cabo de Trafalgar (Barbate, Cádiz) en los años hidrológicos 2006/07 y 2008/09, se comprobó la presencia de huevos de T. pygFotos José M. Torres

maeus sobre hojas de la planta vascular amenazada Lythrum baeticum. Las primeras puestas se detectaron el 22/12/2006. La pérdida de las condiciones hidromorfas de los encharcamientos provocó que los huevos no llegaran a eclosionar (Figura 1). Posteriormente, las precipitaciones de principios de 2007 volvieron a provocar la inundación de las charcas, y el 21/02/2007 se detectaron nuevamente decenas de huevos de T. pygmaeus sobre hojas de esta misma planta (Figura 2). En el año hidrológico 2007/08 la ausencia de lluvias durante el otoño y el invierno impidió la inundación de las charcas y la reproducción de esta especie en el Cabo de Trafalgar. Finalmente, en el año hidrológico 2008/09, y concretamente el 04/01/2009, se detectaron decenas de huevos de T. pygmaeus sobre hojas de L. baeticum, junto a huevos de Pleurodeles waltl depositados sobre Juncus maritimus. En las charcas y encharcamientos del Cabo de Trafalgar se desarrollan diversas formaciones de helófitos de escasa entidad compuestos por Typha dominguensis, Phragmites australis, Scirpus maritimus y Scirpus litoralis. La formación más abundante que coloniza los humedales está constituida por un denso juncal de J. maritimus, que es sustituido en las b

Figura 2: (a) Huevo de T. pygmaeus sobre hoja de L. baeticum; (b) Larva recién eclosionada de T. pygmaeus.

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zonas menos inundadas por un gramal de Cynodon dactylon y Paspalum paspaloides, y por L. baeticum. De manera que la única planta que presenta las hojas con las características típicas seleccionadas por la especie, amplia superficie foliar y flexibilidad , es L. baeticum. Por lo tanto, esta especie vendría a desempe-

ñar en el Cabo de Trafalgar el mismo papel que Mentha pullegium en Doñana. L. baeticum está catalogada en España con la categoría de conservación de “En Peligro” (Bañares et al., 2010), y no había sido citada anteriormente en el Cabo de Trafalgar, ni se le ha relacionado con la fenología ovopositora de T. pygmaeus.

Referencias Bañares, Á., Blanca G., Güemes J., Moreno, J.C. & Ortiz, S. (eds.). (2010). Atlas y Libro Rojo de la Flora Vascular Amenazada de España. Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino. Madrid. Díaz-Paniagua, C. 1986. Selección de plantas para la ovoposición en Triturus pygmaeus. Revista Española de Herpetología, 1: 317-327.

Díaz-Paniagua, C. 1989. Oviposition behavior of Triturus marmoratus pygmaeus. Journal of Herpetology, 23: 159-163. García-Paris, M., Montori, A. & Herrero, P. 2004. Amphibia, Lissamphibia. Vol. 24, In: M.A. Ramos; J. Alba; X. Bellés i Ros; J. Gosálbez i Noguera; Á. Guerra; E. MacPherson; J. Serrano & J. Templado (eds.), Fauna Ibérica. Museo Nacional de Ciencias Naturales, CSIC, Madrid.

SERVIDOR DE INFORMACIÓN DE ANFIBIOS Y REPTILES DE ESPAÑA Ya 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

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Nuevo avance de Hyla meridionalis en la provincia de Salamanca Alfonso Balmori1, José M. Caballero2, Iván de la Calle3, Teresa Calderón4 & Alfonso Balmori-de la Puente1 1

Cl. Navarra, 1. 5º B. 47007 Valladolid. C.e.: abalmori@ono.com Cl. Almirante Yusti Pita, 68. 35118 Agüimes. Las Palmas . 3 Cl. Caamaño, 31-33. 1º A. 47013 Valladolid. 4 Cl. Convento, 36. 37210 Vitigudino. Salamanca. 2

Fecha de aceptación: 16 de octubre de 2014. Key words: climate change, distribution, Hyla meridionalis, range expansion, Salamanca, Spain.

Las población de Hyla meridionalis en la Península Ibérica se distribuye en tres núcleos aislados entre sí. El más extendido es el sudoccidental; el segundo ocupa buena parte de Cataluña y por último existe un pequeño núcleo en la provincia de Guipúzcoa (Godinho et al., 1999; Tejedo & Reques, 2002). En los últimos años se han realizado varios estudios basados en análisis de ADN mitocondrial y nuclear para clarificar la historia filogénetica y biogeográfica del género Hyla (Stöck et al., 2008, 2012; Gvoždík et al. 2010) y también un estudio específico para Hyla meridionalis (Recuero et al., 2007). Como resultado de estas investigaciones se ha propuesto que el núcleo ibérico sudoccidental tendría su origen más probable en una expansión natural, mientras que existe cierto acuerdo en que los otros dos núcleos peninsulares habrían sido introducidos por el hombre (Recuero et al., 2007; Sillero, 2009 a). Varios autores señalan que los movimientos de expansión de la especie podrían estar activos al menos en las provincias de Madrid y Salamanca, y que el Sistema Central habría actuado como una barrera geográfica efectiva para la expansión de H. meridionalis hacia el norte (Merchán et al., 2004; Sillero 2009a), encontrándose el núcleo salmantino en la actualidad aparentemente aislado del situado al sur del Sistema Central (Sillero & Carretero, 2007). La primera cita de H. meridionalis en la provincia de Salamanca se produjo en el término

municipal de Navalmoral de Bejar en 1991 (Bueno–Hernández, 1991). Diez años después, en 20012002, Merchán et al. (2004) localizaron la especie en cinco nuevas cuadrículas (10 X 10 km) y propusieron la posibilidad de una expansión reciente, cuya causa estaría relacionada con el cambio climático global. García (2007) señaló su presencia en 2003 en otra cuadrícula situada más al Norte, mientras que nuevas prospecciones realizadas durante el año 2007 aportaron dos cuadrículas más para la especie, al noroeste de las ya conocidas (Sillero & Carretero, 2007) (véase Figura 1 para la cronología de detección sucesiva de H. meridionalis en la provincia de Salamanca).

Figura 1: Cuadrículas UTM 10 x 10 km de nueva ocupación por H. meridionalis. Se presenta el año de prospección: 1- Amarillo: año 1991 (Bueno–Hernández, 19991). 2-Verde: años 2001-2002 (Merchán et al., 2005). 3-Azul: año 2003 (García, 2007). 4-Negro: año 2007 (Sillero & Carretero, 2007). 5-Rojo: año 2014 (este trabajo).

Foto J.M. Caballero

Foto I. de la Calle

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Figura 2: Detalle de un renacuajo (a) y de un individuo joven (b) de H. meridionalis localizados en la nueva cuadrícula.

Como resultado de nuevas prospecciones realizadas durante el 25 de mayo, el 12 de junio y el 22 de julio de 2014 en varias charcas ganaderas cercanas al área donde H. meridionalis está presente, se detectó a esta especie en una nueva cuadrícula (30TTL6305), en el término de Membribe de la Sierra (Coordenadas: 40.67096 N, 5.7942 W), en el entorno de la Sierra de Frades, al norte de las conocidas anteriormente (Figura 1). Los ejemplares encontrados eran numerosos, pero no se pudieron contabilizar con exactitud. Se trataba de larvas en las últimas fases de desarrollo y de jóvenes recién metamorfoseados (Figura 2), observaciones coincidentes con el patrón fenológico de desarrollo señalado para el área (García, 2007). En la misma charca estaba presente Hyla arborea y también posibles híbridos (H. arborea x H. meridionalis) (Figura 3), que presentaban caracteres intermedios entre ambas especies (Barbadillo & Lapeña, 2003).

En las mismas fechas se prospectaron además otras ocho charcas en las localidades de La Sierpe, Herguijuela del Campo, Cortos de la Sierra, Las Veguillas, Cristo de Cabrera y Navagallega, encontrándose posibles híbridos (H. arborea x H. meridionalis) en cuatro de ellas, además de otras especies de anfibios y reptiles presentados en la Tabla 1. En las áreas de solapamiento de las distribuciones de H. arborea e H. meridionalis, los ejemplares híbridos se pueden encontrar en un porcentaje significativo de enclaves compartidos (Barbadillo & Lapeña, 2003). Previamente, durante el año 2007, se había realizado una intensa prospección en el área por medio de itinerarios con estaciones de escucha, y se delimitó con bastante exactitud el límite de presencia de H. meridionalis, situado más al sur en ese momento (Sillero & Carretero, 2007). Además, el área de la Sierra de Frades ha sido prospectado con anterioridad por otros autores, sin resultados positivos para H. meridionalis (P. García, comunicación personal). El hallazgo descrito en esta nota podría indicar la continuación del avance de la especie hacia el norte, desde la Sierra de Bejar hasta la Sierra de Frades, en un lapso de algo más de 20 años, lo que supondría unos 30 km de nueva ocupación. Aunque menos probable, también cabe la posibilidad de que H. meriFoto A. Balmori-de la Puente

Figura 3: Posible híbrido (Hyla arborea x H. meridionalis).

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Tabla 1: Charcas ganaderas prospectadas y listado de especies de anfibios y reptiles presentes en ellas. Localidad

UTM 1x1Km

La Sierpe

30TTL5802

Especie Posible H. arborea x H. meridionalis; Pleurodeles waltl; Rana perezi.

Herguijuela del Campo

30TTL5702

Natrix maura; Triturus marmoratus.

Cortos de la Sierra

30TTL5613

Rana perezi.

Membribe de la Sierra

30TTL6305

H. meridionalis; H. arborea; Posible H. arborea x H. meridionalis; Pleurodeles waltl; Rana perezi.

Navagallega

30TTL6409

H. arborea; Posible H. arborea x H. meridionalis; Pleurodeles waltl; Rana perezi.

Las Veguillas

30TTL6110

Natrix maura; Pelobates cultripes; Rana perezi.

Cristo de Cabrera

30TTL6013

Posible H. arborea x H. meridionalis; H. arborea.

dionalis ya estuviera presente en el área y que no fuera detectada por no coincidir exactamente los puntos prospectados con aquéllos donde la especie se encuentra. Se trata, por tanto, de la cita más norteña del núcleo occidental, que sitúa su límite actual en el extremo norte de la cuenca del río Tajo (Figura 4), enclavado en un área que muestra, a priori, un bajo índice de adecuación para la especie en los estudios de modelización realizados (Sillero, 2009b), por lo que podría encontrarse en condiciones subóptimas. De hecho, las poblaciones pueden vivir en condiciones inadecuadas si poseen una fuerte inmigración desde zonas con mejores condiciones (Sillero et al., 2010) y también cabe la posibilidad de que H. meridionalis pueda estar adaptándose a las nuevas condiciones

ambientales. El próximo paso será comprobar si es capaz de colonizar la cuenca del río Duero. La cita de la Sierra de Frades tiene interés también por su altitud (1.005 msnm), ya que en la Península Ibérica la especie se encuentra generalmente en zonas que no suelen sobrepasar los 700 msnm. (Merchán et al., 2004), aunque llega a superar los 1.000 msnm en puntos de Sierra Nevada, Cataluña, Toledo y Tenerife (Sillero, 2009a). La hipótesis de la expansión hacia el norte favorecida por el calentamiento global, señalada por varios autores (Merchán et al., 2004; García, 2007), podría consolidarse con esta nueva cita, aunque los modelos potenciales calculados para el año 2050 en un escenario de cambio climático muestran una ausencia de expansión e incluso una regresión de la especie, tanto a nivel mundial (Sillero, 2010) como a nivel provincial en Salamanca (Sillero, 2009a, b), y el análisis de las citas (hasta el año2002 para España) no identificó una tendencia espacio -temporal y no soportó la hipótesis de una expansión reciente (Sillero, 2010).

Agradecimientos: P. García revisó las fotografías de algunos posibles híbridos. Los comentarios de un reFigura 4: Situación de la nueva cita en el extremo norte de la cuenca del río Tajo.

visor anónimo y del editor mejoraron sustancialmente el manuscrito original.

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Referencias Barbadillo, L.J. & Lapeña, M. 2003. Hibridación natural de Hyla arborea (Linnaeus, 1758) e Hyla meridionalis (Boettger, 1874) en la Península Ibérica. Munibe, 16: 140-145. Bueno-Hernández, R. 1991. Hallazgo de Ranita Meridional (Hyla meridionalis Boettger, 1874) en la provincia de Salamanca. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 2: 15. García, P. 2007. Nueva población de Hyla meridionalis Boettger, 1874 en la provincia de Salamanca. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 37-39. Godinho, R., Teixeira, J., Rebelo, R., Segurado, P., Loureiro, A., Álvares, F. & Brito, J.C. 1999. Atlas of the continental Portuguese herpetofauna: an assemblage of published and new data. Revista Española de Herpetología, 13: 61-82. Gvoždík, V., Moravec, J., Klütsch, C. & Kotlík, P. 2010. Phylogeography of the Middle Eastern tree frogs (Hyla, Hylidae, Amphibia) as inferred from nuclear and mitochondrial DNA variation, with a description of a new species. Molecular Phylogenetics and Evolution, 55: 1146-1166. Merchán, T., Sillero, N., Lizana, M. & Fontana, F. 2004. Nuevos hallazgos de la ranita meridional (Hyla meridionalis Boettger, 1874) en la provincia de Salamanca. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 15: 81-84. Recuero, E., Iraola, A., Rubio, X., Machordom, A. & García‐París, M. 2007. Mitochondrial differentiation and biogeography of Hyla meridionalis (Anura: Hylidae): an unusual phylogeographical pattern. Journal of Biogeography, 34: 1207-1219. Sillero, N. 2009a. Ranita meridional – Hyla meridionalis. In: Salvador, A. & Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Cien-

cias Naturales, Madrid. <http://www.vertebradosibericos .org/> [Consulta: mayo 2014]. Sillero, N. 2009b. Potential distribution of the new populations of Hyla meridionalis in Salamanca (Spain). Acta Herpetologica, 4: 83-98. Sillero, N. 2010. Modelling suitable areas for Hyla meridionalis under current and future hypothetical expansion scenarios. Amphibia-reptilia, 31: 37-50. Sillero, N. & Carretero, M.A. 2007. A systematic survey on the extralimital populations of Hyla meridionalis in Salamanca (Spain). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 18: 59-64. Sillero, N., Barbosa, A.M., Martínez-Freiría, F. & Real, R. 2010. Los modelos de nicho ecológico en la herpetología ibérica: pasado, presente y futuro. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 21: 2-24. Stöck, M., Dubey, S., Klütsch, C., Litvinchuk, S.N., Scheidt, U. & Perrin, N. 2008. Mitochondrial and nuclear phylogeny of circum-Mediterranean tree frogs from the Hyla arborea group. Molecular Phylogenetics and Evolution, 49: 1019-1024. Stöck, M., Dufresnes, C., Litvinchuk, S.N., Lymberakis, P., Biollay, S., Berroneau, M. & Perrin, N. 2012. Cryptic diversity among Western Palearctic tree frogs: Postglacial range expansion, range limits, and secondary contacts of three European tree frog lineages (Hyla arborea group). Molecular Phylogenetics and Evolution, 65: 1-9. Tejedo, M. & Reques, R. 2002. Hyla meridionalis. 117-119. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Direción General de Conservación de la Naturaleza-Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid.

Nuevos datos sobre la presencia de Salamandra salamandra en la isla de San Martiño (archipiélago de Cíes, Parque Nacional de las Islas Atlánticas de Galicia) Rafael Romero Cl. Presidente Salvador Allende, 13. Baixo A. 15705 Santiago de Compostela. C.e.: rromerosuances@gmail.com Fecha de aceptación: 20 de octubre de 2014. Key words: Salamandra salamandra, islands, Galicia, NW Spain, conservation.

Salamandra salamandra estuvo presente en las tres islas del archipiélago de Cíes (Fernández de la Cigoña, 1986; Mateo, 1997; Galán, 2003). Sin embargo, y según sondeos realizados en los últimos años, la especie ha desaparecido de las dos islas más septentrionales (Monteagudo y Faro), estan-

do presente tan sólo en la más meridional, San Martiño (Galán, 2003; Cordero et al., 2007). Durante los muestreos realizados entre los años 1999 y 2002 (Galán, 2003) y entre 2004 y 2006 (Cordero et al., 2007) la especie fue encontrada en escasos puntos de la mencionada isla, ciñéndo-

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Figura 1: Mapa de situación (derecha) y de detalle (izquierda) de la isla de San Martiño. En éste último se señalan los puntos de presencia de S. salamandra conocidos hasta la fecha (Galán 2003; Cordero et al. 2007), y el recorrido realizado en marzo de 2014. La mancha verde indica la distribución de las plantaciones de eucalipto orientadas al N y NE.

se principalmente a las cercanías del único arroyo existente en ella. Los datos recopilados sugerían que la especie podría encontrarse en situación crítica (Galán, 2003; Velo-Antón et al., 2007a). Probablemente las plantaciones extensivas de eucalipto, llevadas a cabo durante la década de 1950, pudieron influir en la disminución de la disponibilidad de agua del arroyo (Cordero et al., 2007). Las poblaciones insulares de S. salamandra de San Martiño presentan ciertas diferencias morfológicas y genéticas respecto a las poblaciones costeras más cercanas, por lo que se pueden considerar como una unidad evolutiva para propuestas de conservación (Velo-Antón et al., 2007b). Esta característica, junto con lo reducido de su tamaño, pone en evidencia la necesidad de adoptar medidas de conservación de manera inmediata para evitar su desaparición (Cordero et al., 2007). Actualmente las poblaciones insulares de S. salamandra están catalogadas como “vulnerable” en el Catálogo Gallego de Especies Amenazadas (Decreto 88/2007 do 19 de abril, DOG nº 89 de 9 de mayo de 2007). El día 21 de marzo de 2014 se llevó a cabo una visita a la isla de San Martiño como parte

de trabajos rutinarios de conservación. Durante dicha visita se realizó un recorrido circular, por el norte y el sur de la isla, en el cual se pudo observar la presencia de algunos ejemplares de S. salamandra. Debido a la importancia que puede tener para la gestión y conservación de una especie tan amenazada, se detalla a continuación la información recogida. Durante dicho día en las islas Cíes se recogieron 3,8 L / m2 de lluvia; hubo vientos dominantes del suroeste y una temperatura media de 12,3 ºC (rango: 11,2 ºC - 14,3 ºC), siendo la humedad media relativa igual a 84% (Consellería de Medio Ambiente, Territorio e Infraestructuras - Xunta de Galicia, 2014).

El recorrido, de casi 2.400 m, transcurrió en su mayor parte por la ladera norte de la isla (Figura 1 y Tabla 1). Se atravesaron cinco hábitats principales, definidos en función de la vegetación (herbazal/matorral/eucaliptal) y del tipo de pendiente (ladera/fondo de valle). La distancia recorrida se estimó mediante el software gvSIG 1.12.0, con el cual también se elaboró la cartografía. Se contabilizaron in-

Fotos Rafael Romero

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Figura 2: Ejemplares de S. salamandra localizados en un eucaliptal en la isla de San Martiño (Cíes, Galicia). a) ejemplar melánico; b) ejemplar con fenotipo típico.

dividuos que se visualizaron durante la marcha (no se realizó búsqueda activa debajo de piedras o troncos), considerando una anchura total aproximada de 0,5 m. Dicha anchura fue reducida debido a que los pocos caminos de la isla son muy estrechos y rodeados de vegetación alta, lo que limita mucho el campo de visión. La densidad de población estimada contabiliza el número de individuos / m (Tabla 1). El horario de los recorridos transcurrió en dos partes: una primera entre las 10 y las 11:20 h y una segunda entre las 13:30 y las 14:00 h (hora oficial). En total se observaron 44 ejemplares, todos ellos en los eucaliptales orientados al N o NE. No se localizó ningún individuo en el resto de hábitats recorridos. Todos los individuos

detectados eran adultos, a excepción de un ejemplar de pequeño tamaño (3 - 4 cm de longitud total). Casi todos ellos presentaban unas pocas manchas alargadas amarillas a cada lado del cuerpo (Figura 2b), fenotipo típico de los ejemplares de S. salamandra de San Martiño (Velo-Antón et al., 2007a). Se localizó además un ejemplar melánico (Figura 2a). La presencia de S. salamandra en el fondo de valle (Valle de Concela) ya era conocida (Galán, 2003). Es en esta zona donde se localizó la especie en los muestreos llevados a cabo entre 1999 y 2002 (Galán, 2003) y entre 2004 y 2006. En estos últimos fueron localizados 40 ejemplares en tres visitas realizadas a la isla, con una media de 13,7 ± 2,4 individuos por visita (Cordero et al., 2007). Como ya señalaron dichos autores, las condiciones de umbría facilitadas por la orientación N del valle y por la cobertura arbórea, así como la cercanía de agua dulce, favorecen la existencia de S. salamandra en esta zona de la isla. En este sentido, es sintomático que, según los datos recopilados en el recorrido realizado, en este pequeño valle la densidad de individuos haya sido mayor que en el eucaliptal de ladera (Tabla 1). Sin embargo, la cuestión importante, y razón principal de esta nota, es la existencia de Tabla 1: Resultado de los recorridos. Horario 1º entre las 10:00 y las 11:20 h; horario 2º entre las 13:30 y las 14:00 h (hora oficial). La densidad de población (densidad pobl.) contabiliza el número total de ejemplares de S. salamandra detectados por metro de recorrido (nº ind./m). Horario Hábitat

nº ind.

Densidad pobl. (nº ind./m)

1º

Tojal fondo valle

1º

Eucaliptal fondo valle

0,053

1º

Eucaliptal ladera N/NE

0,028

2º

Matorral ladera sur (colonia aves)

2º

Camino (hierba)

(0,0162)

TOTAL (Media)

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individuos en toda la ladera N/NE recorrida, lo cual no era conocido hasta la fecha (Figura 1). La presencia de estos ejemplares sugiere que la población de S. salamandra en la isla pudiera ser mayor de lo que hasta ahora se suponía. Por tanto, y aún asumiendo bajas densidades de población, el área potencial de ocupación de S. salamandra en la isla incluiría la plantación de eucaliptos en laderas N y NE. Esta

zona ocuparía unos 0,4 km2, lo que supone el 26% de la superficie total de la isla (Figura 1). Futuras prospecciones deberían valorar con detalle la distribución y estatus de las poblaciones de S. salamandra de la isla de San Martiño. AGRADECIMIENTOS: Gracias a los revisores anónimos por sus aportaciones y valiosos comentarios, los cuales han mejorado notablemente este manuscrito.

Referencias Cordero, A., Velo-Antón, G. & Galán, P. 2007. Ecology of amphibians in small coastal Holocene islands: local adaptations and the effect of exotic tree plantations. Munibe, 25: 94–103. Fernández de la Cigoña, E. 1986. Islas Cíes, parque natural de Galicia. Fernández de la Cigoña (ed.). Vigo. Galán, P. 2003. Anfibios y Reptiles del Parque Nacional de las Islas Atlánticas de Galicia. Faunística, biología y conservación. Organismo Autónomo Parques Nacionales. Madrid. Mateo, J.A. 1997. Las islas e islotes del litoral ibérico. 343350. In: Pleguezuelos, J.M. (ed.), Distribución y biogeografía de los Anfibios y Reptiles de España y Portugal. Monografías de Herpetología, nº3. Editorial Universidad de Granada. Granada.

Consellería de Medio Ambiente, Territorio e Infraestructuras - Xunta de Galicia. 2014. METEOGALICIA.<http://www.meteogalicia .es/web/index.action> [Consulta: 24 marzo 2014]. Velo-Antón, G., Cordero Rivera, A. & Galán P. 2007a. Características ecológicas, evolutivas y estado de conservación de los anfibios del Parque Nacional de las Islas Atlánticas de Galicia. 195-208. In: Ramírez, L. & Asensio, B. (eds.), Proyectos de investigación en Parques Nacionales: 2003-2006. Organismo Autónomo de Parques Nacionales. Madrid. Velo-Antón, G., García-París, M., Galán P. & Cordero Rivera, A. 2007b. The evolution of viviparity in Holocene islands: Ecological adaptation vs. phylogenetic descent along the transition from aquatic to terrestrial environments. Journal of Zoological Systematics and Evolutionary Research, 45: 345-352.

Población introducida de tritón alpino (Mesotriton alpestris) en el Prepirineo catalán Marc Fibla1, Andreu Ubach2, Neus Oromi1, Santiago Montero-Mendieta3, Sebastià Camarasa1, Mariona Pascual-Pons1, Albert Martínez-Silvestre4 & Albert Montori5 1

Escola Superior d’Enginyeria Agrària, Departament de Producció Animal (Fauna Silvestre). Universitat de Lleida. Av. Rovira Roure, 191. 25198 Lleida. C.e.: mfiblacastillo@gmail.com 2 Departamentd’Ecologia. Facultat de Biologia. Universitat de Barcelona. Av. Diagonal, 645. 08028 Barcelona. 3 Institut de Biologia Evolutiva (CSIC-Universitat Pompeu Fabra), Passeig Marítim de la Barceloneta, 37-49. 8003 Barcelona. 4 CRARC. 08783 Masquefa. Barcelona. 5 Departament de Biologia Animal. Facultat de Biologia. Universitat de Barcelona. Av. Diagonal, 645. 08028 Barcelona. Fecha de aceptación: 19 de octubre de 2014. Key words: Alpine newt, Mesotriton alpestris, invasive species, amphibian introduction, Catalonian Pre-pyrinees.

El día 13 de junio de 2014 fue localizada una población de tritón alpino (Mesotriton alpestris) en la Bassa de la Processó (Santa Maria de Besora, Barcelona; UTM: 31T 435982 / 4665284; 820 msnm), en las cercanías del espacio natu-

ral del Parc del Castell de Montesquiu, fuera de su rango de distribución natural (Figura 1). Una vez informadas las administraciones correspondientes (Servei de Parcs de la Diputació de Barcelona y Servei de Fauna de la Generalitat

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al., 1991).

Figura 1: Localización de las charcas prospectadas en la zona en que se localizó M. alpestris y área de distribución actual de la especie. 1: Bassa de la Processó x: 435982; y:466528; 4830 msnm); 2: Bassa de Beví Gros 1 (x:437045; y:4665100; 805 msnm); 3: Bassa de Beví Gros 2 (x:437009; y:4665138; 811 msnm); 4: Bassa del camí de Beví Gros (x: 437339; y: 4665143; 858 msnm).

de Catalunya), el 18 y el 25 de junio del mismo mes se realizaron dos muestreos con la finalidad de: a) determinar si los puntos de agua cercanos habían sido colonizados, b) estimar el tamaño poblacional mediante la técnica de captura-recaptura, c) realizar la biometría básica de la población, d) recoger muestras de tejido para intentar determinar el área de procedencia de los ejemplares introducidos y e) detectar la presencia de patógenos en la población. Este hallazgo representa la primera cita de una población reproductora de M. alpestris para Catalunya. Este descubrimiento se enlaza con recientes hallazgos de otros anfibios introducidos en el territorio catalán (Rivera et al., 2011), tales como Ommatotriton ophryticus en Busa (Lleida) (Fontelles et al., 2011), Discoglossus pictus en el Delta del Llobregat (Barcelona) (Franch et al., 2007), o Lissotriton boscai en el Parc Natural del Montseny (Barcelona) (Amat & Carranza, 2011). M. alpestris tiene un área de distribución disyunta, con unas poblaciones continuas por el centro de Europa y un núcleo aislado en la Cordillera Cantábrica. En la Península Ibérica se conoce desde hace tiempo el origen introducido de las poblaciones de Peñalara (Arano et

Actualmente esta especie se encuentra catalogada como de “Preocupación Menor” (LC) por la IUCN pero como “Vulnerable” (VU) según el Libro Rojo de Anfibios y Reptiles de España (Recuero-Gil et al., 2002). Se han descrito hasta seis subespecies que a tenor de los recientes estudios filogenéticos precisan de una nueva revisión (Sotiropoulos et al., 2007). Tras la primera prospección de la Bassa de la Processó, se muestrearon tres charcas más situadas en las proximidades de la primera localización (Figura 1), todas ellas situadas en la Serra de Bufadors y a una distancia máxima aproximada en línea recta de 920 m, durante las dos campañas siguientes. Se encontraron ejemplares de M. alpestris en dos de las cuatro charcas (Processó y Beví Gros 1). En todas ellas la diversidad de especies de anfibios fue elevada. En la Bassa de la Processó, donde se encontró por primera vez M. alpestris, éste convive con Triturus marmoratus, Salamandra salamandra, Pelophylax perezi, Rana temporaria y Alytes obstetricans. En la Bassa de Beví Gros 1, donde también se localizó M. alpestris, habitan Pelobates cultripes, Hyla meridionalis, P. perezi y A. obstetricans. En la Bassa del Beví Gros 2 se localizaron las siguientes especies: P. cultripes, Pelodytes punctatus, H. meridionaFoto Andreu Ubach

Figura 2: Tritones capturados en la primera jornada de prospección.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Foto Andreu Ubach

Figura 3: Ejemplar macho de M. alpestris de la población de la Bassa de la Processó.

lis, R. temporaria y A. obstetricans. Finalmente en la Bassa del Camí de Beví Gros, la más eutrófica de las prospectadas, se localizaron: P. punctatus, H. meridionalis y A. obstetricans. Para estimar el tamaño poblacional se capturaron en la primera campaña un total de 72 adultos en la Bassa de la Processó (Figura 2), que fueron marcados y devueltos a la charca (“sex-ratio” machos/hembras = 0,56). En el segundo muestreo se capturaron 103 individuos adultos (“sex-ratio” machos/hembras = 0,52), que se entregaron a los responsables del Parc del Castell de Montesquiu para trasladarlos al Centre de Recuperació d’Amfibis i Rèptils de Catalunya (CRARC) de Masquefa. En la Bassa de Beví Gros 1 no se pudo estimar la población ya que sólo se capturó una hembra y escasos individuos en fase larvaria. El resultado de los dos muestreos fue una estimación de unos 360 individuos adultos para la Bassa de la Processó (Tabla 1 y Figura 3) más el hallazgo de numerosos individuos en estado larvario y de cuatro ejemplares con retención de branquias postmetamórficas. Denoël et al.(2001) describen que la pedomorfosis en esta especie ocurre solamente en la franja sur de su distribución, sobretodo en Italia y en los Balcanes, sugiriendo una base filogenética para el fenómeno.

Se recogieron datos biométricos (peso, longitud del cuerpo, longitud de la cola) de 24 machos y 24 hembras así como de 18 larvas (Tabla 2). Los valores biométricos obtenidos se encuentran dentro de los descritos para la especie (García-París et al., 2004). Para intentar determinar el origen de la población se recogieron muestras de tejido de cuatro ejemplares para análisis de ADN mitocondrial. Se realizó la extracción de ADN utilizando el kit de extracción Qiagen D Neasy Blood & Tissue Kit (Qiagen, Valencia, CA, EE.UU.) y se amplificó una región del gen mitocondrial citocromo b (cyt b) mediante el uso de los cebadores universales Cyt b1 5´CCA TCC AAC ATC TCA GCA TGA TGA AA-3´ y Cyt b2 5´-CCC TCA GAA TGA TAT TTG TCC TCA-3 (Kocher et al.,1989) siguiendo las condiciones descritas por Smid et al. (2013). Las secuencias fueron editadas y posteriormente traducidas en aminoácidos con el programa Geneious v.6.1.3 (Biomatters Ltd.) y no se detectaron codones stop. Para completar el estudio se descargaron de GenBank 69 secuencias de cyt b publicadas por Sotiropoulos et al. (2007, 2008) con el fin de comparar y así averiguar la subespecie a la que pertenecen las muestras tomadas en el presente estudio. Las secuencias en conjunto fueron alineadas utilizando la versión online de MAFFT (Katoh & Standley, 2013) con parámetros por defecto. El modelo evolutivo más adecuado fue calculado con j Model test v.2.1.4 (Darriba et al., 2012) bajo el criterio de información de AkaiTabla 1: Estimación del tamaño de la población de M. alpestris basada en el método de captura-recaptura del índice de Lincoln-Peterson (Lincoln, 1930) para machos y hembras por separado y para la población total. n

Intervalo 95% n+1,96S n-1,96S

Población Machos

123,70

175,95

71,45

Población Hembras

231,50

328,70

134,30

Estima global

360,50

474,43

246,62

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Tabla 2: Datos biométricos para hembras, machos y larvas de M. alpestris. CC: longitud del cuerpo; Lcola: longitud de la cola; Ltotal: longitud total. Se muestra en la tabla la media, los valores mínimo y máximo y la desviación estándar (DE). Media

Hembras (n=24) Mín Máx DE

Media

Machos (n=24) Mín Máx DE

Media

Larvas (n=18) Mín Máx

CC (mm)

53,56

49,66

58,41

2,99

47,83

45,67

52,15

1,82

14,92

9,34

23,35

3,60

Lcola (mm)

44,20

51,59

51,65

3,27

38,58

31,38

42,66

2,25

14,93

9,01

23,95

4,54

Ltotal (mm)

97,76

88,75 109,07

5,94

86,41

78,94

94,33

3,10

29,86

18,37

47,30

7,95

0,69

3,46

2,8

0,31

Peso (g)

4,50

3,2

5,6

ke (AIC). Para el análisis filogenético se hizo servir el método de Máxima Verosimilitud con el programa RAxML v.7.0.3 (Stamatakis, 2006) utilizando 100 búsquedas heurísticas y un modelo de sustitución GTR+G. Finalmente, el soporte de los nodos fue validado mediante un análisis de “bootstrap” de 1000 réplicas. Los resultados obtenidos indican que tres de los cuatro ejemplares encontrados en la Bassa de la Processó son filogenéticamente cercanos a las subespecies M. alpestris apuanus o M. alpestris inexpectatus (se agrupan con los individuos pertenecientes al clado B descrito por Sotiropoulos et al., 2007; véase Figura 4). El cuarto individuo aparece en la filogenia próximo a la subespecie M. alpestris cyreni (clado C). Para intentar detectar la presencia de agentes patógenos mediante la técnica de PCR, se tomaron biopsias de piel y frotis cutáneos de dos ejemplares provenientes de las dos charcas en las que se había localizado a la especie. Los tritones analizados fueron negativos a Batrachochytrium dendrobatidis y Batrachochytrium salamandrivorans, pero positivos a Ranavirus spp. Este último es un agente infeccioso capaz de provocar brotes de mortalidad en vertebrados ectotérmicos por todo el mundo (Brenes et al., 2014) y que puede dispersarse mediante la infección de portadores asintomáticos (Brenes, 2013). En 2008, Balseiro et al. (2010) detectaron una gran mortalidad causada por Ranavirus spp. en individuos juveniles de M. alpestris cyreni, precisamente una de las

subespecies detectadas en la zona prospectada. Más recientemente, Price et al. (2014) describieron mortalidades masivas de varias especies de anfibios (incluido M. alpestris), asociadas a la presencia de Ranavirus spp., en cuatro localidades del Parque Nacional de Picos de Europa. Los dos muestreos realizados indican que la población de M. alpestris se ha aclimatado perfectamente al ambiente de la Bassa de la Processó y que ésta sustenta una población muy abundante (Figura 2). Se trata de una

Figura 4: Árbol filogenético modificado y recalculado a partir de los datos de Stiropoulos et al. (2007) tras considerar las muestras procedentes de los ejemplares introducidos (Ma1 a Ma4, resaltados en negrita).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

charca de unos 40-50 m2 con una profundidad máxima aproximada de 1,2 m. El hecho de haber encontrado unos pocos ejemplares en la Bassa de Beví Gros 1 sugiere que lo más probable es que ésta debe haber sido colonizada recientemente por la población de la Bassa de la Processó, que supuestamente debe llevar asentada algunos años. Se esperan los resultados de la esqueletocronología de las muestras recogidas para poder determinar la edad de los ejemplares e intentar estimar a partir de la estructura de las clases de edad cuándo se introdujeron. El Parc del Castell de Montesquiu se encuentra en el Prepirineo catalán con un ambiente húmedo y montañoso a la vez, con bosques de pino silvestre, robledales y hayedos. M. alpestris no es muy exigente por lo que se refiere a hábitat, pudiendo vivir en pastizales, brezales, robledales o hayedos, así como charcas y marismas costeras (Masó & Pijoan, 2011), lo que hace del sitio un lugar adecuado para la especie. Tanto en el sur de Francia como en la sierra de Peñalara han sido introducidas poblaciones que han conseguido reproducirse y dispersarse sin problemas, entrando en competencia con los tritones autóctonos (Martínez-Solano et al., 2003; Denoël, 2005). Desconocemos el origen de

la presente introducción, aunque la asignación subespecífica obtenida en los análisis moleculares sugiere su introducción a partir de ejemplares en cautividad, ya que las dos subespecies detectadas (M. a. apuanus y M. a. cyreni) son las más utilizadas en acuariofilia. La presencia de individuos de M. alpestris en dos charcas, así como la constatación de su reproducción en las mismas, ponen de manifiesto la colonización de la zona por parte de esta especie así como su potencial invasor. Será necesaria una intervención drástica y continuada para eliminar la especie de la zona y evitar su más que probable expansión. Debe considerarse además que la detección de Ranavirus spp. en las dos poblaciones aumenta el riesgo de transmisión a las especies autóctonas, más aún si consideramos la presencia de A. obstetricans, anfibio especialmente sensible a este patógeno. AGRADECIMIENTOS: Agradecemos la colaboración prestada por el Parc Natural del Castell de Montesquiu y en particular a J. Puig, guarda forestal del mismo Parc, en la captura y localización de puntos de agua cercanos. También agradecemos a J. Soler (CRARC) su colaboración en la gestión de los ejemplares cautivos. Asimismo agradecemos la colaboración prestada por el Servei de Fauna de la Generalitat de Catalunya.

Referencias Amat, F. & Carranza, S. 2011. First report of an introduced population of the Iberian Newt (Lissotriton boscai) in Catalonia. Butlletí de la Societat Catalana d’Herpetologia,19: 75-78. Arano, B., Arntzen, J.W., Herrero, P. & García-París, M. 1991. Genetic differentiation among Iberian populations of the Alpine newt, Triturus alpestris. Amphibia-Reptilia, 12: 409-421. Balseiro, A., Dalton, K.P., del Cerro, A., Marquez, I. & Parra, F. 2010. Outbreak of common midwife toad virus in alpine newts (Mesotriton alpestris cyreni) and common midwife toads (Alytes obstetricans) in Northern Spain. A comparative pathological study of an emerging ranavirus. Veterinary Journal, 186: 256–258. doi: 10.1016/j.tvjl.2009.07.038. Brenes, R.M. 2013. Mechanisms Contributing to the Emergence of Ranavirus in Ectothermic Vertebrate Communities. Tesis Doct. The University of Tennessee. Knoxville.

Brenes, R.M., Gray, M.J., Waltzek, T., Wilkes, R. & Miller, D.L. 2014. Transmission of Ranavirus between Ectothermic Vertebrate Hosts. Plos One, 9: 1-6. Darriba, D., Taboada, G.L., Doallo, R. & Posada, D. 2012. j Model Test 2: more models, new heuristics and parallel computing. Nature Methods, 9: 772. Denoël, M. 2005. Persistance et dispersion d’une population introduite de triton alpestre (Triturus alpestris) dans les causses du Larzac (sud de la France). Revue d’Écologie (Terre Vie), 60. 139-148. Denoël, M., Duguet, R., Dzukic, G., Kalezic, M., & Mazzotti, S. 2001. Biogeography and ecology of paedomorphosis in Triturus alpestris (Amphibia, Caudata). Journal of Biogeography, 28: 1271-1280. Fontelles, F., Guixé, D., Martínez-Silvestre, A., Soler, J., & Villero, D. 2011. Hallada población introducida de Om-

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Primeras observaciones de Blanus cinereus en la provincia de Palencia, norte de España Ángel Hernández1,2 1 Departamento de Ciencias Agroforestales, Escuela Técnica Superior de Ingenierías Agrarias. Universidad de Valladolid, Campus de Palencia. Avenida de Madrid, 44. 34004 Palencia. C.e.: ahernan@agro.uva.es 2 Instituto Universitario de Gestión Forestal Sostenible. Universidad de Valladolid-INIA. Fecha de aceptación: 24 de noviembre de 2014. Key words: Blanus cinereus, distribution, Spain, habitat.

Blanus cinereus es un endemismo ibérico de origen zoogeográfico africano cuyo límite norte de distribución no es bien conocido, en parte debido a sus hábitos subterráneos (Gil, 1997; Salvador, 1998; Barbadillo et al., 1999; López, 2009; Salvador & Pleguezuelos, 2013). No se ha encontrado bibliografía sobre este anfisbénido que informe de su presencia en la provincia de Palencia, y tampoco lo hacen los atlas herpetológicos más actualizados y

detallados por cuadrículas (López, 2002; SIARE, 2014). En la presente nota, se describen y documentan por primera vez observaciones de B. cinereus en esta provincia, que contribuyen a definir con mayor precisión el límite septentrional de su distribución en España. Tales observaciones se obtuvieron en el Monte el Viejo, declarado Zona Natural de Esparcimiento formando parte de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Castilla y

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Figura 1: Mapa de la provincia de Palencia dividida en cuadrículas UTM de 10 x 10 km, mostrando en negro la localización de la cuadrícula 30TUM74, donde se han obtenido las primeras observaciones de B. cinereus en esta provincia.

León. Este monte se ubica aproximadamente a 6 km al suroeste de la ciudad de Palencia, ocupa unos 15 km2 repartidos entre las cuadrículas UTM 30TUM64 y 30TUM74, y en su parte alta alcanza una altitud media de 860 msnm. Pertenece al piso bioclimático supramediterráneo, y linda con la isoterma anual de 12 ºC y la isoyeta de 450 mm anuales. Se trata de un bosque mixto de Quercus ilex y Quercus faginea que en muchos lugares presenta árboles de gran porte. Durante la primavera, verano y otoño de 2014, coincidiendo con visitas ocasionales no sistemáticas al Monte el Viejo, se dedicó cierto tiempo no cuantificado a buscar ejemplares de

B. cinereus. El esfuerzo de búsqueda puede considerarse bajo. La mayoría de las visitas se efectuaron por la tarde. Este monte parecía propicio para la presencia del anfisbénido por ser en general un bosque mediterráneo aclarado con suelo blando. Para encontrar la especie, se levantaron piedras y ramas caídas en sitios aparentemente adecuados. Debajo de piedras, B. cinereus consigue una buena termorregulación y encuentra invertebrados para alimentarse (López et al., 1991, 1998). Las piedras y ramas eran inmediatamente colocadas tal como estaban antes de ser levantadas. Los registros de B. cinereus tuvieron lugar en la cuadrícula 30TUM74 (Figura 1), a aproximadamente 840 msnm en terreno casi llano en bosque abierto con vegetación baja de tipo arbustivo o herbáceo como Coronilla minima, Lithodora fruticosa, Salvia lavandulifolia y Stipa iberica (Figura 2). Además, una parte de la superficie estaba cubierta de musgos, líquenes, hojarasca y ramas caídas, tierra desnuda y piedras calizas aisladas de tamaños diferentes. En algunos lugares, el suelo estaba removido por Sus scrofa, produciendo allí el desenterramiento de muchas piedras. Las margas y calizas que forman el sustrato están transformadas, por descalcificación, en tierra rojiza arcillosa rica en materia orgánica y Foto Ángel Hernández

Figura 2: Hábitat donde se observó a B. cinereus. La piedra que destaca en primer término, en el centro con forma triangular, refugiaba al ejemplar joven que pudo ser fotografiado (véase Figura 3).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto Ángel Hernández

Figura 3: Joven de B. cinereus encontrado debajo de una piedra el 24 de septiembre de 2104 en el Monte el Viejo, Palencia.

bastante suelta, que drena bien en comparación con otros suelos arcillosos. El 5 de junio, a las 16:05 h (hora solar), se observó un ejemplar de B. cinereus debajo de una piedra. La piedra medía aproximadamente 33 cm de longitud, 17 cm de anchura, y 14 cm de altura (valores máximos). Ese día fue soleado, con temperatura mínima de 7 ºC y máxima de 26 ºC. Aunque no fue capturado, ya que huyó rápidamente por una galería bajo tierra, se trataba de un ejemplar adulto. El 24 de septiembre, a las 16:20 h (hora solar), se observó otro ejemplar, a unos 120 m de la observación anterior, debajo de una piedra. La piedra medía aproximadamente 22 cm de longitud, 15 cm de anchura, y 16 cm de altura (valores máximos). Ese día fue soleado, con temperatura mínima de 11 ºC y máxima de 20 ºC. Se trataba de un ejemplar de 8,2 cm de longitud total, valor dentro del rango de tamaños

de animales recién eclosionados (Salvador & Pleguezuelos, 2013). Al levantar la piedra, el individuo estaba parcialmente introducido en una de las oquedades que la misma piedra tenía en su parte inferior. Tras ser medido y fotografiado (Figura 3), se devolvió al mismo lugar de captura. Se confirma así la presencia de B. cinereus en todas las provincias de Castilla y León, aunque probablemente en el norte de la comunidad autónoma sólo ocupe ambientes mediterráneos favorables. Las circunstancias de las observaciones en cuanto a fecha, hora del día, hábitat y microhábitat están en concordancia con lo expuesto por diversos autores (López et al., 1991, 1998; Martín et al., 1991; Gil et al., 1993; Salvador, 1998; López, 2002, 2009; Salvador & Pleguezuelos, 2013).

No se apreciaron amenazas potenciales para B. cinereus en este paraje, excepto las frecuentes hozaduras realizadas por S. scrofa en busca de alimento que, aunque no son muy profundas, sí afectan al estrato donde vive el anfisbénido, ya que sus galerías no suelen estar a más de 10 cm bajo tierra (Salvador, 1998; López, 2009; Salvador & Pleguezuelos, 2013). En las visitas a la cuadrícula 30TUM64, justo al oeste de la 30TUM74, no se encontró a B. cinereus, tal vez debido al bajo esfuerzo general de muestreo o a diferencias en microhábitat, ya que el hábitat es parecido. AGRADECIMIENTOS: A P. Zaldívar por la identificación de algunas plantas mencionadas en esta nota, a J. Muñoz por la elaboración del mapa, y a un revisor anónimo por sus útiles comentarios.

Referencias Barbadillo, L.J., Lacomba, J.I., Pérez-Mellado, V., Sancho, V. & López-Jurado, L.F. 1999. Anfibios y reptiles de la península Ibérica, Baleares y Canarias. GeoPlaneta. Barcelona. Gil, M.J. 1997. Blanus cinereus. 184-186. In: Pleguezuelos, J.M. (ed.), Distribución y biogeografía de los anfibios y reptiles en España y Portugal. Universidad de Granada-Asociación Herpetológica Española. Granada. Gil, M.J., Guerrero, F. & Pérez-Mellado, V. 1993. Observations

on morphometrics and ecology in Blanus cinereus (Reptilia: Amphisbaenia). Journal of Herpetology, 27: 205-209. López, P. 2002. Blanus cinereus. 154-156. 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. López, P. 2009. Culebrilla ciega-Blanus cinereus. In: Salvador, A. & Marco, A. (eds.), Enciclopedia virtual de los vertebrados españo-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

les. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. <http:// www.vertebradosibericos.org/> [Consulta: 16 octubre 2014]. López, P., Martín, J. & Salvador, A. 1991. Diet selection by the amphisbaenian Blanus cinereus. Herpetologica, 47: 210-218. López, P., Salvador, A. & Martín, J. 1998. Soil temperature, rock selection and the termal ecology of the amphisbaenian reptile Blanus cinereus. Canadian Journal of Zoology, 76: 673-679. Martín, J., López, P. & Salvador, A. 1991. Microhabitat selection of the amphisbaenian Blanus cinereus. Copeia, 4: 1142-1146.

Salvador, A. 1998. Blanus cinereus (Vandelli, 1797). 333-339. In: Salvador, A. (coord.), Reptiles. Ramos, M.A. et al. (eds.), Fauna ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales-CSIC. Madrid. Salvador, A. & Pleguezuelos, J.M. 2013. Guía de reptiles de España. Identificación, historia natural y distribución. Canseco. Talavera de la Reina. SIARE (Servidor de Información de Anfibios y Reptiles de España). Asociación Herpetológica Española. <http://siare. herpetologica.es/bdh> [Consulta: 15 octubre 2014].

Evolución de la distribución y estimas de abundancia para Emys orbicularis y Mauremys leprosa en la Sierra Norte de Sevilla Eduardo J. Rodríguez-Rodríguez1, Wouter De Vries2, Isabel Escrivà-Colomar3, Francisco Trujillo4 & Adolfo Marco5 1

AMBOR. Cl. Toledo, 1. 3º A. 41010 Sevilla. C.e.: edurodrodbio@gmail.com AMBOR. Ctra. Constantina-El Pedroso, Km 1. 41450 Constantina. Sevilla. 3 Departamento de Didáctica de las Ciencias Experimentales. Facultad de Ciencias de la Educación. US. Cl. Pirotecnia, s/n. 41013 Sevilla. 4 AMBOR. Cl. Puebla de Sanabria, 10. 21007 Huelva. 5 Estación Biológica de Doñana, CSIC. Cl. Américo Vespucio, s/n. 41092 Sevilla. 2

Fecha de aceptación: 5 de diciembre de 2014. Key words: pond turtle, threatened, decrease, habitat degradation.

En la Península Ibérica se hallan dos especies de galápagos autóctonos, Mauremys leprosa y Emys orbicularis, esta última catalogada como especie Vulnerable en España (Keller & Andreu, 2002) y Andalucía (Pérez-Quintero & González de la Vega, 2001). También están presentes especies exóticas como Trachemys scripta, introducida por la liberación de ejemplares comercializados como mascota desde la década de 1990 (Barquero, 2001). Históricamente los galápagos han sido capturados para consumo (práctica que actualmente se puede considerar marginal) y, sobretodo, para tenencia como mascota (Ayres et al., 2013). Aún así, la verdadera amenaza para los galápagos autóctonos en la actualidad es la alteración de su hábitat, tanto por actividades humanas como por cambios globales (Sancho, 1998; Cordero & Ayres, 2004).

Los quelonios continentales de agua dulce dependen en gran medida de la calidad de sus hábitats acuáticos. Estos han sufrido alteraciones muy importantes y generalizadas en los últimos años como consecuencia de la intensificación agrícola y/o ganadera, la construcción de infraestructuras y otras actividades humanas (Steen et al., 2004). Además, de forma específica en climas mediterráneos, los galápagos también están amenazados por el cambio climático, la sobreexplotación de recursos hídricos, la alteración de la calidad del agua (Sancho, 1998; Cordero & Ayres, 2004) y la interacción con especies exóticas (Cadi & Joly, 2004), amenazas que a menudo generan una reducción de individuos que puede provocar extinciones locales y, por lo tanto, reducir su área de distribución. En los últimos años, el Parque Natural Sierra Norte se ha visto afectado por estos

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

factores, hecho que ha supuesto una alteración de los hábitats utilizados por los galápagos. Nuestro objetivo en este estudio es evaluar la distribución actual de las especies autóctonas y compararla con estudios previos anteriores al año 2002 (Da Silva & Blasco, 2002; Keller & Andreu, 2002). Para evaluar la distribución se realizaron transectos en diferentes cauces, lagunas y pantanetas del espacio natural, buscando ejemplares asoleándose durante las horas de sol. El trabajo de campo se realizó entre los años 2012 y 2014, repitiéndose los mismos transectos en los meses de abril y mayo, con un esfuerzo de muestreo de 300 horas en total. También se realizaron entrevistas a la población local para localizar citas datadas a partir de 2012, dando sólo por válidas aquéllas en las que se aportaban fotografías o donde tras visitar la zona volvíamos a detectar presencia. Asimismo, se prospectaron zonas concretas donde E. orbicularis había sido vista antes del año 2000 (J.P. González de la Vega, comunicación personal). La distribución se evaluó por cuadriculas UTM 10 x 10 km, comparándose la presencia o ausencia en estas cuadrículas con respecto a datos disponibles anteriores a 2002 (Da Silva & Blasco, 2002; Keller & Andreu, 2002). Con los datos de los transectos de 2014 se calculó también una abundancia relativa, entendida como el número de individuos observados por kilómetro recorrido. Además, se escogieron dos zonas con diferente tipo de hábitat para realizar una estima de población absoluta mediante captura-recaptura. La primera zona comprendió dos pequeños pantanos (0,005 km2 y 0,01 km2, respectivamente; cuadrícula UTM 10 x 10 TG59; 495 msnm en ambos casos) en la finca pública “La Atalaya” (Cazalla de la Sierra). Estas pantanetas artifi-

ciales que mantienen agua todo el año están conectadas por pequeños arroyos que se secan en verano y en años de escasa precipitación. Se encuentran en una matriz de dehesa de alcornoque (Quercus suber) acompañada de cantueso (Lavandula stoechas) y diferentes especies de jara (Cistus sp.). Las masas de agua presentaban vegetación macrofítica y heliófita, si bien esta última se limitaba a zonas menos accesibles al ganado ovino. La segunda zona consistió en una poza de 0,01 km2 (cuadrícula UTM 10 x 10 QC40; 439 msnm) en la “Rivera de Cala” (El Real de la Jara). Este cauce se encuentra en una matriz de encinar (Quercus ilex) y durante el verano sólo mantiene agua en pozas aisladas. La presencia de vegetación heliófita es elevada, mientras que la de los macrófitos es más reducida debido a las frecuentes crecidas. La captura se realizó mediante nasas de tipo anguilera según lo descrito en trabajos previos de Keller (1997) en Doñana. Los individuos se marcaron usando el código de placas descrito por Pérez et al. (1979). Todo este proceso se realizó bajo au-

Figura 1: Distribución de M. leprosa en cuadrículas UTM (10 x 10 Km) en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla. Se muestran las cuadrículas en las que la especie fue detectada a partir de 2012 y en las que no había sido detectada previamente a 2002 (rojo), cuadrículas en las que la especie estaba presentes tanto en 2002 como en 2012 (amarillo) y cuadrículas donde se detectó la especie antes de 2002 y no en el presente estudio (blanco).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Figura 2: Distribución de E. orbicularis en cuadrículas UTM (10 x 10 Km) en el Parque Natural Sierra Norte de Sevilla. Se muestran las cuadrículas en las que la especie fue detectada a partir de 2012 y en las que no había sido detectada previamente a 2002 (rojo), cuadrículas en las que la especie estaba presentes tanto en 2002 como en 2012 (amarillo) y cuadrículas donde se detectó la especie antes de 2002 y no en el presente estudio (blanco).

torización de la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía. Para calcular la población mínima se usó el método propuesto por Keller (1997). Los resultados por cuadrícula muestran presencia de M. leprosa en 31 de las 37 cuadrículas estudiadas (Figura 1), proporción que coincide con los datos disponibles hasta 2002, con la salvedad de la presencia en una cuadrícula nueva y una desaparición en otra. La proporción de cuadrículas ocupadas en el parque es 83,9 %, aunque cinco cuadrículas donde no se detectó la especie en el pasado no fueron visitadas en este estudio. La abundancia relativa media calculada fue de 18,4 individuos observados por kilómetro recorrido, con un total de ejemplares observados de 768 en 41,7 km. La abundancia mínima de los pantanos de la finca “La Atalaya” fue de 75 y 87 individuos respectivamente, con tasas de captura de 1,83 galápagos por nasa y día. Para la poza de la “Rivera de Cala” la población mínima fue de 310, con una tasa de captura de 6,8 individuos por nasa y día. Para E. orbicularis, las cuadrículas ocupadas fueron cinco (Figura 2), en comparación con las 11 de estudios anteriores. La ocupación observada en este trabajo descendió al 13,5 % de cuadrículas en contraste con el 29,7 % de datos previos. Esto significa que,

en el presente estudio, no se ha detectado la especie en el 54,5 % de las cuadrículas donde antes de 2002 se detectó. La abundancia relativa media calculada fue de 0,62 individuos observados por kilómetro recorrido, con un total de 26 ejemplares observados en 41,7 km. La población mínima en los puntos de muestreo no pudo estimarse debido al bajo número de capturas. La especie exótica T. scripta sólo se detectó en una cuadrícula (QC40), encontrándose ejemplares tanto de T. scripta scripta como de T. scripta elegans. Se procedió a avisar a la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía para la toma de medidas de control. La abundancia relativa media fue de 0,17 ejemplares observados por kilómetro recorrido, con un total de siete observaciones en 41,7 km. La presencia de M. leprosa fue confirmada en casi todas las cuadrículas donde se había citado previamente (Da Silva & Blasco, 2002), mientras que E. orbicularis sólo fue localizado en un escaso número de cuadrículas, mostrando una disminución aparente respecto a datos publicados previamente (Keller & Andreu, 2002). Sin embargo, E. orbicularis se registró en tres nuevas cuadrículas, incorporándose éstas a la versión web de la Base de Datos de la Asociación Herpetológica Española. Aunque la baja densidad observada para esta especie

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puede reducir su detectabilidad, nuestros resultados indican claramente que la especie se encuentra en regresión. Cabe destacar que en lugares donde históricamente eran comunes las citas de esta especie, e.g., en la Rivera de Huéznar y el Arroyo de los Molinos (J.P. González de la Vega, comunicación personal), no se ha podido detectar ningún ejemplar a pesar del elevado esfuerzo de muestreo. Por otro lado, M. leprosa parece mantener su distribución, aunque no tenemos datos previos de abundancia poblacional en el área de estudio. Aún así podemos afirmar que la especie aparece en altas densidades en general a lo largo de toda la zona de estudio, lo cual parece indicar una mayor tolerancia a ciertos impactos. Respecto a T. scripta, el hecho de haber sido hallada en una sola cuadrícula muestra que su presencia no parece ser un factor de amenaza para las especies autóctonas muy extendido. Sin embargo, este parque es una

zona de esparcimiento de la aglomeración urbana de Sevilla, y, por tanto, es un lugar vulnerable a la liberación de especies exóticas y al expolio de ejemplares autóctonos. Aunque, entre las amenazas que afrontan los galápagos ibéricos está la captura como mascota y la mortandad derivada de la pesca deportiva, las causas más graves parecen deberse a degradación y destrucción de hábitat (Cordero & Ayres, 2004). Por todo ello consideramos necesario tomar medidas de concienciación y educación para evitar que en un futuro la situación se agrave. Los resultados de este trabajo ponen de manifiesto la importancia de establecer un programa de seguimiento a largo plazo de M. leprosa y de E. orbicularis, especialmente de esta última, que permita conocer mejor el grado de regresión y las causas del mismo para establecer medidas correctoras y/o de recuperación en el Parque Natural Sierra de Sevilla.

Referencias Ayres, C., Alvarez, A., Ayllon, E., Bertolero, A., Buenetxea, X., Cordero-Rivera, A., Cuco-Masip, A., Duarte, J., Farfan, M.A., Fernandez, M., Franch, M., Fortuño, L., Guerrero, J., Hernandez-Sastre, P.L., Lacomba, I., Lorente, L., Miguelez-Carbajo, D., Pinya, S., Rada, V., Romero, D., Sanchez, J., Sancho, V.& Valdeon, A. 2013. Conservation projects for Emys orbicularis in Spain. Herpetology Notes, 6: 157-164. Barquero, J.A. 2001. El Control del Comercio y las Especies Potencialmente Invasoras: Situación Actual de la Tortuga de Florida (Trachemys scrita elegans) en España. Memoria de Máster. Universidad Internacional de Andalucía. Baeza. Cadi, A. & Joly, P. 2004. Impact of the introduction of the slider turtle (Trachemys scripta elegans) on survival rates of european pond turtle (Emys orbicularis). Biodiversity and conservation, 13: 2511-2518. Cordero, A. & Ayres, C. 2004. A management plan for the European pond turtle (Emys orbicularis) populations of the river Louro basin (NW Spain). Biologia, 59: 161-171. Da Silva, E. & Blasco, M. 2002. Mauremys leprosa (Schweiger, 1812). 143-146. 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 (Segunda Impresión). Madrid. Keller, C. 1997. Ecología de poblaciones de Mauremys leprosa y

Emys orbicularis en el Parque Nacional de Doñana. Tesis doctoral. Universidad de Sevilla. Sevilla. Keller, C. & Andreu, A.C. 2002. Emys orbicularis (Linnaeus, 1758). Galápago europeo. 137-142. 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. Pérez, M., Collado, E. & Ramo, C. 1979. Crecimiento de Mauremys caspica leprosa (Schweiger, 1812) (Reptilia, Testudines) en la Reserva Biológica de Doñana. Doñana, Acta Vertebrata, 6: 161. Pérez-Quintero, J.C. & González de la Vega, J.P. 2001. Galápago Europeo. Emys orbicuaris (Linnaeus, 1758). 59-60. In: Franco, A. & Rodríguez, M. (coords.), Libro rojo de los vertebrados amenazados de Andalucía. Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía. Sevilla. Sancho, V. 1998. Plan de Conservación del galápago europeo (Emys orbicularis) en la Comunidad Valenciana. Tragsa. Conselleria de MediAmbient de la Generalitat Valenciana. Informe inédito. Steen D. & Gibbs J. 2004. Effects of Roads on the structure of freshwater turtle populations. Conservation Biology, 18: 1143-1148.

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On the syntopy of Saurodactylus brosseti and Saurodactylus fasciatus, a new record Alberto Sanchez-Vialas1,2, Alex Torres1, Daniel Bustillos3, David Herrero4, Karim Ben-Said5 & Rafa Monico3 1

Asociación Bio+. Av de América, 64. 7ºB. 28028 Madrid. C.e.: alberto.alytes@gmail.com Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). Cl. Jose Gutierrez Abascal, 2. 28006 Madrid. 3 Facultad de Ciencias Biológicas. Universidad Complutense de Madrid. Cl. José Antonio Novais, 12. 28040 Madrid. 4 Cl. Embajadores, 161. 3-C. 28045 Madrid. 5 Universidad de las Islas Baleares. Cra. de Valldemossa. 07800 Palma de Mallorca. 2

Fecha de aceptación: 12 de enero de 2015. Key words: Saurodactylus, semi-arid, syntopy, endemic, distribution, Morocco.

RESUMEN: La presente nota proporciona el segundo registro sobre sintopía entre Saurodactylus fasciatus y Saurodactylus brosseti. Ambas especies fueron encontradas separadas por escasos metros en las inmediaciones de Oulad Ayad, provincia de Beni Mellal (Marruecos).

The genus Saurodactylus contains three small gecko species endemic to the Magreb: Saurodactylus mauritanicus (Duméril & Bibron, 1836), Saurodactylus brosseti (Bons & Pasteur, 1957) and Saurodactylus fasciatus (Werner, 1931). The taxonomic status of each species is well supported. However the relationships within the genus and between Saurodactylus (S. fasciatus especially) and the other sphaerodactyl geckoes remains unclear (Gamble et al., 2008; Rato & HaFoto Alberto Sanchez Vialas

It is not unusual that species of the same genus co-occur in the same habitat (Rivas, 1964). Among sauropsids, there are numerous examples of intra-genus syntopy, showing ecological segregation depending on several factors such as prey preferences (Robles & Halloy, 2008) or microhabitat selection (Faria & Araujo, 2004; Martínez-Freiría, 2009; Galán et al., 2013). Syntopy among species of the same genus in Morocco has been recorded for species within the genera Mesalina, Acanthodactylus, Natrix, among others, which shows different microhabitat use or different ecological requirements (Bons & Geniez, 1996). To understand patterns of clades’ distribution it is required an understanding of speciation modes (Martínez-Freiría, 2009). Geological barriers like the uplift of the Atlas and Rif mountains in Morocco drives populations toward vicariant process in many species (Brown et al., 2002; Fritz et al., 2006; Sanchez & Escoriza, 2014). Nevertheless within Saurodactylus, little is known about the processes that have promoted the species formation. Rato & Harris (2008) suggest that speciation among Saurodactylus predates these geological barriers.

Figure 1: S. fasciatus in the syntopic area. Figura 1: S. fasciatus en la zona de sintopía.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) rris, 2008; Pyron et al., 2013). According to Rato &

Harris (2008) and Pyron et al. (2013), the genus Saurodactylus is paraphyletic, with S. fasciatus more closely related to the genus Teratoscincus. Nevertheless, the monophyly of the genus Saurodactylus is obtained by Gamble et al. (2011). S. mauritanicus is the only member of the genus that can be found out of Morocco and Western Sahara, with its distribution encompassing the north east of Morocco to western Algeria. S. brosseti and S. fasciatus are Moroccan endemics (including Western Sahara), the first one with a western range in Morocco, through the Atlantic coastal areas to the western slopes of the Atlas Mountains, and extending to the Draa Valley; it also ranges accross the northern coastal part of the Western Sahara (Bons & Geniez, 1996; Geniez et al., 2004). The distribution of S. fasciatus fits between those of S. brosseti and S. mauritanicus, consisting of a few areas situated north and west of the High and Middle Atlas and south west of the Rif (Bons & Geniez, 1996; Scheilch et al., 1996). S. fasciatus and S. mauritanicus are separated by the Rif, with the distances between the closest localities of both species being about 75 km (Bons & Geniez, 1996). While the only locality known

with syntopy of S. fasciatus and S. brosseti is in Afouer (Bons, 1967), these taxa have been also recorded less than 25 km from each other in the Khénifra region (Mellado & Mateo, 1992; Bons & Geniez, 1996). In this note we provide a new record, 25 km east to Afourer, where S. fasciatus occurs in syntopy with S. brosseti. On the 19th of April 2014 at 20:00 h, both species were found around Oulad Ayad (gps data: 32.18° N / 6.794° W) 100 m from each other. The habitat structure where we found S. fasciatus consists on grassland with many stones, dispersed shrubs and cultivated trees, while S. brosseti was occupying a sloping surface characterized by a highly rocky area with shrubs. The locality is 670 masl with semi-arid stage, where the annual rainfall average is 415 mm and 19 ºC of average annual temperature; the warmest month of the year is August while January is the coldest one, with an average temperature of 27.8 ºC and 11.2 ºC respectively (Climate-data.org, 2014). Generally, S. brosseti inhabits more arid stages than S. fasciatus; Saharan, semi-arid and arid bioclimatic zones are occupied by S. brosseti, whereas S. fasciatus inhabits semi-arid and sub-humid localities (Bons & Geniez, 1996; Fahd

Foto D. Herrero González

& Pleguezuelos, 1996; Harris et al., 2008; Barata et al., 2011).

Thus, semi-arid regions are suitable for the presence of both species. Syntopy between these two species should be investigated in the Khènifra region (Mellado & Mateo, 1992) as well as in the area between Beni Mellal and Bzou. Likewise, in the area that comprises Boulaouane and Had Mzoura, where their distribution patterns overlap in a semi-arid stage, new fieldwork should also be carried out. ACKNOWLEDGEMENTS: We thank to A. Hinckley and D.

Figure 2: S. brosseti in the syntopic area. Figura 2: S. brosseti en la zona de sintopía.

Escoriza for their comments. Our gratitude also extends to the constructive comments of the anonymous referees.

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References Barata, M., Perera, A., Harris, D.J., van der Meijden, A., Carranza, S., Ceacero, F., García-Muñoz, E., Gonçalves, D., Henriques, S., Jorge, F., Marshall, J.C., Pedrajas, L. & Sousa, P. 2011. New observations of amphibians and reptiles in Morocco, with a special emphasis on the eastern region. Herpetological Bulletin, 116: 4-14. Bons, J. 1967. Recherches sur la Biogéographie et la Biologie des Amphibiens et Reptiles du Maroc. PhD thesis. University of Montpellier. Montpellier, France. Bons, J. & Geniez, P. 1996. Anfibios y Reptiles de Marruecos (Incluido Sahara Occidentales). Atlas Biogeográfico. Asociación Herpetológica Española. Barcelona. Brown, R.P., Suárez, N.M. & Pestano, J. 2002. The Atlas mountains as a biogeographical divide in North–West Africa: evidence from mtDNA evolution in the Agamid lizard Agama impalearis. Molecular Phylogenetics and Evolution, 24: 324-332. Climate-data.org. 2014. <http://es.climate-data.org/location/723685/> [Consulta: 14 diciembre 2014]. Fahd, S. & Pleguezuelos, J.M. 1996. Los Reptiles del Rif (norte de Marruecos), I: Quelonios, Saurios. Revista Española de Herpetología, 10: 55-89. Faria, R.G. & Araujo, A.F.B. 2004. Sintopy of two Tropidurus lizard species (Squamata: Tropiduridae) in a rocky Cerrado habitat in Central Brazil. Brazilian Journal of Biology, 64: 775-786. Fritz, U., Barata, M., Busack, S.D., Fritzsch, G. & Castilho, R. 2006. Impact of mountain chains, sea straits and peripheral populations on genetic and taxonomic structure of a freshwater turtle, Mauremys leprosa (Reptilia, Testudines, Geoemydidae). Zoologica Scripta, 35: 97-108. Galán, P., Santín, J.E.N., Graña, R.V. & Pérez, J.F. 2013. Simpatría y sintopía de cinco especies de lacértidos en una zona de los Montes Aquilianos (León). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 24: 27-33. Gamble, T., Bauer, A.M., Greenbaum, E. & Jackman, T.R. 2008. Evidence for Gondwanan vicariance in an ancient clade of gecko lizards. Journal of Biogeography, 35: 88-104. Gamble, T., Bauer, A.M., Colli, G.R., Greenbaum, E., Jackman, T.R., Vitt, L.J. & Simons, A.M. 2011. Coming to

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New records of Chelonia mydas off the Spanish Mediterranean coast Juan A. Pujol1, Federico Wattenberg2 & Francisco J. Wattenberg2 1 2

Torrevieja City Hall. Plaza Constitución, 1. 03180 Torrevieja. Alicante. C.e.: torrevieja.japujol@gmail.com Dive Center “Les Basetes”. Ctra. Calpe-Moraira, km 2. 03720 Benissa. Alicante.

Fecha de aceptación: 28 de enero de 2015. Key words: Spain, green turtle, Mediterranean Sea, Calpe.

RESUMEN: La mayoría de las observaciones de Chelonia mydas en las costas españolas corresponde a ejemplares juveniles procedentes de las distintas zonas de puesta existentes en el Océano Atlántico. En la presente nota se proporciona información sobre dos observaciones (una de ellas fotografiada)

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de C. mydas en aguas de Calpe (Alicante) realizadas en septiembre de 2014. Además, se resumen las citas de C. mydas existentes para las aguas mediterráneas españolas desde mediados del siglo XIX. The green turtle (Chelonia mydas) is a large, long lived, herbivorous reptile that grazes on marine macrophytes in shallow tropical and sub-tropical waters around the world. Indeed, the benthic vegetarian feeding habit of juvenile and adult C. mydas is unique among sea turtles. Other characters that distinguish it from other sea turtles species are its smooth carapace with four pairs of lateral scutes and a single pair of elongated prefrontal scales between the eyes. The common name derives from the green fat underneath the shell, while it is known to have various colour patterns that change over time as the turtle grows. The carapace colour starts as solid black and then turns to shades of grey, green, brown, and black in differing patterns (Pritchard et al., 1983). The species is listed as endangered by the International Union for Conservation of Nature and Natural Resources (IUCN) and is listed in the Appendix I of the Convention on International Trade in Endangered Species of Wild Fauna and Flora (CITES). The green turtle is present in the Mediterranean Sea, where it maintains nesting areas

Figure 1: Location of the site where C. mydas was observed in waters of Calpe (Alicante, Spain) during September 2014. PNOA: Instituto Geográfico Nacional de España. Figura 1: Localización de la zona donde se observó a C. mydas en las aguas de Calpe (Alicante, España) en Septiembre 2014. PNOA: Instituto Geográfico Nacional de España.

in Turkey and Cyprus (Kasparec et al., 2001), and has limited nesting sites in Lebanon, Syria, Israel and Egypt (Kuller, 1999; Rees et al., 2008; Khali et al., 2009). In the Western Mediterranean Basin only few sightings in Italy, France, Spain, Morocco and Tunisia have been reported (Casale & Margaritoulis, 2010; Bentivegna et al., 2011). Almost all C. mydas specimens found along the Spanish Mediterranean coast are juveniles, and recently it has been proposed that they have an Atlantic origin, suggesting the isolation of Mediterranean nesting populations, although further genetic studies are needed to confirm this scenario (Carreras et al., 2014). The oldest documented records date from the XIX century and include a turtle captured by fishermen in the waters of Cabrera Island (Balearic Islands) in June 1850 (Barceló i Combis, 1876), two specimens for sale in a fish market in Palma de Mallorca in the spring of 1865 (Pagenstecher, 1867) and another captured in the vicinity of Columbretes Islands (Valencia) in July 1899 (Boscá, 1916), although this record could have been a misidentified Lepi-

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dochelys kempii specimen rather than a C. mydas individual (Carreras et al., 2014). In the last decade of the XX century, new records were obtained: one specimen in Valencia in 1989 (Raga & Salinas, 1990), another captured alive in a net in Mallorca in 1991 (Pou et al., 1991) and five specimens (three alive and two dead), in the Ebro Delta between 1993 and 2000 (Bertolero, 2003). In recent years, there have been a number of other observations in the Spanish Mediterranean Sea, including stranded dead animals and injured or hypothermic ones, all of which were successfully recovered in different Marine Species Recovery Centers and released. In 2004, a dead specimen was found in the Ebro Delta and in December 2009 another turtle was rescued alive in the same area, with obvious signs of hypothermia and weakness (UICN Co-

mité Español, 2014).

In the summer of 2010, a group of divers found a turtle injured in waters of Calpe (Alicante) (Martín, 2010). Off the coast of Águilas (Murcia) the bodies of an adult and a juvenile C. mydas were found in February 2011 (Agenda Verde, 2011) and in December of the same year, an adult with hypothermia. Finally, on 2 January 2013, another turtle was found in Cuevas de Almanzora (Almería) with a hook in its mouth. After removing the hook it was released without any other pathologies being detected (Europa Press, 2013). On 8 September 2014, a C. mydas specimen was observed in the waters off the northern face of the rock, Peñón de Ifach (Calpe; 38º38’208’’ N / 0º04’753’’ E). The dive took place in an area called “The Arches”, so-called because of the large void structures in the rocks covering the sea floor, a formation caused by pieces of the Peñon

Photos F. & F.J. Wattenberg

Figure 2: C. mydas photographed in “The Arches” (Calpe, Spain) during a dive on 8 September 2014. Figura 2: C. mydas fotografiada en “Los Arcos” (Calpe, España) durante una inmersión el 8 de Setiembre de 2014.

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falling into the sea. These rocks have a rich cover of different kinds of algae. Nearby, on the sandy seabed, the characteristic Mediterranean seagrass Posidonia oceania grows. The specimen was observed at 7 m depth, swimming quietly over the rocky bottom. Its estimated size was over 1 m and it had a very noticeable green coloration, which, together with its powerful swimming, indicated a healthy state. Three divers (a student and two diving instructors from the Les Basetes Diving Center) were able to follow the turtle for several minutes and take several photographs before it disapeared swimming towards the sandy bottom. On 19 September 2014, a C. mydas specimen was seen resting between two rocks, this time on the southern side of the Peñón, near an area known

as “Flat Rock” (38º42’569’’ N / 0º10’050’’ E). In the presence of four divers, it started moving away slowly, followed by the divers until they lost visual contact with it. There are no photographs from the second observation or evidence that it was the same turtle, although the divers are certain it was a C. mydas individual. The presence of C. mydas in the Mediterranean Sea has been recorded since the second half of the XIX century, although sightings are unusual and mostly related to by-catch or strandings. Of the two observations described above (two different specimen or the same on two different dates), the former is the first graphically documented encounter with C. mydas in the underwater environment near the Spanish Mediterranean coast.

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Revisión de la distribución y abundancia de la herpetofauna de los Arribes del Duero salmantinos Sergio de Fuentes & Miguel Lizana Departamento de Biología Animal. Universidad de Salamanca, 37007 Salamanca. C.e.: defuentes.roman.sergio@gmail.com Fecha de aceptación: 11 de abril de 2015. Key words: distribution, conservation, amphibians, reptiles, Arribes, Salamanca.

El primer estudio que describió la distribución de la herpetofauna en Salamanca se debe a Pérez-Mellado (1983). Posteriores estudios han dado más detalles tanto para la herpetofauna en general (Lizana, 2002; Sillero et al., 2005; Velasco et al., 2005) como para los galápagos en particular (Alarcos et al., 2009, 2013). Entre los enclaves más importantes y protegidos en Salamanca, destaca el Parque Natural Arribes del Duero. Para este enclave protegido, el primer estudio específico de la herpetofauna en los Arribes salmantinos y zamoranos se debe a De Luis et al. (2008). En un contexto general de declive de los anfibios y reptiles (Houlahan et al., 2000), el objetivo de nuestro estudio es actualizar la distribución de la herpetofauna en los Arribes salmantinos y conocer con detalle cuál ha sido la evolución de las especies presentes y sus poblaciones en los últimos 20-30 años. Para ello se han unificado todos los datos conocidos de la zona de estudio, para así ofrecer información actualizada acerca de la distribución de las poblaciones de anfibios y reptiles en los Arribes del Duero salmantinos. Los datos ya publicados se han complementado con este nuevo trabajo de campo utilizando métodos de muestreo acústicos y visuales, así como itinerarios o recorridos visuales. Finalmente se ha realizado una evaluación del estado de conservación de las especies de acuerdo con las categorías de la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (IUCN, 2012). Para ver Anexos ir a <http://www.herpetologica.es/publicaciones/>

El trabajo de campo se ha realizado en la zona salmantina del Parque Natural de Arribes del Duero (Figura 1). En este sector, y separado del sector zamorano por el río Tormes que ejerce de frontera natural, los Arribes del Duero comprenden aproximadamente 689 km2 protegidos (de los 1.061,05 km2 totales protegidos), repartidos entre 24 municipios. Fitogeográficamente la zona se incluye en la provincia Carpetano-Ibérico-Leonesa de la región Mediterránea (Rivas-Martínez, 1987), apareciendo fundamentalmente dos pisos bioclimáticos: Supramediterráneo (por encima de 600 msnm) y Mesomediterráneo (por debajo de 600 msnm), aunque en las zonas más bajas (120 msnm) también aparece el piso Termomediterráneo. La comarca de Arribes salmantina compren-

Figura 1: Provincia de Salamanca y situación del Parque Natural de Arribes del Duero y su zona periférica de protección.

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de dos tipos de sectores fluviales (Vicente et al., 2000): ríos de tamaño medio, donde se alternan tramos de aguas rápidas y remansos (e.g., son los tramos finales de los ríos Águeda y Tormes), y ríos y arroyos de pequeño tamaño y marcado carácter temporal (e.g., ríos Huebra y Uces). Para conocer y actualizar la distribución de las especies en la zona de estudio se ha realizado trabajo de campo entre los años 2012 y 2013, y se ha complementado con consultas bibliográficas (e.g., “Atlas y Libro Rojo de Anfibios y Reptiles de España”; Pleguezuelos et al., 2002) y de la bases de datos de la Asociación Herpetológica Española (S.I.A.R.E., 2012). El área de estudio abarca 20 cuadrículas UTM de 10 × 10 km, de las cuales 15 fueron estudiadas con diferentes muestreos, desde el 15 de enero de 2012 hasta el 26 de junio del mismo año (Tabla 1). Para los anfibios se visitaron masas de agua previamente seleccionadas mediante fotografía aérea de Google Earth. Los muestreos se realizaron mediante mangas de muestreo y vadeadores. También se buscaron anfibios en los hábitats circundantes a los puntos de agua (Heyer et al., 1994). Las cuadrículas fueron escogidas según la escasez de datos evidenciada por el “Atlas y Libro Rojo de Anfibios y Reptiles de España”. También se realizaron dos transectos nocturnos caminando de 500 m para la observación de especies de actividad nocturna. Para los reptiles se utilizó básicamente la observación directa, y la realización de 60 transectos a pie, de entre 1:00 h y 1:30 h de duración (500-1.500 m de longitud) con el fin de calcular densidades poblacionales de cada especie presente con el programa Distance 6.0. (Thomas et al., 2010) en diferentes cuadrículas del área de estudio y tratar de estudiar a largo plazo sus poblaciones.

Se han confeccionado mapas de distribución de las diferentes especies, así como mapas de riqueza, utilizando la proyección UTM ETRS89 con retícula de 10 × 10 km. La base para su confección se obtuvo a partir de la cartografía base de ESRI del programa ArcGis 10.0 a escala 1:200.000, 1:400.000, y 1:500.000. La base de datos de la AHE comprendía 697 citas georreferenciadas en cuadrículas UTM 10 x 10 km correspondientes a 32 especies, 12 anfibios y 20 reptiles (S.I.A.R.E., 2012). Nuestro estudio ha permitido la localización de 465 ejemplares de 24 especies de las cuales 10 corresponden a anfibios (83.3% de las especies; 310 ejemplares) y 14 a reptiles (70% de las especies; 155 ejemplares). Para nueve cuadrículas UTM de 10 × 10 km que comprenden la zona de estudio se aportan nuevos datos de especies (Tabla 1). En relación a los tres pisos bioclimáticos prospectados, en el piso Mesomediterráneo se han encontrado 22 especies, en el Supramediterráneo 20 especies y en el Termomediterráneo solamente Natrix maura. Las especies anfibios más observadas por número de individuos fueron Pelophylax perezi, Hyla arborea y Salamandra salamandra, mientras que las más observadas por número de cuadrículas fueron P. perezi y Alytes cisternasii (Tabla 1; Anexo 1). El análisis de riqueza para anfibios en este trabajo (Figura 2) muestra una distribución general concentrada en el sureste de Arribes (cinco - nueve especies por cuadrícula) y menos concentrada en el centro y norte del Parque (una o dos especies por cuadrícula). La riqueza de especies por cuadrícula desde 1970 a 2011 aparentemente ha disminuido: en el primer período la mayor parte de cuadrículas presentaba una riqueza de cinco especies por cuadrícula, mientras que en el presente trabajo se ha observado un valor me-

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Especie Pleurodeles waltl Salamandra salamandra Triturus marmoratus Lissotriton boscai Alytes cisternasii Alytes obstetricans Discoglosus galganoi Pelobates cultripes Bufo calamita Bufo spinosus Hyla arborea Pelophylax perezi TOTAL ANFIBIOS Emys orbicularis Mauremys leprosa Trachemys scripta Tarentola mauritanica Chalcides bedriagai Chalcides striatus Acanthodactylus erythrurus Podarcis g. lusitanicus Psammodromus algirus Psammodromus hispanicus Timon lepidus Blanus cinereus Hemorrhois hippocrepis Rhinechis scalaris Coronella girondica Macroprotodon brevis Natrix maura Natrix natrix Malpolon monspessulanus Vipera latastei TOTAL REPTILES

Nº Citas Nuevas 4 40 1 4 1 24 3 2 0 0 1 5 8 1 54 1 167 2 310 1 1 0 6 5 0 10 24 66 0 20 8 3 2 0 0 4 1 4 0 155

1 2 1 3 1 1 1 1 1 -

Piso

29TQF27 29TQF17 29TQF07 29TQF26 29TQF16 29TQF06 29TPF96 29TQF05 29TPF95 29TPF85 29TPF94 29TPF84 29TPF74 29TPF93 29TPF83 29TPF73 29TPF92 29TPF82 29TPF91 29TPF81

Tabla 1: Especies de anfibios y reptiles, presencia/ausencia en las distintas cuadrículas UTM 10 × 10 km correspondientes al área de estudio (color gris: presencia; color negro: nueva presencia) y los diferentes pisos bioclimáticos (Supra: Supramediterráneo; Meso: Mesomediterráneo; Termo: Termomediterráneo).

Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso Meso-Supra Meso Meso-Supra Meso Meso-Supra Meso-Supra

Supra Meso Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Termo-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso-Supra Meso Meso-Supra Meso Meso-Supra Meso-Supra

dio de tres especies por cuadrícula. El hecho de no haberse confirmado o citado una especie determinada en alguna de las cuadrículas no debe hacernos creer en su ausencia, sino que debe de ser atribuido a la limitación del

muestreo en determinadas áreas del parque (e.g., las cuadrículas PF82, PF 81, PF 92 y PF91, todas ellas en la zona sur del parque). Las especies de reptiles más observadas por número de individuos fueron Psammodromus

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Figura 2: Mapa de riqueza de anfibios. Izquierda: riqueza de anfibios citados en 2012; Derecha: riqueza de anfibios citados desde 1970 hasta 2011.

algirus, Podarcis guadarramae lusitanicus y Timon lepidus, mientras que las especies más observadas por número de cuadrículas fueron P. algirus y Chalcides bedriagai (Tabla 1; Anexo 1). En cuanto a la riqueza de reptiles en este trabajo (Figura 3), la distribución global se concentra también en el sureste de Arribes (siete - ocho especies por cuadrícula), disminuyendo en número de especies hacia el centro y norte del Parque (una o cuatro especies por cuadrícula). La riqueza de especies por cuadrícula disminuyó desde 1970 hasta 2011: en el primer período la mayor parte de cuadrículas presentaba una riqueza de ocho especies por cuadrícula, mientras que en el presente estudio hemos encontrado un valor medio de cuatro especies por cuadrícula. Como en el caso de los anfibios, la ausencia de una especie en alguna de las cuadrículas no debe hacernos

creer en su ausencia, sino en la limitación de tiempo en determinadas áreas del parque. Todas las cuadrículas que han sido muestreadas presentan algún dato, bibliográfico o del presente trabajo, y un total de ocho especies, dos de anfibios (Discoglosus galganoi, Alytes obstetricans) y seis de reptiles (Trachemys scripta, Chalcides striatus, Psammodromus hispanicus, Coronella girondica, Macroprotodon brevis y Vipera latastei), no han sido encontradas, a pesar de haber sido citadas en el área de estudio según los datos bibliográficos conocidos. Su ausencia puede ser debida a la limitación del muestreo en determinadas áreas del parque (Tabla 1), a una baja detectabilidad o a un declive real. Este hecho será constatado en futuros estudios. En los transectos lineales dirigidos a calcular densidades de población se observaron un total

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Figura 3: Mapa de riqueza de reptiles; Izquierda: riqueza de reptiles citados en 2012; Derecha: riqueza de reptiles citados desde 1970 hasta 2011.

de 10 especies y 88 individuos. Las especies más comunes observadas fueron P. algirus y P. guadarramae lusitanicus (Tabla 2). La distancia perpendicular más grande a la que se realizó una observación fue de 3,5 m para Acanthodactylus erythrurus, P. guadarramae lusitanicus y P. algirus, y la mínima fue de 0,65 m para Blanus cinereus. Utilizando el programa Distance 6.0, la probabilidad de detección en la mayoría de los transectos fue de 100 %, excepto en el transecto cinco para P. algirus, que fue del 88 % (Tabla 2). La densidad de individuos por transecto varió mucho entre especies, siendo la más baja de 571,5 individuos/km2 en el caso de A. erythrurus, y la más alta de 4.000,4 individuos/km2 en el de P. algirus. En el Parque Natural de Arribes del Duero se encuentran presentes 12 especies de anfibios y 20 de reptiles, lo que supone un 41,3 % de

las especies de anfibios presentes en España y un 32,7 % de las de reptiles (Pleguezuelos et al., 2002). Comparado con otros espacios protegidos, los Arribes Salmantinos presentan una de las mayores riquezas de especies de anfibios: por ejemplo, entre los parques nacionales hay tres especies en las Islas Atlánticas, nueve en Picos de Europa, 12 en Doñana y 14 en Monfragüe (Fernández-Ortín, 2013) y entre los parques naturales hay, por ejemplo, 15 especies entre todos los parques naturales de la Comunidad Autónoma del País Vasco (Crespo & Tamayo, 2007). Según Gonzalo Alarcos et al. (2003), la creación o restauración de charcas con el fin de aumentar el número y calidad de los medios acuáticos en el marco del progama “Life” Arribes del Duero para la conservación de la cigüeña negra en 1999 ha ayudado a que todas las especies de anfibios mencionadas en

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Tabla 2: Resultados obtenidos mediante el uso Distance 6.0 para el cálculo de la densidad poblacional de cada especie en todos los transectos lineales. AIC: Valor del criterio de información de Akaike; P: Probabilidad de detección; D (N/ha): Densidad de individuos por hectárea. La ausencia de datos se debe a que solamente se observó un animal de esa especie. Transectos 1: en Almendra; 2: en Trabanca; 3: en Masueco; 4: en Aldeadávila de la Ribera; 5: en Cerezal de Peñahorcada; 6: en Bermellar. Especie Bufo calamita Chalcides bedriagai Blanus cinereus Acanthodactylus erythrurus

Transectos sin individuos 1,2,3,4 y 6 1,2,3,4 y 5 1,2,4 y 6 1,2,3 y 4

Podarcis g. lusitanicus

1, y 4

Psammodromus algirus

Timon lepidus

5y6

Hemorrhois hippocrepis Malpolon monspessulanus

1,2,3 ,5 y 6 1,3 y 4

Rhinechis scalaris

1,2,3,4 y 5

Transectos con individuos 5 6 3 5 5 6 2 3 5 6 1 2 3 4 5 1 2 3 4 4 2 5 6 6

este trabajo hayan colonizado rápidamente dichos medios acuáticos. En cuanto a los reptiles, la riqueza de especies también puede considerarse alta. Por ejemplo, los parques naturales de la Comunidad Autónoma del País Vasco albergan 19 especies (Crespo & Tamayo, 2007) y en parques nacionales, como en el de las Islas Atlánticas, se encuentran nueve especies de reptiles (Bouzas et al., 2005). El territorio estudiado debe ser considerado un área importante para la herpetofauna española, por su riqueza y diversidad de es-

N` obs. 2 1 2 1 2 6 4 5 3 8 10 4 4 12 8 1 2 5 2 2 1 1 1 1

Ancho max. (m) 0,75 0,65 2 3,5 2 2,5 3 3,5 3,5 1,5 2,5 3 2,21 2 3 1,5 1 -

AIC 0,85 0,28 4,77 17,03 7,55 11,16 8,59 22,04 27,06 5,24 9,33 28,37 16,56 4,77 12,99 3,62 2 -

P (IC 95%) 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0,88 1 1 1 1 -

D (N/ha) 13,335 15,387 5,001 5,715 20,003 10,001 5,001 7,62 14,287 26,67 16,002 40,004 18,103 10,001 8,334 4,445 6,667 -

pecies, y el número de endemismos ibéricos presentes. En términos generales, se pueden diferenciar cinco categorías para las especies presentes en el área de estudio según su distribución biogeográfica: ibero-magrebíes, franco-ibéricas, mediterráneo-occidentales, europeo-occidentales y endemismos ibéricos (Sillero et. al., 2009). De las 32 especies, los Arribes de Salamanca cuenta con 10 endemismos (cinco endemismos ibéricos, cuatro endemismos franco-ibéricos y un endemismo ibero-magrebí), siete anfibios y tres reptiles (Anexo 2).

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Además, los Arribes albergan dos especies de galápagos con categoría de Vulnerable según los criterios establecidos por la IUCN (UICN, 2012), Emys orbicularis y Mauremys leprosa y (Anexo 2). Los dos galápagos amenazados presentan núcleos poblacionales importantes, fundamentalmente en el oeste de la provincia de Salamanca (Arribes del Duero) y en el sur de dicha provincia (Alarcos et al., 2013). Hay autores como Keller & Andreu (2002) que consideran las poblaciones de galápago europeo de Salamanca y Zamora como EN (en peligro) pero las poblaciones en dichas zonas no presentan un aislamiento acusado, por lo que no cabe aplicar la categoría EN. Las Arribes del Duero se convierten por tanto en una de las zonas de la Península Ibérica más importantes para estos galápagos que actualmente presentan un fuerte declive en sus poblaciones, sobre todo para las de E. orbicularis. Por otra parte V. latastei está considerado el ofidio más amenazado de la Península Ibérica (Plequezuelos & Santos, 2002), incluido en la categoría Vulnerable de la Lista Roja de las especies amenazadas de la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN). Entre las especies exóticas de galápagos, destaca la presencia de T. scripta en el embalse de La Almendra, en el límite entre Salamanca y Zamora. Según Alarcos et al. (2009) existe una población reducida, de varios individuos, de T. scripta en la cuenca del río Tormes a su paso por Salamanca (TL7438). Entre los procesos que amenazan a la fauna de los Arribes destacan: (1) la agricultura extensiva y la consecuente fragmentación de hábitats, afectando a herpetos como A. erythrurus y P. guadarramae lusitanicus; (2) alteración de los puntos de agua y abandono de los usos tradicionales de agua causando disminución en las poblaciones de Pleurodeles waltl, Pelobates cultripes, Bufo spinosus y Bufo

calamita, P. perezi, M. leprosa y E. orbicularis; (3) introducción de especies alóctonas como Procambarus clarkii y T. scripta que afecta de manera directa a las poblaciones de M. leprosa; y (4) atropellos en carretera fundamentalmente durante las migraciones prenupciales y la dispersión de juveniles, principalmente en anfibios y algunos reptiles como T. lepidus, P. algirus y los ofidios en general. Los datos presentados en este trabajo pretenden servir de base para el estudio a largo plazo de la dinámica poblacional de las poblaciones de anfibios y reptiles del Parque Natural que contribuyan a su conservación. El Parque cuenta con un porcentaje muy elevado de riqueza de especies y de endemismos, tanto de anfibios como de reptiles, con varias especies muy amenazadas, como los galápagos autóctonos, que tienen en la zona las mejores poblaciones y densidades de Castilla y León. Por todo ello sugerimos la continuación de estudios como éste para completar la información corológica y estimar tendencias poblacionales en las poblaciones de anfibios y reptiles en el conjunto del Parque Natural de Arribes del Duero (Zamora-Salamanca).

Agradecimientos: Este estudio se enmarca dentro del proyecto financiado por Iberdrola, en colaboración con la Universidad de Salamanca, y titulado “Estudio de la comunidad de herpetos y mamíferos asociados a los ríos del Parque Natural de Arribes del Duero, regulados y no regulados: Medidas complementarias para su gestión y conservación”. La Asociación Herpetológica Española facilitó el acceso a la base de datos de citas de anfibios y reptiles de la provincia de Salamanca y de la zona de estudio. Gracias a V. Colino, P. García y V. Arévalo, del Departamento de Biología Animal (Zoología) de la Universidad de Salamanca, por la ayuda prestada en este proyecto. Agradecemos a J. de Fuentes, M. García, C. López, C. Medina y J. Ramos su ayuda en los muestreos en campo.

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Conservación

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Descripción y conservación de una población urbana de Discoglossus galganoi Alberto Sánchez1, Alicia Talavera2 & Arlo Hinckley3 1

Paseo Santa María de la cabeza, 66 B. 1º C. 28045 Madrid. C.e.: alberto.alytes@gmail.com Cl. Ribeiro, 23. 29740 Málaga. 3 Cl. Cavanilles, 25. 5º A. 28007 Madrid. 2

Fecha de aceptación: 18 de enero de 2015. Key words: Discoglosuss, urban, conservation, population structure.

Los estanques urbanos rara vez han sido considerados como elementos de conservación, sobre todo cuando son artificiales y se han creado recientemente. Aunque se ha estudiado poco la ecología de estanques urbanos, algunos estudios han puesto de manifiesto su valor como hábitat para los anfibios (García-González & García-Vázquez, 2012). El presente estudio vuelve a constatar la relevancia que pueden llegar a tener los espacios verdes urbanos en la conservación de ciertas especies de anfibios (Parris, 2006; Gledhill et al., 2008; Birx-Raybuck et al., 2010). Por ello presentamos los resultados obtenidos de estimas de tamaño poblacional y razón de sexos de la población urbana de sapillo pintojo ibérico (Discoglossus galganoi) situada en El Parque del Oeste, Moncloa, Madrid (Figura 1). D. galganoi Capula, Nascetti, Lanza, Bullini & Crespo, 1985 es un lisanfibio que aunque suele habitar zonas abiertas y con abundante vegetación herbácea, ocupa una

Figura 1: Parque del Oeste, Madrid.

gran variedad de medios (Martínez-Solano, 2014). Poco exigente en cuanto a la selección de hábitat reproductivo, usa masas de aguas someras, ya sean estancadas o corrientes, permanentes o temporales (Martínez-Solano, 2014), e incluso llega a reproducirse en medios extremos para la mayoría de anfibios, como en los acantilados costeros de Galicia, donde se forman pequeñas charcas en la roca, al recibir agua de lluvia y escorrentía (Galán, 2014). Tolera aguas con cierto grado de salinidad como marismas (Galán, 2003; Martínez-Solano, 2014) y es capaz de soportar ciertos niveles de contaminación orgánica, habiendo sido localizado en desagües malolientes (García-Paris, 1985). Esta alta adaptabilidad que presenta a la hora de ocupar medios diferentes y de reproducirse en ellos, sumado a su plasticidad trófica y capacidad para alimentarse tanto en el agua como fuera de ella (J. Ben Hassine, comunicación personal), le predispone a tolerar un cierto impacto antrópico. La población urbana de D. galganoi que aquí se describe se encuentra en el noroeste de la ciudad de Madrid, aledaño a Moncloa, en el Parque del Oeste, el cual pertenece al distrito Moncloa-Aravaca. Históricamente, se conoce la presencia de la especie en dicho distrito, siendo citada en Somosaguas en el año 1877 por Boscá (García-París & Martín, 1987) y en varias ocasiones observada en los alrede-

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dores de Ciudad Universitaria así como en el mismo Parque del Oeste (M. García-París, comunicación personal). El distrito Moncloa-Aravaca, junto a Fuencarral-El Pardo, presenta la mayor superficie de zonas verdes de la ciudad de Madrid. Una de las poblaciones cercanas a las del Parque del Oeste mejor conocidas se encuentra en El Pardo (I. MartínezSolano, comunicación personal), así, lo más probable es que la continua construcción de edificios y carreteras periféricas al parque haya acantonado la población en un pequeño núcleo superviviente (Figura 2). La presencia de D. galganoi en este parque fue hallada previamente por Mario García París (García-parís, 1985), quien detectó la población en el tramo final del arroyo del parque, no habiendo detectado ejemplares en otros tramos del arroyo. La instalación de una gran represa artificial terminó con la zona de cría en esta sección del parque (M. Garcia-Paris, comunicación personal). Tras años sin noticias de esta población, que se daba por extinguida (MartínezSolano & González-Fernández, 2003), en 2012 el biólogo Octavio Jiménez Robles redescubrió un individuo en el canal del parque. Como consecuencia, se realizó un transecto a lo largo del canal donde se detectó de nuevo la población en cuestión, esta vez en un tramo diferente del canal donde se conocían previamente. Foto Arlo Hinckley

Figura 2: Individuo de D. galganoi del Parque del Oeste.

Foto Alberto Sánchez

Figura 3: Hábitat de la población de D. galganoi en el Parque del Oeste.

La zona habitada por D. galganoi en el parque presenta un buen número de refugios a modo de rocas que conforman las paredes del canal de agua (Figura 3). Lindando con el canal se encuentra un sustrato húmedo y altamente orgánico, en parte encharcado, el cual recibe escasa insolación y presenta una vegetación herbácea formada por especies espontáneas que crecen entre el césped. El canal de agua próximo se caracteriza por la presencia de materia orgánica acumulada (e.g., restos vegetales) y vegetación riparia. Hemos constatado la reproducción en este tramo del canal mediante la observación de larvas. Esta zona herbosa y próxima al canal de agua constituye un hábitat adecuado. Además alberga una gran cantidad de invertebrados (arácnidos, moluscos, anélidos, oniscoideos, coleópteros y formícidos), los cuales forman parte de su dieta. La otra especie de anfibio, más abundante y extendida a lo largo del canal del parque, es Pelophylax perezi, con la que se encuentra en sintopía. Se realizó un censo poblacional mediante la metodología de marcaje y recaptura (empleando el método de Schnabel (Krebs, 1999)) a la vez que se determinaba el sexo, habiéndose estimado (mediante la aplicación WinEpi) un tamaño poblacional de 66 (41-91) individuos con un nivel de confianza del 90%,

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Figura 4: Porcentaje de sexos entre los adultos y juveniles de la población de D. galaganoi estudiada.

de los que el 63% son adultos (37% juveniles), existiendo entre los cuales una “sex ratio” aproximada de 1:1 (Figura 4). Con estos parámetros podemos diagnosticar la población como “viable”, pero vulnerable a cualquier alteración local, si bien se desconoce la tendencia demográfica. Todos los ejemplares observados presentaban fenotipo manchado, no habiéndose encontrado ningún individuo de fenotipo rayado, patrón presente en poblaciones cercanas como en el monte del Pardo. Es importante destacar el grado de aislamiento de esta población. A falta de más datos, se piensa que la población quedó aislada debido a la construcción de la Avenida de Valladolid, la cual elimina el último corredor ecológico que conectaba el Parque del Oeste con las orillas del río Manzanares. Este alto grado de aislamiento destaca la dificultad de recolonización de la zona tras un episodio de extinción. Ante el continuo deterioro y/o pérdida de hábitats para los anfibios debido al proceso de urbanización de zonas periurbanas, los gestores deben plantearse que los espacios verdes deben cumplir, además de la función de ocio para la población, la de corredores ecológicos para la fauna. Por ello, a continuación, mencionamos una serie de medidas a realizar en un futuro próximo teniendo en cuenta las amenazas presentes. Las amenazas halladas durante el curso del 2014, son las siguientes: t 1SFTFODJB EF HBUPT FO FM FOUPSOP UFSSFTtre y del pez mosquito (Gambusia holbrooki)

y cangrejo americano (Procambarus clarki) en el agua del canal. t 1PTJCMFT NBOFKPT EF KBSEJOFSÓB BEWFSTPT como pueden ser la eliminación de grandes rocas y vegetación que actúan como refugio y cortes en el suministro hídrico del canal en época reproductiva. En compensación a estas amenazas, proponemos una serie de medidas potenciadoras (algunas de las cuales ya están empezando a desarrollarse): t %FTFDBDJØO BOVBM EFM DBOBM FO 4FQUJFNbre - Noviembre, para eliminar la proliferación de peces y reducir la de cangrejos. t $SFBDJØO BIPOEBNJFOUP EF DIBSDBT UFNporales cercanas al canal. t *OTUBMBDJØO EF SFGVHJPT USPODPT Z SPDBT a lo largo del canal, en zonas periféricas de hábitat potencial para deslocalizar la población, actualmente detectada en un estrecho tramo del largo canal. t 1SPMJGFSBDJØO EF ÈSFBT EF CBKP NBOUFOJmiento a ambos lados del canal para favorecer la existencia de herbazales espontáneos. Estas acciones están empezando a llevarse a cabo en colaboración con los gestores del parque: Acciona-Medioambiente y el Ayuntamiento de Madrid, y se espera que sean un ejemplo que incentive muchas otras actuaciones futuras en zonas verdes urbanas. AGRADECIMIENTOS: A O. Jiménez, I. Martínez-Solano, G. Sánchez, M. García-París, E. Ayllón, L. Arnaldo y al revisor por su inestimable ayuda.

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Referencias Birx-raybuck, D.A., Price, S.J. & Dorcas, M.E. 2010. Pond age and riparian zone proximity inﬂuence anuran occupancy of urban retention ponds. Urban Ecosystem,13: 181–190. Galán, P. 2003. Anfibios y Reptiles del Parque Nacional de las Islas Atlánticas de Galicia. Faunística, Biología y Conservación. Ministerio de Medio Ambiente. Madrid, España. Galán, P. 2014. Hábitat reproductor y ciclo anual de Discoglossus galganoi en acantilados marinos de Galicia. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 25: 23-29. 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.

Gledhill, D.G., James, P. & Davies, D.H. 2008. Pond density as a determinant of aquatic species richness in an urban landscape. Landscape Ecology, 23: 1219–1230. Krebs, C.J. 1999. Ecological methodology. Addison-Wesley Education Publishers. Menlo Park, California. Martínez-Solano, I. & González-Fernández, J.E. 2003. La colección de anfibios de Madrid del Museo Nacional de Ciencias Naturales y su utilidad en conservación. Graellsia, 59: 105-128. Martínez-Solano, I. 2014. Sapillo pintojo ibérico - Discoglossus galganoi. In: Salvador, A. & Martínez-Solano, I. (eds.), Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Museo Nacional de Ciencias Naturales. Madrid. [Consulta: 13 enero 2015]. Parris, K.M. 2006. Urban amphibian assemblages as metacommunities. Journal of Animal Ecology , 75: 757–764.

Incendios y parásitos de reptiles: uso de helmintos y protistas como bioindicadores en la regeneración post-incendio V. Roca1, J. Belliure2, X. Santos3 & J.G. Pausas 1

Departament de Zoologia, Facultat de Ciències Biològiques. Universitat de València. Dr. Moliner, 50. 46100 Burjassot. Valencia. España. C.e.: vicente.roca@uv.es 2 Departamento de Ciencias de la Vida, Facultad de Biología, Ciencias Ambientales y Química. Universidad de Alcalá. 28871 Alcalá de Henares. Madrid. España. 3 CIBIO/In BIO, Centro de Investigação em Biodiversidade e Recursos Genéticos da Universidade do Porto. Instituto de Ciências Agrárias de Vairão. R. Padre Armando Quintas. 4485-661 Vairão. Portugal. 4 Departament d’Ecologia Vegetal. Centre d’Investigació sobre la Desertificació (CIDE). Carretera Moncada-Náquera, km 4,5. 46113 Moncada. Valencia. España. Fecha de aceptación: 4 de febrero de 2015. Key words: forest fire, parasites, reptiles, bioindicators.

En la región mediterránea, los incendios forestales constituyen un proceso clave para entender la estructura, composición y funcionamiento de los ecosistemas naturales (Keeley et al., 2012; Pausas, 2012). Aunque cada vez son más numerosos los trabajos descriptivos de los cambios en la composición de las comunidades animales después del fuego (e.g., Pons, 2007; Sáinz-Elipe et al., 2012; Santos et al., 2014), los mecanismos implicados en la respuesta de las especies todavía no son bien conocidos. Es por ello que resulta de gran importancia desarrollar investigaciones dirigidas a abordar

la recuperación de los ecosistemas quemados (Galán-Puchades et al., 1999), evaluando la sucesión ecológica desde diferentes perspectivas: por ejemplo los cambios en la diversidad funcional de las comunidades post-incendio, en la variabilidad genética de las poblaciones, o en las relaciones parásito-hospedador. Los incendios tienen una fuerte influencia sobre la ecología de los reptiles con efectos en la estructura del hábitat y en la composición de sus comunidades, y sus dinámicas poblacionales (Santos & Poquet, 2010; Rodríguez-Caro et al., 2013). Tras un incendio o tras varios de

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ellos se aprecia una pérdida de diversidad de reptiles en la zona, cambios en las especies dominantes, una reducción de la beta diversidad en relación al incremento del número de fuegos y cambios funcionales en la comunidad (Santos & Cheylan, 2013). En resumen, cada vez hay más información sobre la respuesta de los reptiles al fuego en la región mediterránea. En cambio hay muy poca información sobre cómo varían los procesos ecológicos y las interacciones bióticas tras el fuego. Una de estas interacciones la constituyen las relaciones parásito-hospedador. Aunque los parásitos representan un amplio componente de la biodiversidad animal y pueden afectar a la condición de los hospedadores y a su dinámica poblacional, raramente se han incluido en estudios acerca de la respuesta de sus hospedadores a la perturbación causada por el fuego (Hossack et al., 2013). Una de las excepciones, no obstante, la constituyen los estudios sobre parásitos de micromamíferos y su relación con los incendios forestales que ponen de manifiesto la utilidad de aquéllos como bioindicadores de la regeneración y repoblación post-incendio (véase por ejemplo Galán-Puchades & Fuentes, 1996; Sainz-Elipe et al., 2012; Torre et al., 2013). La peculiar biología

de muchos parásitos y sus complejos ciclos vitales que involucran hospedadores definitivos e intermediarios, así como estadios de vida libre (Galán-Puchades et al., 1999), hacen que su estudio sea adecuado para comprender de qué manera se modifican las relaciones interespecíficas en los ecosistemas tras una perturbación como el fuego. Aunque los parásitos en reptiles y más concretamente en lacértidos son bien conocidos (Roca, 1985; Roca et al., 1986), en el ámbito mediterráneo no han sido utilizados nunca como bioindicadores de los proce-

sos que acontecen tras el fuego, por lo que nuestra opción se constituye como pionera en España y en Europa. El presente estudio muestra el planteamiento de un trabajo de estas características que apunta hipótesis de trabajo, describe la metodología de estudio tanto de las prospecciones como de los análisis a efectuar, y señala algún resultado preliminar que sugiere la viabilidad de la investigación propuesta. Hipótesis En un proceso de recolonización tras un incendio forestal, algunos lacértidos pueden convertirse en bioindicadores muy válidos de la regeneración del hábitat ya que juegan un papel importante en la cadena trófica (pueden ser presas de ofidios, mamíferos carnívoros y aves), y también pueden intervenir en la diseminación de semillas. Debido a sus mayores exigencias ecológicas, los parásitos de estos lacértidos pueden erigirse también como marcadores adecuados de este proceso de regeneración del ecosistema (Fuentes et al., 1998). Los cambios estructurales en el hábitat y en la disponibilidad de recursos afectan no solamente a las comunidades de reptiles sino que, previsiblemente, deben repercutir sobre sus helmintos parásitos. Es predecible que los diferentes estadios del ciclo de vida de los helmintos se vean afectados tras el fuego, tanto aquellos de ciclo directo o monoxenos, como los de ciclo indirecto que involucran uno o más hospedadores intermediarios. La desaparición a corto plazo de parte de la fauna de vida libre, así como la destrucción o el empobrecimiento del suelo, implican unas condiciones extraordinariamente difíciles para el adecuado discurrir de los ciclos biológicos de los helmintos (Fuentes et al., 1998).

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Por ello, nuestra hipótesis es que tras un incendio se producirán cambios en las comunidades de parásitos de los lacértidos como consecuencia de las alteraciones en la estructura del hábitat y suelo, así como en la disponibilidad de presas para los reptiles. Si las comunidades helmintianas de los lacértidos son útiles como bioindicadores de regeneración post-incendio, cabrá esperar diferencias significativas en la prevalencia e intensidad de infección de los hospedadores en zonas quemadas respecto de zonas no quemadas (control), en relación con los procesos de regeneración post-incendio. Muchos reptiles sobreviven al fuego al refugiarse bajo rocas o bajo tierra; ello podría suponer el mantenimiento de su parasitofauna a corto plazo tras el incendio, lo que se traduciría en escasas o nulas diferencias de fauna parásita entre los lacértidos de la zona quemada y congéneres de zonas no quemadas. Pero a medio plazo, las áreas quemadas se muestran como zonas desestabilizadas con espacios abiertos y reducción de la complejidad de la estructura vegetal. De modo general, en estas zonas los micromamíferos exhiben mayor diversidad y abundancia de parásitos (Fuentes et al., 2007). En los reptiles, las zonas quemadas suelen albergar comunidades más abundantes en número de individuos (Rochester et al., 2010; Santos & Cheylan, 2013). Esta agregación de hospedadores conduciría a una mayor prevalencia de parasitismo en general y a un favorecimiento de la transmisión de parásitos (intensidad) con ciclos vitales directos en particular (Fuentes et al., 2007). Así, las especies parásitas de ciclo directo de lacértidos mediterráneos (como los nematodos Parapharyngodon spp. o Spauligodon spp. y los coccidios parásitos) podrían verse favorecidas por una mayor densidad poblacional de sus hospedadores (Arneberg et al., 1998; Arneberg, 2001).

La capacidad de recolonización de los parásitos de ciclo directo será más elevada que la de los de ciclo indirecto ya que estos últimos necesitan de hospedadores intermediarios (insectos y otros artrópodos) que en algunos casos podrían tardar más tiempo en recolonizar la zona quemada. Así, en un primer momento cabría esperar una mayor prevalencia de infección de especies monoxenas, situación que tendería a equilibrarse con el paso del tiempo, si tenemos en cuenta que el hábitat post-incendio puede producir un aumento de la diversidad y abundancia de insectos, presas principales de muchos reptiles. Requisitos para el estudio: el área quemada y el área control Tres son los aspectos esenciales que hay que conocer en relación con la recolonización de una zona quemada (véase Galán-Puchades et al., 1999): (i) las características ecológicas de la zona, principalmente en relación a variables ecológicas edáficas, de flora y de fauna, antes del fuego; (ii) el tipo y la intensidad del fuego (e.g., si es un fuego de superficie o de copa, y ha afectado a matorral y/o árboles), y si hay “islas” no afectadas en la zona quemada; todo ello condiciona la posibilidad de que queden intactas algunas poblaciones de reptiles en refugios que hayan resistido el fuego, y con ello que quede un remanente de parásitos, principalmente aquellos con ciclo directo; (iii) la climatología de la zona después del fuego, principalmente en cuanto a temperatura y precipitación, factores que condicionan la regeneración vegetal y con ello la posibilidad de cobijo y alimentación para los lacértidos y mayores posibilidades de dispersión de sus parásitos.

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Zona y especies de estudio. Metodología de muestreo En el verano del año 2012 ocurrieron dos incendios de grandes dimensiones en la provincia de Valencia, en concreto en los términos de Andilla (donde ardieron 210 km2) y Cortes de Pallás (300 km2). Incendios de estas proporciones son poco frecuentes, y proporcionan una oportunidad para entender no sólo la respuesta al fuego, sino también la influencia de la distancia al área no quemada (más de 3 km desde el centro de estos incendios) en los procesos ecológicos post-incendio. Debido al tamaño de los dos incendios y a la necesidad de comparar las comunidades de parásitos con una zona control no quemada, se han diseñado muestreos de reptiles en tres zonas: (i) una zona no quemada afín al área original afectada por el fuego; (ii) una zona quemada justo en el límite de la afectada por el incendio; y (iii) una zona localizada en el interior del incendio al menos a 1 km de cualquier punto no quemado. Hasta el momento se han realizado muestreos en la primavera de 2013 y 2014 en 24

parcelas (12 en cada fuego), incluyendo zonas quemadas y no quemadas. Las especies consideradas idóneas para el estudio son la lagartija colilarga, (Psammodromus algirus) y la lagartija cenicienta, (Psammodromus hispanicus) ya que son las dos especies de lacértidos más representativas del sotobosque mediterráneo de la Comunitat Valenciana (Docavo et al., 1983; Pérez-Mellado, 1998a, b). Ambas especies suelen estar bastante ligadas a la vegetación que utilizan como refugio, fuente de alimento y elemento de termorregulación (Carretero et al., 2002a, b). Análisis parasitológico En cuanto a la metodología a emplear, cabe hacer una consideración previa. Algunos micromamíferos (principalmente ratas y ratones) no sólo no están protegidos, sino que en muchas ocasiones y lugares están considerados como plagas. La captura y sacrificio de estos animales para estudios parasitológicos o de otra índole no presentan, pues, problema alguno en relación a la conservación de poblaciones. Es por ello que

Tabla 1: Comparación de las posibles metodologías de obtención de datos parasitológicos de los hospedadores.

Análisis de muestras fecales

Ventajas

Inconvenientes

t /P TBDSJGJDJP EFM BOJNBM

t /P PCUFODJØO EF QBSÈTJUPT BEVMUPT t *NQPTJCJMJEBE EF JEFOUJGJDBDJØO EF FTQFDJFT t *NQPTJCJMJEBE EF DVBOUJGJDBDJØO EF QBSÈTJUPT t /P DBSBDUFSJ[BDJØO EF MBT DPNVOJEBEFT

Análisis del hospedador completo

t 0CUFODJØO EF UPEPT MPT QBSÈTJUPT

t 4BDSJGJDJP EFM BOJNBM

t *EFOUJGJDBDJØO EF MBT FTQFDJFT t $FOTP DPNQMFUP t $BSBDUFSJ[BDJØO EF MBT DPNVOJEBEFT CONCLUSIÓN Si el sacrificio de reptiles para su estudio parasitológico ya resulta per se controvertido, en este tipo de situaciones en las que las poblaciones de lacértidos se ven afectadas por el impacto del fuego, evitar el sacrificio de animales se hace imprescindible.

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el análisis parasitológico de animales completos es el que se ha utilizado y se viene utilizando en el caso del estudio de sus parásitos como bioindicadores post-incendio (véase por ejemplo

79 Foto V. Roca

Galán-Puchades & Fuentes, 1996; Galán-Puchades et al., 1999). Sin embargo, bien diferente es la cuestión si tratamos con especies de reptiles, en muchos casos altamente vulnerables al deterioro de sus hábitats o al cambio de sus condiciones vitales. Como éste es el caso de las dos especies de lacértidos utilizados en el presente estudio (véase Carretero et al., 2002a, b), no se ha optado por el sacrificio de animales, sino por su captura y la obtención de heces frescas mediante cuidadoso y suave masaje abdominal (Matuschka & Bannert, 1987) y posterior liberación del animal. Es bien cierto que esta metodología condiciona el análisis parasitológico puesto que no se puede hacer un recuento total de los parásitos encontrados, ni se puede llegar a la determinación específica concreta de los mismos (Tabla 1). Sin embargo los beneficios de la técnica son obvios y permiten, a pesar de todo, una comparación cuantitativa pertinente que proporciona información valiosa (Jorge et al., 2013). Las heces obtenidas hasta el momento (n = 49) se preservaron en alcohol 70% y fueron analizadas posteriormente mediante los métodos habituales de flotación y sedimentación (Matuschka & Bannert, 1987). Esta metodología ha sido utilizada con éxito en el estudio de muestras fecales de otras especies de reptiles y de anfibios (Roca et al., 1998, 1999; Roca, 2002, 2012). No obstante, también se dispuso de algunos individuos completos que cayeron en las trampas dispuestas para la captura de los animales y murieron en ellas accidentalmente. Estos individuos, aunque escasos, constituyen una fuente de comparación fiable y completa respecto de la helmintofauna posible de estos lacértidos en la zona de estudio.

Figura 1: Ooquiste de un coccidio procedente de una de las muestras fecales analizadas.

Los lacértidos a investigar, P. algirus y P. hispanicus, no se caracterizan por albergar un amplio espectro de helmintos parásitos. En la región mediterránea sólo tres especies de helmintos han sido encontradas en su estado adulto en P. hispanicus (el cestodo Oochoristica agamae y los nematodos Parapharyngodon echinatus y Parapharyngodon psammodromi) y sólo una en P. algirus (Parapharyngodon echinatus) (Roca et al., 1986). Así pues, sin descartar la posible presencia de otros helmintos, serán los huevos de esas especies el objeto de búsqueda, recuento y análisis para establecer comparaciones entre hospedadores de las diferentes áreas prospectadas. Resultados preliminares Los análisis preliminares de las muestras fecales de estos lacértidos han permitido detectar la presencia tanto de huevos de nematodos como de al menos una especie de coccidio (Figura 1). Estos protistas intestinales de ciclo directo cuyos quistes se eliminan con las heces

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pueden asimismo servir como bioindicadores de la misma manera que los helmintos monoxenos. Como la presencia de parásitos ha sido detectada en todas y cada una de las zonas muestreadas (véase más arriba), es presumible

que estos bioindicadores den soporte a nuestras hipótesis respecto a la posible variación de la parasitación de los hospedadores en dichas zonas y contribuyan a esclarecer el papel de los mismos en la regeneración post-incendio.

Referencias Arneberg, P. 2001. An ecological law and its macroecological consequences as revealed by studies of relationships between host densities and parasite prevalence. Ecography, 24: 352-358. Arneberg, P., Skorping, A., Grenfell, B. & Red, A.F. 1998. Host densities as determinants of abundance in parasite communities. Proceedings of the Royal Society of London, Sér B, 265: 1283-1289. Carretero, M.A., Montori, A., Llorente, G.A. & Santos, X. 2002a. Psammodromus algirus. 260-262. 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 reimpresión). Madrid. Carretero, M.A., Montori, A., Llorente, G.A. & Santos, X. 2002b. Psammodromus hispanicus. 263-265. 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 reimpresión). Madrid. Docavo, I., Roca, V., Raduán, M.A., Lluch, J. & Navarro, P. 1983. Micromamíferos, anfibios y reptiles de La Albufera y su entorno. Diputación de Valencia. Valencia. Fuentes, M.V., Galán-Puchades, M.T. & Cerezuela, A.M. 1998. Insectívoros y roedores de la Serra Calderona (Comunitat Valenciana). Dinámicas de recolonización y estudio helmintológico postincendio. Galemys, 10 (nº especial): 37-58. Fuentes, M.V., Sáinz-Elipe, S. & Galán-Puchades, M.T. 2007. Ecological study of the Wood mouse helminth community in a burned Mediterranean ecosystem in regeneration five years after a wildfire. Acta Parasitologica, 52: 403-413. Galán-Puchades, M.T. & Fuentes, M.V. 1996. Parasites and fire. Parasitology Today, 12: 327-337. Galán-Puchades, M.T., Fuentes, M.V., Cerezuela, A.M., Fons, R. & Mas-Coma, S. 1999. A proposed methodology for the use of helminth parasites as biological tags in the study of postfire ecosystem regeneration processes. Vie et Milieu, 49: 45-50. Hossack, B.R., Lowe, W.H., Honeycutt, R.K., Parks, S.A. & Corn, P.S. 2013. Interactive effects of wildfire, forest management, and isolation on amphibian and parasite abundance. Ecological Applications, 23: 479-492. 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. Parasitological Research, 112: 4001-4007. Keeley, J.E., Bond, W.J., Bradstock, R.A., Pausas, J.G. & Rundel, P.W. 2012. Fire in Mediterranean Ecosystems: Ecology, Evolution and Management. Cambridge University Press. Cambridge.

Matuschka, F.R. & Bannert, B. 1987. New Eimeriid coccidian from the Canarian lizard, Gallotia galloti Oudart, 1839. Journal of Parasitology, 34: 231-235. Pausas, J.G. 2012. Incendios forestales. Catarata-CSIC. Madrid. Pérez-Mellado, V. 1998a. Psammodromus algirus (L., 1758). 307-318. In: Ramos, M.A. et al. (eds.), Reptiles. Salvador, A. (Coordinador), Fauna Ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales CSIC. Madrid. Pérez-Mellado, V. 1998b. Psammodromus hispanicus Fitzinger, 1826. 318-326. In: Ramos, M.A. et al. (eds.), Reptiles. Salvador, A. (Coordinador), Fauna Ibérica, vol. 10. Museo Nacional de Ciencias Naturales CSIC. Madrid. Pons, P. 2007. Consecuencias de los incendios forestales sobre los vertebrados y aspectos de su gestión en regiones mediterráneas. 229-245. In: Camprodón, J. & Plana (eds.), Conservación de la biodiversidad y gestión forestal. Aplicación en la fauna vertebrada. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya & Edicions Universitat de Barcelona. Barcelona. Roca, V. 1985. Contribución al co nocimiento de la helmintofauna de los lacértidos y geckónidos del piso termomediterráneo del levante ibérico. Tesis Doctoral, Facultad de Ciencias Biológicas, Universitat de València. València. Roca, V. 2002. Primeros análisis coprológicos para inferir la fauna helmintiana del lagarto gigante de La Gomera (Islas Canarias). Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 13: 42-44. Roca, V. 2012. Aproximación al conocimiento de la fauna de parásitos intestinales de Gallotia bravoana. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 23: 61-66. Roca, V., Lluch, J. & Navarro, P. 1986. Contribución al conocimiento de la helmintofauna de los herpetos ibéricos. V. Parásitos de Psammodromus algirus (L., 1758) Boulenger, 1887, Psammodromus hispanicus Fitzinger, 1826 y Acanthodactylus erythrurus (Schinz, 1833) Mertens, 1925 (Reptilia: Lacertidae). Boletín de la Real Sociedad Española de Historia Natural (Biología), 81: 69-78. Roca, V., García, G., Carbonell, E., Sánchez-Acedo, C. & del Cacho, E. 1998. Parasites and conservation of Alytes muletensis (Sanchiz et Adrover, 1977) (Anura: Discoglossidae). Revista Española de Herpetología, 12: 91-95. Roca, V., Orrit, N. & Llorente, G.A. 1999. Parasitofauna del lagarto gigante de El Hierro, Gallotia simonyi. 127-137. In: López-Jurado, L.F. & Mateo, J.A. (eds.), El lagarto gigante de El Hierro. Bases para su conservación. AHE. Las Palmas de Gran Canaria. Rochester, C.J., Brehme, C.S., Clark, D.R., Stokes, D.C., Hathaway, S.A. & Fisher, R.N. 2010. Reptile and Amphibian Responses to Large-Scale Wildfire in Southern California. Journal of Herpetology, 44: 333-351.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Rodríguez-Caro, R.C., Gracia, E., Anadón, J.D. & Giménez, A. 2013. Maintained effects of fire on individual growth and survival rates in a spur-thighed tortoise population. European Journal of Wildlife Research, 59: 911-913. Sainz-Elipe, S., Sáenz-Durán, S., Galán-Puchades, M.T. & Fuentes, M.V. 2012. Small mammal (Soricomorpha and Rodentia) dynamics after a wildfire in a Mediterranean ecosystem. Mammalia, 76: 251-259. Santos, X. & Cheylan, M. 2013. Taxonomic and functional response of a Mediterranean reptile assemblage to a repeated fire regime. Biological Conservation, 168: 90-98. Santos, X. & Poquet, J.M. 2010. Ecological successions and habitat attributes affect the post-fire response of a Medite-

rranean reptile community. European Journal of WildlifeResearch, 56: 895-905. Santos, X., Mateos, E., Bros, V., de Mas, E., Herraiz, J.A., Herrando, S., Miño, A., Olmo-Vidal, J.M., Quesada, J., Ribes, J., Sabaté, S., Sauras-Yera, T., Serra, A., Vallejo, V.R. & Viñolas, A. 2014. Is response to fire influenced by dietary specialization and mobility? A comparative study with multiple animal assemblages. PLoS ONE, 9: e88224. Torre, I., Arrizabalaga, A., Feliu, C. & Ribas, A. 2013. The helminthin fracommunities of the wood mouse (Apodemus sylvaticus) two years after the fire in Mediterranean forests. Helminthologia, 50: 27-38.

Mortandad de reptiles por caída a un canal de conducción de agua en el Parque Natural de Sierra Nevada (Granada) Raúl León1, Juan R. Fernández-Cardenete2, Antonio Yeste3, Isabel Salado4, Antonio Serrano5, Agostina Zavia6 & Mauricio Santa7 1

Cl. Estanislao Cabanillas, 43. 2º. 13400 Almadén. Ciudad Real. C.e.: raul.leon.vigara@gmail.com Dep. de Zoología. Fac. de Ciencias. Universidad de Granada. Av. de Fuente Nueva, s/n. 18001 Granada. 3 Cl. Plaza de las Conchas, 8. 18800 Baza. Granada. 4 Cl. Bergantín, 1. 18015 Granada. 5 Cl. Palencia, 27. 9º F. 18008 Granada. 6 Cl. Jacinto Benavente, 7. 6º J. 29601 Marbella. Málaga. 7 Cl. Arboleda, 1. 2-2. 04008 Almería. 2

Fecha de aceptación: 6 de febrero de 2015. Key words: snakes, reptiles, hydraulic channel, pit-fall traps, conservation, Sierra Nevada.

Las estructuras hidráulicas de conducción y almacenamiento de agua (albercas, aljibes, acequias y canales de riego, entre otros) actúan con frecuencia como trampas de caída permanentes e insalvables para la fauna (Pedrajas et al., 2006; Turner, 2007; León & Martínez, 2013; Ferrer-Riu et al., 2014; García-Cardenete et al., 2014).

Por su condición de vertebrados terrestres, los reptiles y anfibios son dos grupos muy afectados por este problema, tanto por la pérdida directa de efectivos poblacionales, como por la posible fragmentación de sus poblaciones (Pleguezuelos et al., 2002; Santos & Tellería, 2006). Damos a conocer los datos recopilados sobre fauna atrapada en la principal trampa de caída constatada dentro del Espacio Na-

tural de Sierra Nevada. Se trata del canal de la Espartera, situado dentro de la porción de parque natural, perteneciente a los términos municipales granadinos de (por orden de ocupación) Dílar, Gójar, Monachil y La Zubia (Figura 1). Esta estructura hidráulica data de principios de la década de 1920. El canal se ubica dentro de la cuadrícula UTM de 10 x 10 km 30S-VG50. Discurre con una longitud de 6.890 m a una cota máxima de 1.382 msnm, entre pastizal seco, matorral dolomítico y pinar disperso. La canalización posee 1,10 m de ancho por 1 m de profundidad media (Figura 2) y recorre una ladera abrupta de montaña karstificada, con zonas abiertas y zonas techadas o subterráneas. Dos de los

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Figura 1: Localización del canal de la Espartera (trazo discontinuo: zona no muestreada, trazo continuo: zona muestreada). Fuente: IBERPIX.

tramos techados han sido identificados además como zonas de interés para especies de quirópteros cavernícolas en Andalucía (Ibáñez et al., 2002). Sin embargo, esta estructura se menciona ya desde hace cuatro años como uno de los principales puntos conflictivos para la herpetofauna en Sierra Nevada (Caro et al., 2010). El principal problema surge al caer los animales por accidente al canal durante sus desplazamientos por la ladera, tanto en las zonas abiertas, como en las embovedadas. También entran buscando refugio, zonas de termorregulación o comida. Se han constatado además caídas de animales grandes, como chotos de cabra montés y rayones de jabalí (Sociedad de Cazadores de La Zubia, comunicación personal), y también ganado, con lo que el canal abierto representa además un problema de salubridad. En las zonas cubiertas hay orificios en el techo, puntos de precipitación de animales al interior del canal. Por el canal circula agua en ciertas épocas del año, y los animales que caen son arrastrados y acaban ahogándose o terminan atrapados en la toma final del canal, donde tampoco existen estructuras que faciliten la salida de fauna. Cuando el canal no lleva caudal, los animales que han caído recorren la estructura intentando hallar una salida y acaban

pereciendo de inanición, falta de termorregulación, agotamiento o una combinación de estos factores. Algunos fueron encontrados inmóviles en tramos subterráneos profundos, donde la temperatura es muy baja, al haberse precipitado al interior del canal a través de agujeros en la bóveda. El objetivo de este estudio es recopilar los datos de caída accidental de anfibios y reptiles en el canal durante los últimos 15 años (base de datos de J.P. González de La Vega; datos de Gabriel Martínez y otros) y cuantificar el número de caídas totales y por especie mediante muestreos específicos, recorriendo la porción de canal correspondiente al parque natural (3.710 m). En septiembre de 2012 se efectuaron dos visitas al canal. El intervalo entre éstas fue Foto Raúl León

Figura 2: El canal de la Espartera en un tramo abierto.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Tabla 1: Datos previos recopilados y censos propios realizados en 2012. Especie Tarentola mauritanica Acanthodactylus erythrurus Psammodromus algirus Timon lepidus Rhinechis scalaris Tarentola mauritanica Acanthodactylus erythrurus Psammodromus algirus Timon lepidus Podarcis hispanica Malpolon monspessulanus Vipera latastei Tarentola mauritanica Acanthodactylus erythrurus Psammodromus algirus Timon lepidus Podarcis hispanica Malpolon monspessulanus Coronella girondica Ofidio indet. Coronella girondica Acanthodactylus erythrurus Psammodromus algirus Acanthodactylus erythrurus Coronella girondica Malpolon monspessulanus Malpolon monspessulanus Malpolon monspessulanus Macroprotodon brevis Timon lepidus Otras especies Sciurus vulgaris Mus spretus

Cat. edad

adulto

subadulto adulto adulto

adulto neonato juveniles adulto juveniles adulto juveniles

Fecha jun-07 jun-07 jun-07 jun-07 jun-07 jul-07 jul-07 jul-07 jul-07 jul-07 jul-07 jul-07

Autores G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez

Colección B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega

sep-07 sep-07 sep-07 sep-07 sep-07 sep-07 sep-07 2007 2007 15-ago-08 15-ago-08 ¿? 22-sep-12 22-sep-12 22-sep-12 29-sep-12 29-sep-12 29-sep-12

G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez G. Martínez A. Puente A. Puente

R. León equipo 2012 equipo 2012 equipo 2012 equipo 2012 equipo 2012 equipo 2012

B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega datos propios datos propios B.d. JP. Glez.Vega B.d. JP. Glez.Vega datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios

2007 29-sep-12

G. Martínez equipo 2012

datos propios

Observaciones varios individuos varios individuos varios individuos

muy desnutrida varios indiv. caídos en la toma del canal

restos esqueléticos matada dentro del canal

tres indiv. dentro del canal un hembra caída cuatro indiv. dentro del canal

muerta dentro del canal

Foto Antonio Yeste

Figura 3: Gran cantidad de ofidios encontrados atrapados en un tramo de 200 m correspondientes a una parte embovedada de canal, antes de su liberación. En la imagen, tres Coronella girondica, una Hemorrhois hippocrepis y una M. brevis ibericus.

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Tabla 2: Resultados de los censos realizados en 2014 en el canal de la Espartera en septiembre y octubre de 2014. Especie Coronella girondica Coronella girondica Hemorrhois hippocrepis Macroprotodon brevis Malpolon monspessulanus

Cat. edad neonatos subadulto subadulto neonato neonato

Fecha 20-sep-14 20-sep-14 20-sep-14 20-sep-14 20-sep-14

Autores equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014

Colección datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios

Malpolon monspessulanus Malpolon monspessulanus Malpolon monspessulanus Timon lepidus Coronella girondica Hemorrhois hippocrepis Hemorrhois hippocrepis Macroprotodon brevis Macroprotodon brevis Malpolon monspessulanus Coronella girondica Macroprotodon brevis

subadulto H, adulto M, adulto juvenil neonatos neonato adulto neonato adulto neonatos adulto adulto

20-sep-14 20-sep-14 20-sep-14 20-sep-14 27-sep-14 27-sep-14 27-sep-14 27-sep-14 27-sep-14 27-sep-14 04-oct-14 04-oct-14

equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014

datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios datos propios

Malpolon monspessulanus Blanus cinereus Rhinechis scalaris Coronella girondica Otras especies Bufo calamita

neonato adulto neonato nenonatos

04-oct-14 04-oct-14 04-oct-14 11-oct-14

equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014 equipo 2014

datos propios datos propios datos propios datos propios

adulto

20-sep-14

equipo 2014

datos propios

de siete días. Entre septiembre y octubre de 2014 se visitó el canal durante cuatro semanas consecutivas (un muestreo semanal), realizándose censos y rescates de fauna. Los muestreos han sido efectuados en estos meses debido a que durante primavera y verano por el canal circula agua, y hasta septiembre no se puede acceder a aquél. La metodología consistió en entrar a la estructura siempre por el mismo punto y recorrerla a pie, tanto zonas abiertas como embovedadas, realizando búsquedas de fauna atrapada. Los animales observados eran clasificados a nivel de especie, contabilizados y liberados en su hábitat, fuera del canal. Las observaciones recogidas hasta 2014 corresponden a 11 especies de reptiles (Ta-

Observaciones dos indiv. dentro del canal

tres indiv. dentro del canal, uno muy desnutrido

muerto dentro del canal dos indiv. dentro del canal

dos indiv. dentro del canal matada dentro del canal, seguramente por trabajadores muerta dentro del canal dos indiv. dentro del canal

bla 1), de las cuales cuatro son saurios, seis ofidios y una anfisbénido. La especie más frecuente fue la culebra bastarda (Malpolon monspessulanus). Además, existen datos inexactos sobre la presencia de varias víboras hocicudas (Vipera latastei) atrapadas en la toma del canal, especie que hemos llegado a ver en las inmediaciones en los últimos muestreos (un neonato a finales de septiembre de 2014). En los muestreos sistemáticos de 2014 se hallaron atrapados en el canal un total de 27 reptiles (25 ofidios) de siete especies diferentes y un anfibio (Tabla 2). En primer lugar desataca la elevada presencia de reptiles (96,4 %) sobre el total de individuos encontrados den-

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

tro del canal. El 73 % de los ofidios eran animales nacidos en el año o juveniles, estando, por tanto, en dispersión activa (Figura 3). M. monspessulanus representó el 43,6 % de registros propios en 2012 y 2014 (muestreos intensivos), lo que se debe a la mayor abundancia de este ofidio en la zona. Algunos de los animales rescatados en el canal presentaban un deterioro importante en su condición física, debido a los largos periodos de inanición y al gasto de energía empleado en intentar escapar. Tras V. latastei, la especie de ofidio más interesante desde el punto de vista de su conservación es la culebra de cogulla occidental (Macroprotodon brevis ibericus), encontrada dentro del canal hasta en cinco ocasiones. Esta especie se halla catalogada por la UICN como “Casi Amenazada” (NT, 2008), e incluida en el actual Listado de especies silvestres en régimen de protección especial (R.D. 139/11). Las medidas correctoras que proponemos son de fácil ejecución y coste reducido. Se basan en la instalación de rampas de obra cada 50 m a lo largo de las partes descubiertas del

canal. La estructura estaría compuesta por dos viguetas de hormigón de 10 cm de ancho, una dispuesta transversalmente al sentido del canal, fijada con hormigón sobre sus bordes, y otra apoyada sobre esta a modo de rampa con una inclinación máxima de 30º y enfrentada a la dirección de la corriente del agua, de modo que los animales arrastrados pudiesen encontrar la rampa y salir del canal con facilidad. Adicionalmente, sería necesario el sellado de grietas y orificios en las zonas embovedadas. Solicitamos a la administración hidráulica y ambiental competente que establezcan medidas para actuar de una vez y a la mayor brevedad sobre esta trampa de caída de problemática especialmente grave constatada con los años. AGRADECIMIENTOS: A todas las personas que de alguna forma han participado en las jornadas de rescate: G. Martínez, A. Puente, A. Sánchez, J. Lorente, V. Gómez, M. Soto, J. Romero, M. Precioso, Q. Navarro, L. Martínez y M. Mohino. Igualmente, a J.P. González de La Vega, por la cesión de algunos datos. A las instituciones conservacionistas que han actuado contra esta problemática, como la A.H.G. y la A.H.E.

Referencias Caro, J., Fernández-Cardenete, J.R., Benítez, M., Chirosa, M., Zamora-Camacho, F.J., Reguera, S., Moreno, G. & Pleguezuelos, J.M. 2010. Estudio de anfibios y reptiles en el Espacio Natural de Sierra Nevada en el marco del Cambio Global. Informe final. Universidad de Granada. Ferrer-Riu, J., Aguilar-Anton, F., Bajoz-Nogués, D., Fernández-Guiberteau, D., Filella-Subirà, E. & Roca-Elias, P. 2014. La mortalitat d’hèrptils en cisternes, pous i altres dispositius subterranis: Dades premilimars. Butlletí de la Societat Catalana d’Herpetologia. 21: 93-109. García-Cardenete, L., Pleguezuelos, J.M., Brito, J.C., Jiménez-Cazalla, F., Pérez-García, M.T. & Santos, X. 2014. Water cisterns as death traps for amphibians and reptiles in arid environments. Environmental Conservation 00(0):1-10. Ibáñez, C., Garrido, J.A., Nogueras, J., Migens, E. & Quetglas, J. 2002. Inventario, seguimiento y conservación de refugios de murciélagos cavernícolas en Andalucía (3ª parte: Granada y Almería). Memoria final. Estación Biológica de Doñana / Junta de Andalucía. Informe inédito.

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Sobre una población introducida de Triturus pygmaeus en Crevillent (Alicante) Vicente Sancho1, Ignacio Lacomba1, José A. Candela2, Antonio Mas2, José J. Lledó2 y Ángel L. Pérez2 1

Conselleria de Infraestructuras, Territorio y Medio Ambiente. Generalitat Valenciana. Ciutat Administrativa 9 d’Octubre, Torre 1. Cl. Castán Tobeñas, 77. 46018 Valencia. C.e.: sancho_vicalc@gva.es 2 Amics de la Natura de Crevillent. Fecha de aceptación: 10 de febrero de 2015. Key words: distribution, Triturus pygmaeus, introduced population.

En diciembre de 2011, la Associació Amics de la Natura de Crevillent se pone en contacto con técnicos de la Generalitat Valenciana para comunicar la existencia de una población de tritones en el término municipal de Crevillent (Alicante). En la Comunitat Valenciana sólo se tiene constancia de la existencia de poblaciones naturales de una especie de urodelo, Pleurodeles waltl (Lacomba & Sancho, 2002), por lo que el 26 de marzo de 2013 realizamos una visita de campo para verificar su existencia y determinar a qué especie pertenecía la población. En la visita identificamos los primeros ejemplares capturados como tritón pigmeo (Triturus pygmaeus).

T. pygmaeus es una especie endémica de la Península Ibérica, limitada al centro y sur de Portugal y a la mitad meridional de España, cuya población más oriental se sitúa en la Laguna de los Ojos de Villaverde (Albacete), a unos 150 km al oeste de Crevillent (Figura 1). La población en cuestión está situada en un conjunto de ocho pozas o calderones situado en un barranco de lecho rocoso en el término municipal de Crevillent, en la provincia de Alicante, a 200 msnm (UTM 30SXH93). El área se enmarca en el Piso Termomediterráneo (temperatura media anual de 17-18 ºC), de ombroclima semiárido y precipitación anual de 250-300 mm (Pérez-Cueva, 1994). Presenta una vegetación

Figura 1: Distribución de T. pygmaeus según S.I.A.R.E. (naranja) y ubicación de la población de Crevillent (rojo).

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Foto Vicente Sancho

87 Foto Vicente Sancho

Figura 2: Vista general de las pozas inferiores.

Figura 3: Poza superior con mayor densidad de tritones.

característica de la serie murciano-almeriense semiárida del lentisco (Pistacia lentiscus) en el sentido de Rivas-Martínez et al. (2011), formada por matorral mediterráneo de escaso desarrollo con predominio de espartales con lentisco y palmito y antiguos cultivos de algarrobo y olivo en las zonas con suelo más profundo. Se trata de un barranco que carece de agua corriente y cuyas pozas se llenan sólo con el agua de lluvia, algunas de las cuales se llegan a secar en verano mientras que otras mantienen agua de manera permanente (Figuras 2 y 3). Otras especies presentes en las pozas son la rana común (Pelophyllax perezi), sapo corredor (Bufo calamita) y culebra viperina (Natrix maura), además de invertebrados acuáticos comunes como Notonecta sp., Hydrometra sp,

culícidos y gasterópodos. En la visita de campo del 26 de marzo de 2013 capturamos 15 ejemplares adultos (seis machos y nueve hembras), además de varias decenas de larvas, todavía sin las patas posteriores (Figuras 4 y 5). El tamaño medio (LCC, Longitud Cabeza-Cloaca) de las hembras capturadas fue de 62,05 mm, y 58,81 mm el de los machos. Según hemos podido averiguar tras la visita, un vecino traslocó ejemplares de T. pygmaeus desde la localidad de Malagón (Ciudad Real) hacia el año 2003. Desde entonces se ha establecido una población viable de tritones que parece ser que se han extendido a lo largo de las diferentes pozas del mencionado barranco y otros adyacentes, seguramente ayudados

Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1)

Foto Vicente Sancho

Figura 4: Una de las larvas capturadas.

Figura 5: Doce ejemplares de T. pygmaeus capturados en la poza superior.

por las riadas y también por traslados intencionados por parte de particulares. Los ejemplares localizados constituyen la primera cita de la especie para la Comunitat Valenciana y se trata de una población establecida y reproductora que ha mostrado su viabilidad después de 10 años. T. pygmaeus figura en la Categoría Mundial IUCN (2006) como Casi amenazada (NT) (Arntzen et al., 2008) y como Vulnerable (VU) A2c, en el Libro Rojo de los Anfibios de España (Pleguezuelos et al., 2002). En dicho Libro Rojo se propone la protección de los últimos puntos de reproducción en el sureste de

su distribución (García-Paris, 2002), por lo que desde la administración autonómica no se ha considerado la erradicación de esta población y se ha propuesto su seguimiento. Es habitual la presencia de urodelos traslocados por el hombre fuera de su área de distribución natural. Otro caso en la Comunidad Valenciana fue el hallazgo de una salamandra común (Salamandra salamandra) en el municipio de Pinoso (Monzó, 2007) que según parece puede tratarse de otra traslocación de un ejemplar, sin haberse constatado la existencia de una población establecida.

Referencias Arntzen, J.W., Beja, P., Bosch, J., Tejedo, M., Lizana, M., Jehle, R., Martínez-Solano, I., Salvador, A., García-París, M., Recuero Gil, E., Márquez, R., Sa-Sousa, P. & Díaz Paniagua, C. 2008. Triturus pygmaeus. In: IUCN 2008, 2008 IUCN Red List of Threatened Species. <www.iucnredlist.org> [Consulta: 14 abril 2015]. García-Paris, M. 2002. Triturus pygmaeus. 70-72. In: Pleguezuelos J.M., Márquez, R., Lizana, L. (eds.), Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Ministerio de Medio Ambiente. Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid. Lacomba, I. & Sancho, V. 2002. Peces continentales, anfibios y reptiles de la Comunidad Valenciana. Colección Biodiversidad, 10. Conselleria de MediAmbient. Generalitat Valenciana. Valencia.

Monzó, J.C. 2007. Primera salamandra común hallada en Alicante. Quercus, 251: 41. Perez-Cueva, A.J. (coord.). 1994. Atlas climático de la Comunidad Valenciana. C.O.P.U.T., Generalitat Valenciana. Valencia. Pleguezuelos J.M., R. Márquez & M. Lizana, (eds.) 2002. Atlas y Libro Rojo de los Anfibios y Reptiles de España. Ministerio de Medio Ambiente. Asociación Herpetológica Española (2ª impresión). Madrid. Rivas-Martínez, S. et al. 2011: Mapa de series, geoseries y geopermaseries de vegetación de España. Memoria del mapa de vegetación potencial de España. Parte 1. ItineraGeobotanica, 18: 5-800.

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Presencia de Apalone ferox en el Parque Natural de las Lagunas de Ruidera (Ciudad Real) Daniel Cruz, Pilar Delgado, Víctor López & Javier Montero Gemosclera (Asociación para la Difusión del Conocimiento de los Humedales y su Conservación). Cl. Comunidad de la Rioja, 123. 2º F. 28231 Las Rozas de Madrid. Madrid. C.e.: info@gemosclera.org Fecha de aceptación: 25 de febrero de 2015. Key words: Parque Natural Lagunas Ruidera, Ciudad Real, invasive exotic species, Tryonichidae, Apalone ferox.

En la actualidad no hay especies autóctonas de la familia Tryonichidae en la Península Ibérica, aunque sí que habitaron en ella en épocas anteriores (Pérez et al., 2011). Sin embargo, actualmente se sospecha que se pueden encontrar individuos de este género aclimatados en nuestras aguas interiores procedentes de la suelta de ejemplares adquiridos legalmente (Ihobe, 2009; El Correo Digital, 2014), aunque también hay constancia de importaciones ilegales (Ayuntamiento de Madrid, 2006). Esta situación es posible porque España tiene una legislación poco eficaz para limitar la importación de estos galápagos exóticos (Balmori, 2014). La mayor parte de las personas que adquieren galápagos exóticos desconocen las condiciones necesarias de mantenimiento y muchos acaban siendo liberados en espacios Foto Daniel Cruz

Figura 1: Vista del lugar y momento de la detección del animal. Obsérvese dentro del círculo al ejemplar camuflándose semienterrado en el sedimento.

salvajes. La suelta de estos animales agrava aún más el problema de la presión antrópica (destrucción de hábitats, modificación de caudales, eutrofización, etc.) ejercida sobre los entornos acuáticos (Meffe & Carroll, 1997). En esta reseña se describe la observación de un individuo de Apalone ferox detectado en la laguna Santos Morcillo (coordenadas 38°57’8.88” N / 2°51’55.04” O; 800 msnm), una de las lagunas con mayor afluencia del Parque Natural de las Lagunas de Ruidera por presentar un acceso muy cómodo al agua. El individuo fue detectado el sábado 10 de enero de 2015 a las 12:00 h, durante una inmersión en la que dos miembros de Gemosclera estaban documentando gráficamente la barrera de travertino de esta laguna. El espécimen se encontraba camuflado y semienterrado en los depósitos de carbonatos del fondo lagunar (Figura 1), a 4 m de profundidad, junto a la base de la barrera que separa esta laguna de la laguna Batana, a unos 50 m al este del margen occidental de la barrera. La laguna se encontraba con la mezcla invernal de sus aguas y a 9 ºC, temperatura algo superior a lo habitual en esta época del año. En superficie el día era soleado, habiendo amanecido con -4 ºC y observándose 17 ºC en superficie a la hora de la observación. Cabe destacar que durante los días anteriores la zona tuvo unas condiciones atmosféricas que permitieron temperaturas superiores a las normales para esa época del año.

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Tras su captura, el animal fue entregado a los agentes medioambientales de la Junta de Castilla La Mancha. El individuo fue identificado como A. ferox por ser de gran tamaño (Apalone sinensis y Apalone spinifera no lo alcanzan) y presentar el caparazón liso y con manchas mimetizantes (Figura 2), a diferencia de Apalone mutica, que lo tiene similar a A. sinensis pero con las manchas más aplanadas. Se trataba de una hembra con un tamaño del espaldar de 32 x 22,5 cm con las garras de las patas delanteras más cortas que las traseras y la cola sobresaliendo muy ligeramente del caparazón. La tortuga fue depositada en el Centro de Recuperación el Chaparrillo (Ciudad Real). La detección de un individuo de este tamaño es poco habitual, por tratarse de una especie difícil de cuidar para los neófitos y con un tamaño interesante para los expertos. Tras la localización del individuo se han puesto en marcha medidas de información mediante redes sociales y a través de entidades de turismo e inmersión, a fin de centralizar y gestionar posibles nuevos hallazgos. Con estas medidas se pretende que, si hay una población establecida en el parque natural, ésta sea controlada lo antes posible, ya que se trata de una especie difícilmente detectable desde superficie. Para la localización de nuevos ejemplares de ésta u otras especies de galápagos exóticos (e.g., Trachemys spp., Ais spp.), proponemos al organismo gestor del Parque Natural de las Lagunas de Ruidera la instalación de plataformas de asoleamiento (Pérez, 2006) donde se puedan detectar fácilmente, y la realización de una batida subacuática en aquellos lugares de la laguna

Fotos Daniel Cruz

Figura 2: Detalle de la cabeza del animal (a) y vista cenital del espaldar en el que se observa la ausencia de escamas (b).

con querencia, con el fin de intentar controlar la presencia de más ejemplares. AGRADECIMIENTOS: Al Servicio de Montes y Espacios Naturales de la Junta de Comunidades de Castilla La Mancha en Ciudad Real, al Órgano gestor del Parque, y a J.C. Vidales, por su desinteresada colaboración. A C. Ayres, de la Asociación Herpetológica Española, por la colaboración en la identificación de la especie. Y a nuestros patrocinadores TecnoVoice, Fast Industrial, SoloMares y Mares por posibilitar nuestro proyecto de voluntariado.

Referencias Ayuntamiento de Madrid, 2006. <http://www.madrid.es/ portales/munimadrid/es/Inicio/El-Ayuntamiento/Medios -de-Comunicacion/Notas-de-prensa/310-tortugas -incautadas-en-dos-restaurantes-chinos-deMadrid?

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Bol. Asoc. Herpetol. Esp. (2015) 26(1) Balmori, A. 2014. Utilidad de la legislación sobre especies exóticas invasoras para la conservación de las especies de galápagos ibéricos. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 25: 68-74. El Correo Digital. 2014. <http://www.elcorreo.com/vizcaya/ 20070627/vizcaya/detectan-humedal-getxo-tortuga20070627.html> [Consulta: 22 octubre 2014]. Ihobe. Sociedad Pública del Departamento de Medio Ambiente, Planificación Territorial, Agricultura y Pesca del Gobierno Vasco. 2009. Caracterización de tres poblaciones de galápago leproso en Araba. Bilbao.

Meffe, G.K. & Carroll, C.R. 1997. Principles of conservation biology. Sinauer Associates, Sunderland. Massachusetts. Pérez, A., Murelaga, X. Mancheño, M.A. & Fierro, I. 2011. Nuevos datos sobre las tortugas del Puerto de la Cadena (Mioceno superior de Murcia). Geogaceta, 50: 185-188. Pérez, N., Díaz-Paniagua, C., Hidalgo, J., Robles, F., Pérez de Ayala, J.M., Remedios, M., Barroso, J.L., Valderrama, J., Coronel, N., Cono, M.D. & Bañuls, S. 2006. Trampas y plataformas de asoleamiento: la mejor combinación para erradicar galápagos exóticos. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 17:115 -120.

Tortuga mordedora (Chelydra serpentina) en Cataluña (NE de la Península Ibérica): nuevas citas y consideraciones sobre su riesgo invasor Albert Martínez-Silvestre, Juan Miguel Cano & Joaquim Soler Centro de Recuperación de Anfibios y Reptiles de Cataluña (CRARC). 08783 Masquefa(Barcelona). C.e.: crarc@amasquefa.com Fecha de aceptación: 13 de marzo de 2015. Key words: invasive species, snapping turtle, Chelydra serpentina, Catalonia, Iberian peninsula.

La tortuga mordedora Chelydra serpentina es un quelídrido de origen americano con una amplia distribución en este continente, abarcando desde Canadá hasta el Golfo de Méjico (Van Dijk, 2012). Se trata,

además, de una de las principales especies de tortugas exportadas desde los Estados Unidos (CITES, 2011; Kopecky et al., 2013), cuyo comercio hacia el este de Asia ha incrementado de 10.000 individuos a 300.000

Figura 1: Recopilatorio de registros de ejemplares asilvestrados de C. serpentina durante 15 años en Cataluña. UTM 10 x 10 km.

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individuos anuales en menos de cinco años (Van Dijk, 2012). En los últimos 10 años se han realizado numerosos estudios citando la presencia en estado salvaje de C. serpentina y evaluando su riesgo invasor fuera de su área de distribución natural, como en China (Xu et al., 2012), Corea (Bang & Cho, 2009), Isla de Guam ( Leberer, 2003) y Japón (Kobayashi et al., 2006). Del mismo modo, C. serpentina está catalogada como especie invasora o introducida en inventarios realizados en países europeos como Francia (Thevenot, 2014), Holanda (Van der Velde et al., 2003), Polonia ( Kitowski, 2013) y República Checa (Kopecky et al., 2013). En Alemania la especie está catalogada como “Especie Exótica Invasiva” junto con la tortuga aligátor (Macrochelys temminckii) (NOBANIS, 2015). En Mateo et al. (2011) se cita como “especie que podría encontrar en España hábitats apropiados para su naturalización” si bien no se aportan citas de su distribución. Hasta el momento, en España se ha citado su presencia ocasional en Mallorca (Pinya et al., 2007) y Tenerife ( Pleguezuelos, 2004). Se han citado además las capturas de un ejemplar en 2003 en Aragón (Alcántara de la Fuente, 2004) y otro en un canal de la Región de Murcia (La Verdad, 2014). Por su parte, la World Wildlife Fundation la cita como una de las principales especies invasoras de la comunidad de Madrid (WWF, 2015). En esta nota se describe la presencia de C. serpentina en Cataluña basada en la información recogida por el Centro de Recuperación de Anfibios y Reptiles de Cataluña (CRARC). Desde 2000, el CRARC ha venido recibiendo ejemplares o notificaciones confirmadas procedentes de la naturaleza, y especialmente en los últimos años se ha venido observando un incremento en las localizacio-

nes y capturas. Los ejemplares son entregados en su mayoría por los agentes rurales o guardas de parques. En total han sido 16 ejemplares ingresados o notificados al CRARC, de los cuales nueve lo han sido en los últimos cinco años. En la Figura 1 se exponen las localizaciones de los ejemplares en estos 15 años en cuadrícula UTM 10 x 10 km. Las localizaciones se concentran alrededor de las zonas más habitadas, con grandes ciudades o áreas donde existe un elevado tráfico de animales exóticos. Incluso se observan dos cuadrículas con tres capturas cada una (Figura 1). Se ha confirmado que C. serpentina es una especie capaz de reproducirse en Cataluña bajo condiciones naturales (MartínezSilvestre et al., 2011). Ello, unido al creciente número de avistamientos en libertad que aportamos en esta nota, nos lleva a determinar un verdadero riesgo invasor en el territorio. Por otro lado, existe la posibilidad de transmisión de agentes patógenos al ecosistema, ya que C. serpentina es un conocido huésped de parásitos con potencial dañino para las especies autóctonas como Spirorchis sp. (Stunkard, 1922). Si bien en la propuesta inicial del catálogo español de especies invasoras de 2011 (BOE, 2011) se incluyó a C. serpentina como “potencialmente invasora”, en la revisión de 2013 esta especie fue eliminada (BOE, 2013). Curiosamente, en la modificación propuesta para el período 2015-2016, documentada con estudios donde se demuestra el comercio de C. serpentina (Kopecky et al., 2013), tampoco se contempla esta especie, apareciendo sin embargo especies de quelonios que se han propuesto como potencialmente invasores en España sin existir citas en libertad ni apenas ningún estudio que demuestre su potencial inva-

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sor, como es el caso de Chelonoidis denticulata o Chelus fimbriatus (M. Pomarol, comunicación personal). Así pues, la presente nota alerta sobre la necesidad de incluir a C. serpentina en el catálogo español de especies invasoras con la suficiente antelación para evitar que se establezcan poblaciones reproductoras estables de difícil eliminación, como ha ocurrido con otras especies de quelonios en la Península Ibérica.

AGRADECIMIENTOS: A M. Pomarol, técnico del Departament d’Agricultura, Ramaderia, Pesca, Alimentació i Medi natural de la Generalitat de Catalunya por permitir el acceso a las propuestas de modificaciones de Real Decreto de Especies Invasoras 2015. A P. Martínez, la cesión de datos de campo, y al Cos d’Agents Rurals de la Generalitat de Catalunya por la captura y entrega de gran parte de los ejemplares que han servido para realizar este estudio. A C. Ayres, por su revisión y el aporte de datos que han completado la nota.

Referencias Alcántara de la Fuente, M. 2004. Especies exóticas (II): Proliferación de especies exóticas de fauna en Aragón. Natural de Aragón, 18: 24-29. Bang, S. & Cho, M. 2009. Ecological risk assessment of Chelydra serpentina and the development of ecological risk evalutaion tools for testudines. 2-4. In: Abstracts of Managing Biological Invasionsunder Global Change. Fuzhou. BOE. 2011. Real Decreto 1628, de 14 de noviembre, por el que se regula el listado y catálogo español de especies exóticas invasoras. Boletin Oficial del Estado, 298: 132711-132735. BOE. 2013. Real Decreto 630, de 2 de agosto, por el que se regula el Catálogo español de especies exóticas invasoras. Boletin Oficial del Estado, 185. Sec. I: 56764-56786. CITES. 2011. Estudio sobre la conservación y el comercio de tortugas terrestres y galápagos de Asia incluidas en los Apéndices de la CITES. 9. In: 61ª Reunión del Comité Permanente. Doc. 47 (2; Anexo 2). Ginebra, Suiza. Kitowski, I. 2013. Examinations of the Ember of Invasive Species Problems: Trade Turnover of Cumberland Sliders Trachemys scripta troostii in the Pet Shops of Eastern Poland. International Journal of Pure and Applied Sciences and Technology, 15: 14-19. Kobayashi, R., Hasegawa, M. & Mitashita, T. 2006. Home Range and Habitat Use of the Exotic Turtle Chelydra serpentina in the Inbanuma Basin, Chiba Prefecture, Central Japan. Current Herpetology, 25: 47-55. Kopecky, O., Kalous, L. & Patoka, J. 2013. Establishment risk from pet-trade freshwater turtles in the European Union. Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 410:2. La Verdad. 2014. <http://www.laverdad.es/murcia/v/20140209/ region/alertan-riesgo-supone-abandono-20140209.html> [Consulta: 6 marzo2015]. Leberer, T. 2003. Records of freshwater turtles on Guam, Mariana Islands. Micronesica, 35-36: 649-652. Martínez-Silvestre, A., Soler-Massana, J., Solé, R. & Medina, D. 2011. Reproducción de quelonios alóctonos en Cataluña en condiciones naturales. Boletín de la Asociación Herpetológica Española, 12: 41-43. Mateo, J.A., Ayres, C. & Lopez-Jurado, L.F. 2011. Los anfibios y reptiles naturalizados en España: Historia y evolución de

una problemática creciente. Boletin de la Asociacion Herpetologica Espanola, 22: 2-43. NOBANIS. 2015. European Network of Invasive Species. Regulation relevant to alien species - Germany (DE). <http://www.nobanis.org/Regulations_DE.asp> [Consulta: 20 febrero 2015]. Pinya, S., Parla, L. & Sunyer, J. 2007. Sobre la presència de tortuges d’aigua al·lòctones d’introducció recent a l’illa de Mallorca. Bolletí de la Societat d’Història Natural de les Balears, 50: 209-216. Pleguezuelos, J.M. 2004. Las especies introducidas de anfibios y reptiles. 502-532. In: Pleguezuelos, J.M., Márquez, R. & Lizana, M. (eds.), Atlas y libro rojo de los anfibios y reptiles de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza, Asociación Herpetológica Española. Madrid. Stunkard, H.W. 1922. Two new genera of North American blood Flukes. American MuseumNovitates, 39: 2-8. Thevenot, J. 2014. Liste de référence des espèces de vertébrés introduits en France métropolitaine élaborée dans le cadre de la méthodologie de hiérarchisation des espèces invasives. Rapport d’étape n°1. Service du Patrimoine Naturel, Muséum national d’Histoire naturelle. Paris. Van der Velde, G., Nagelkerken, I., S.; Rajagopal, S. & Bij de Vaate, A. 2003. Species in Inland Freshwater Bodies: The Rhine Delta. 360-373. In: Leppäkoski, E., Gollasch, S. & Olenin, S. (eds.), Invasive Aquatic Species of Europe. Distribution, Impacts and Management. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht. Van Dijk, P.P. 2012. Chelydra serpentina. The IUCN Red List of Threatened Species. 2. <http://www.iucnredlist.org/details/163424/0> [Consulta: 6marzo 2015]. WWF. 2015. Introducción de especies exóticas. <http://www. wwf.es/que_hacemos/especies/problemas/introduccion_ de_especies_exoticas/>[Consulta: 20 febrero2015]. Xu, H., Qiang, S., Genovesi, P., Ding, H., Wu, J., Meng, L., Han, Z., Miao, J., Hu, B., Guo, J., Sun, H., Huang, C., Lei, J., Le, Z., Zhang, X., He, S., Wu, Y., Zheng, Z., Chen, L., Jarošík, V. & Pyšek, P. 2012. An inventory of invasive alien species in China. NeoBiota, 15: 1-26.

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Impacto del jabalí sobre Pelobates cultripes en un espacio natural protegido de Galicia Pedro Galán Grupo de Investigación en Bioloxía Evolutiva (GIBE). Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía. Facultade de Ciencias. Universidade da Coruña. Campus da Zapateira, s/n. 15071 A Coruña. C.e.: pgalan@udc.es Fecha de aceptación: 5 de abril de 2015. Key words: amphibians decline, mortality, Sus scrofa, Pelobates cultripes, Galicia.

Una de las causas más importantes del declive global de los anfibios es el de las especies invasoras (Galán, 1997; Knapp & Matthews, 2000; Kats & Ferrer, 2003; Kiesecker, 2003). Sin embargo, no sólo las especies alóctonas invasoras pueden causar un fuerte impacto sobre las poblaciones de anfibios, sino también algunas especies autóctonas que han experimentado un gran incremento poblacional en los últimos años pueden ser igualmente nocivas. El jabalí (Sus scrofa), mamífero suido nativo de Europa, así como la variedad doméstica descendiente de él, que forma poblaciones asilvestradas en diversas partes del mundo, es considerado como una de las “cien peores especies invasoras” (Lowe et al., 2000). Su impacto negativo sobre el medio natural es bien conocido (Massei & Genov, 2004; Amici et al., 2012) y se ha documentado su efecto muy perjudicial sobre la herpetofauna (Jolley et al., 2010). Este mamífero ha experimentado un enorme incremento poblacional en los últimos años, tanto en España como en otros muchos países de Europa, a causa de una combinación de factores, entre los que destacan el despoblamiento de las zonas rurales, los cambios en las prácticas agrícolas, la disminución de depredadores naturales y de la presión cinegética (Sáez-Royuela & Tellería, 1986; Rosell et al., 2001; Bosch et al., 2012). Ello está ocasionando un intenso impacto ambiental en las zonas donde es más abundante (Massei & Genov, 2004).

Galicia es una de estas zonas, pero apenas existe información sobre el impacto ejercido sobre las poblaciones de anfibios por parte de esta especie (Galán, 2005, 2009). El sapo de espuelas (Pelobates cultripes) es el anfibio más escaso y amenazado de Galicia (Galán, 1999, 2008, 2010; Galán et al., 2010) y está catalogado como vulnerable en esta comunidad por la legislación autonómica (Consellería de Medio Ambiente e Desenvolvemento Sostible, 2007). Posee en el Parque Natural de Corrube-

do y las lagunas de Carregal y Vixán (Ribeira, A Coruña) una de sus escasas poblaciones supervivientes de la costa gallega (Galán, 2006, 2007). En este espacio natural protegido hemos comprobado la depredación de S. scrofa sobre esta especie (Galán, 2012), además de la de otros depredadores (Galán & Ferreiro, 2010). En el presente artículo describimos la evolución de la población de Pelobates cultripes en este Parque, basándonos en los recuentos periódicos de sus larvas en una serie de charcas de cría, y correlacionamos el declive observado con el incremento de las señales de S. scrofa en él, así como con evidencias de su depredación sobre P. cultripes. El período reproductor de P. cultripes en la costa de Galicia se inicia con las primeras lluvias otoñales, en el mes de octubre (y algunos años especialmente lluviosos, ya a finales de septiembre), observándose larvas de tamaño relativamente grande antes de final de año, en

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el mes de diciembre (P. Galán, datos no publicados). Una segunda fase reproductora tiene lugar a finales del invierno (febrero y marzo) y el inicio de la primavera (abril). En función de esta fenología, se ha intentado cuantificar la evolución numérica de P. cultripes en esa zona durante los últimos años mediante el recuento de larvas en los meses en que su presencia en los medios acuáticos es máxima (de febrero a abril). Para ello, se muestrearon desde 2006, mediante una red de mano, las charcas existentes en las dos zonas reproductoras principales que esta especie posee en el Parque de Corrubedo. Una en Vilar, en su zona sur, donde existe una charca formada en una pequeña cantera abandonada, en la que se habían encontrado adultos depredados (Galán & Ferreiro, 2010; Galán, 2012), además de otras

charcas sobre suelos arenosos. La otra zona es Olveira, en el norte del Parque, donde existe un conjunto relativamente extenso de charcas intradunares, y otras originadas en antiguas excavaciones. Los resultados se han expresado dividiendo el número total de larvas encontrado cada año en cada zona, por el número de pasadas de red de mano realizado en ellas (lo que nos da el número medio de larvas por cada pasada de red). En cada uno de los años, esta red se pasó de 50 a 100 veces por las diferentes zonas de las charcas, haciendo homogéneo el esfuerzo de muestreo entre los distintos años y las diferentes zonas. Como se puede apreciar en la Figura 1, después de unas cifras elevadas de larvas los dos primeros años (2006 y 2007), el número disminuyó de forma muy marcada, manteniéndose bajo o muy bajo durante los

Figura 1: Número de larvas de P. cultripes en dos zonas del Parque Natural de Corrubedo durante los últimos nueve años. (a) Charcas de Vilar. (b) Charcas de Olveira. Se indica el número de larvas capturadas por cada pasada de red de mano en cada año.

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últimos años (2008-2014). En dos de los años (2012 y 2013) no se encontraron larvas en ninguna de las zonas. En muestreos nocturnos realizados en estos mismos puntos de Vilar y Olveira, se observaron adultos activos en 2006 y 2007, pero ninguno desde 2008. La reproducción de P. cultripes puede variar considerablemente entre años, en relación a los cambios climáticos anuales, pudiendo existir años de condiciones adversas en los que no se reproduce (Tejedo, 2003). Este puede haber sido el caso de los años 2012 y 2013, en los que no se encontró ninguna larva, pero volvió a haberlas, aunque en escaso número, en 2014, cuando las condiciones climáticas fueron más favorables (mayor pluviosidad). Esto nos lleva a pensar que los bajos números de larvas encontrados en los últimos siete años en Corrubedo (desde 2008) se deben a un declive real de la población y no a fluctuaciones numéricas de ésta. Sobre todo si tenemos en cuenta la abundancia con que eran observadas larvas en esas zonas en las décadas de 1980 y 1990 (P. Galán, datos Foto Pedro Galán

Figura 2: Herbazal hozado por S. scrofa en el Parque Natural de Corrubedo (A Coruña, Galicia). En la periferia de las charcas de reproducción de anfibios el efecto de este mamífero es incluso peor.

no publicados) y los dos primeros años del seguimiento (2006 y 2007). Teniendo en cuenta que Corrubedo es un espacio natural protegido, donde están prohibidas las modificaciones del medio, las causas de este declive habría que buscarlas en las alteraciones que se han producido en este territorio en los últimos años. Aunque las zonas arenosas de Vilar y Olveira no se han visto alteradas de manera relevante en las últimas dos décadas (desde la declaración de Parque Natural), los graves incendios del verano de 2006 afectaron a algunas áreas interiores del Parque. Como consecuencia de ellos, en el entorno de la charca de la cantera abandonada de Vilar (una de las principales utilizadas por P. cultripes), anteriormente cubierto por un pinar, se ha producido desde entonces un notable desarrollo de la vegetación arbustiva y de matorral (Ulex europaeus y Rubus spp.), haciendo el hábitat menos favorable para P. cultripes en ese punto. La presencia del visón americano (Neovison vison) también puede tener un efecto negativo importante sobre P. cultripes, existiendo evidencias de su depredación (o la de otro mustélido de similar tamaño) sobre P. cultripes en Corrubedo (Galán & Ferreiro, 2010). Pero aparte de esto, el cambio más notable ocurrido en los últimos años es el incremento de rastros de S. scrofa en la totalidad del Parque de Corrubedo, tanto en las zonas arenosas como interiores (Figura 2). No se ha podido cuantificar el incremento de la presencia de S. scrofa durante estos años, pero el número de huellas, rastros y hozadas de esta especie era mucho menor en los primeros años de los muestreos (2006 y 2007) que en los siguientes. En la actualidad, las orillas de todas las charcas de cría de anfibios del Parque aparecen intensamente hozadas y cubiertas por sus huellas.

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Fotos Pedro Galán

Figura 3: Ejemplares adultos reproductores de P. cultripes devorados por S. scrofa en el Parque Natural de Corrubedo (Ribeira, A Coruña, Galicia). Estos restos se encontraban en medio de una zona intensamente hozada, en el borde de una charca de cría del anfibio, en Vilar.

El 23 de febrero de 2011 encontramos los restos de cuatro adultos de P. cultripes en la periferia de una de las charcas donde esta especie se reproduce, en las proximidades de Vilar (UTM 1 x 1 km: 29T MH9811). Las características de esta charca, así como de su hábitat circundante, se describen en Galán & Ferreiro (2010). Estos restos se encontraban en medio de una zona intensamente hozada y con numerosas huellas de S. scrofa que abarcaba la práctica totalidad de la periferia de la charca y áreas próximas (Galán, 2012). Los restos consistían en las cabezas de cuatro ejemplares adultos de P. cultripes, dos de las cuales tenían adheridos restos de piel. También se encontraron junto a las cabezas algunos restos de vísceras de los sapos (Figura 3). En esta misma charca se habían encontrado en 2008 varios ejemplares adultos de P. cultripes depredados, pero en este caso, con signos de haber sido consumidos por otro tipo de depredador, muy posiblemente N. vison, por las marcas dejadas en los cadáveres (Galán & Ferreiro, 2010). En el caso de 2011, sin embargo, las numerosas huellas de S. scrofa encontradas al lado de los restos, unido al

consumo casi total de los sapos, excepto las cabezas y algunas otras partes (restos de piel y de vísceras), nos inducen a pensar que se trata de depredación por este suido. Finalmente, la observación de S. scrofa en la periferia de esta charca durante un muestreo nocturno ese mismo año nos confirmó que se trataba de esta especie (Galán, 2012). En la periferia del resto de las charcas muestreadas, tanto en la zona de Vilar como en la de Olveira, se encontró la misma densidad de rastros de huellas y hozaduras de S. scrofa. La guardería del Parque de Corrubedo nos ha informado del incremento de la población de S. scrofa en el interior del espacio protegido a lo largo de los últimos años. En la periferia del Parque (como en la vecina Sierra de Barbanza) se practica la caza de esta especie, pero no dentro del Parque Natural, por lo que muchos individuos se refugian en su interior. En esta zona, además de refugio, encuentran un hábitat muy favorable, por lo que permanecen en él de forma estable. Ello ha conducido a que la población de este suido se incrementara de una manera muy marcada en el interior del espacio protegido. En visitas realizadas personal-

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mente a este Parque hace más de una década (decenios de 1980 y 1990) se pudo observar el elevado número de larvas de P. cultripes en las charcas de Olveira y Vilar, aunque no se cuantificó su número. Al mismo tiempo, en esa época, los rastros de S. scrofa eran muy escasos (P. Galán, datos no publicados). S. scrofa consume diversas especies de anfibios, como anuros (Kuzmin, 1999) o salamandras comunes (Carretero & Rosell, 1999). El consumo de sapos pertenecientes al género Pelobates por parte de S. scrofa ha sido señalado en Europa para Pelobates fuscus (Briedermann, 1976, citado en Nöllert, 1984), y también en P. cultripes, incluso en la Península Ibérica (Recuero, 2014). Sin embargo, el estudio más completo realizado sobre el efecto de S. scrofa (en este caso, su variante doméstica asilvestrada) sobre sapos de espuela, en sentido amplio (englobando las especies norteamericanas de la familia Scaphiopodidae, géneros Scaphiopus y Spea, de hábitos de vida similares a los paleárticos de la familia Pelobatidae; véase, por ejemplo, Vit & Caldwell, 2009) es el de Jolley et al. (2010). En él se analizan los contenidos gástricos de 68 cerdos salvajes cazados en el sur de los Estados Unidos, y se destaca la vulnerabilidad del sapo de espuelas Scaphiopus holbrookii ante la depredación por los suidos, a causa de sus costumbres terrestres y del hecho de realizar migraciones masivas

durante sus desplazamientos a las charcas de cría. Por ejemplo, un solo ejemplar de cerdo salvaje había devorado 49 individuos. Este sapo era la especie más destacada de todos los anfibios consumidos por los suidos (el 21,4 % de los anfibios y reptiles y el 4,4 % del total de presas consumidas). No hay estudios semejantes en Galicia, pero lo observado en el Parque de Corrubedo hace pensar que esta depredación ejercida por S. scrofa puede ser un grave factor de amenaza para P. cultripes, así como para otras muchas especies, y la posible causa directa y principal del fuerte retroceso experimentado por su población en esta zona, aunque otros factores pueden estar también implicados, como los cambios en la vegetación en algunos puntos a causa de los incendios y la presencia de N. vison. Hemos tomado como ejemplo del impacto de S. scrofa en Galicia este espacio natural protegido por tener una diversidad de anfibios elevada y haber comprobado la abundante presencia de este mamífero, así como por albergar una población del anfibio más escaso y amenazado de Galicia, P. cultripes. Sin embargo, dada la extensión y magnitud del problema, similares conclusiones podrían extraerse de muchas otras localidades donde este mamífero se he expandido exponencialmente en los últimos años.

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