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Key words: Common midwife toad, habitat, abundance, conservation status.
Hábitat En la parte norte de su área de distribución (por ejemplo, en los Países Bajos y Luxemburgo), la especie prefiere laderas libres de heladas, expuestas al sur, con vegetación baja y suficiente espacio abierto y lugar para refugiarse (Böll et al., 2010; Barrios et al., 2012). En la Península Ibérica ocupa sobre todo zonas de alta pluviosidad, salvo en el sur de Cataluña y la Comunidad Valenciana, donde se encuentra por debajo de los 500mm de pluviometría anual. En zonas menos lluviosas, sobre todo en el sur, aparece prácticamente sólo en sistemas montañosos o en zonas con sustratos impermeables. Sin embargo, también se encuentra de forma relicta en zonas secas y en ocasiones semiáridas del centro y sur peninsular. Ocupa por tanto multitud de hábitats, tanto en terrenos silíceos, calizos o arcillosos, desde áreas de montaña, encinares, zonas de cultivo, bosques, zonas de ribera, e incluso huertas o áreas urbanas (García-París y Martín, 1987; Lizana et al., 1990; Gosá y Bergerandi, 1994; Malkmus, 1998; Barberá et al., 1999; Bosch, 2002; Ryser et al., 2003; Castro et al., 20058). Se localiza desde el nivel del mar hasta los 2.500 m s.n.m. en los Pirineos franceses. Sus refugios incluyen guaridas de roedores o insectos, montones de piedras y muros de piedra, grietas por erosión, madera muerta, cuevas y agujeros subterráneos, cimientos de edificios, agujeros auto-excavados y cualquier otro tipo de agujero adecuado para refugio. Las partes más profundas de estos refugios se utilizan para la hibernación. Lange et al. (2020), comparan experimentalmente las preferencias de tipo de refugio (madera o caucho) y de sustrato (natural o serrín) en adultos y juveniles de A. obstetricans. Según estos autores el sustrato de serrín tuvo una gran influencia en la selección del refugio, debido probablemente a las propiedades higrométricas de este sustrato, que mantiene más humedad. Por otra parte sólo encuentran una preferencia por el refugio de caucho cuando las temperaturas son más bajas, como consecuencia de las características térmicas de este material de color oscuro. Según este estudio los sapos parteros elegirían su refugio diurno según su humedad y temperatura. Rodríguez-Rodríguez (2020a) demuestra experimentalmente que la baja humedad es un factor limitante para el crecimiento de los juveniles, incluso en condiciones óptimas de temperatura o alimentación. Los individuos metamórficos se ven gravemente afectados en el crecimiento y, en consecuencia, en su condición física en escenarios de sequedad. Para reproducirse utiliza gran variedad de cuerpos de agua (ver apartado de reproducción). El desarrollo larvario largo lo restringe a áreas con cuerpos de agua principalmente permanentes, que a menudo son de origen antropogénico, p. ej. piletas, fuentes, balsas de riego o depósitos para extinción de incendios. En la región de Murcia se detectó durante 2011-2012 la reproducción de A. obstetricans en el 5,3% de las charcas ganaderas funcionales examinadas (n= 57) (Verdiell-Cubedo, 2012). Se observó la reproducción de A. obstetricans en el 31% de las charcas (n= 40) examinadas en prados situados en los alrededores del bosque de Irati (Navarra) (Manenti et al., 2013). En un estudio realizado en los robledales del norte de Pamplona (Robledales de Ultzama), Gosá (2008) analizó el uso espacial del sustrato arbóreo explotado por tres especies de anuros y puso de manifiesto que el 71% de los ejemplares de A. obstetricans fueron recapturados en el mismo árbol, algunos incluso en periodos superiores a 3 meses. Los individuos se localizaron principalmente sobre sustrato de musgo con humedad elevada o mojado. Sin embargo, pocos ejemplares se observaron trepando el tronco y fundamentalmente eligieron árboles de diámetro superior a los 60cm. El acceso de A. obstetricans a los árboles se inicia en junio, y dependiendo de las características climatológicas del año, finaliza normalmente en noviembre, aunque puede prolongarse hasta enero y febrero. En cualquier caso, la hibernación se produce en diciembre. La utilización de la base de los árboles se produce en verano (agosto, septiembre), coincidiendo con el período más seco, y en otoño. Durante el periodo reproductor primaveral, de elevada humedad, no se localizan en el musgo de la base de los troncos, y no se han observado nunca machos portadores de huevos. Es un sapo que trepa con facilidad y frecuentemente se encuentra encaramado en grietas de paredes. Esta habilidad les permite acceder a medios acuáticos de paredes verticales rugosas y salir de ellos con facilidad (datos propios). Esta capacidad trepadora se ha comprobado en A. obstetricans en un parque urbano de Pamplona (Gosá y Arias, 2009) donde el 33,5% de los individuos se encontraron trepando por las paredes de un canal hasta unos 35cm de altura, refugiándose en repisas o grietas de la pared. Se ha observado en un robledal maduro de Quercus robur en Navarra que trepa por el musgo en el tramo inferior del tronco de los árboles. Mayoritariamente se observan adultos (77%), aunque los recién metamorfoseados hacen un cierto uso de las partes basales (7% de las observaciones). Alcanza los 34 cm de media y asciende hasta 135 cm del suelo. Cuando son detectados, el 52% de los casos se desplaza, refugia o salta al suelo (Gosá, 2003). En cualquier caso, su largo desarrollo larvario condiciona su presencia a zonas que cuenten con puntos de agua de larga duración, muchas veces de origen antrópico, como pilones, fuentes o albercas de riego. Además, estos puntos de agua pueden presentar características muy diferentes, pudiendo tolerar agua muy eutrófica, con niveles bajos de oxígeno o pH bajo (Bosch, 2009). También se reproduce en jardines y estanques urbanos como se ha constatado en Oviedo, Liège, Paris y Ruhrgebiet entre otras ciudades (Serra-Cobo et al., 1998; García-González et al., 2012; Barrios et al., 2012). En el resto de su distribución europea sus preferencias de hábitat son igualmente amplias, incluyendo también zonas muy humanizadas y alteradas (Böll, 2003; Borgula y Zumbach, 2003; Eislöffel, 2003; Fritz, 2003; Joger y Schmidt, 2003; Kordges, 2003; Sowig et al., 2003; Stumpel y Blezer, 2003; Uthleb et al., 2003; Weber, 2003).
Abundancia Especie todavía frecuente en el norte de la Península, en el centro y sur sin embargo resulta cada vez más escasa y sus poblaciones se encuentran más fragmentadas (Bosch, 2002).
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2006): Preocupación Menor (LC). Se justifica por su amplia distribución, amplitud de hábitats que ocupa y tamaño presumiblemente grande de población (Bosch et al., 2008). Propuesto para ser incluido en la categoría de Vulnerable en Murcia (Egea-Serrano et al., 2007). Se ha evaluado el estado de conservación del sapo partero en los diferentes Estados miembros de su área de distribución global y actualmente la especie está incluida en la Lista Roja nacional de todos los países, estando catalogada como "Preocupación menor" (Portugal, Francia, Bélgica), "Vulnerable" (Holanda y Alemania) y "En peligro" (Suiza). En Luxemburgo, la especie no se encuentra actualmente catalogada como en peligro. Además, en algunos países, la especie también se ha incluido en las Listas Rojas regionales, con categorías que van desde "Datos insuficientes "(Región de Murcia, España)," En peligro "(Alsacia, Francia y Flandes, Bélgica; cuatro regiones en Alemania) o incluso" En peligro crítico "(Baviera, Alemania).
Amenazas La pérdida general de hábitat (incluida la pérdida de lugares de reproducción) ha sido la principal causa de la disminución de Alytes obstetricans en muchas áreas. Como consecuencia, la fragmentación de las metapoblaciones podría ser un problema grave para la especie en varias áreas de su distribución. Además, parece que se están produciendo descensos poblacionales en los límites de su distribución europea, donde la fragmentación poblacional es más clara (Barrios et al., 2012). Los elementos del paisaje utilizados por A. obstetricans como refugio, áreas de alimentación y apareamiento pueden perderse o degradarse cuando se eliminan setos, márgenes de campo, pilas de piedra, pilas de madera, muros de piedra y estructuras antiguas con cavidades que proporcionan hábitats para la especie. Esto suele ocurrir frecuentemente en la intensificación agrícola cuando se amplían campos de cultivo, se consolidan y se uniformizan terrenos agrícolas que conducen a la pérdida de hábitats disponibles para la especie y por tanto a su desaparición. Esta práctica ha sido y sigue siendo una amenaza muy importante en los Países Bajos (Bosman com. pers. en Barrios et al., 2012), Suiza (Schmidt com. pers. en Barrios et al., 2012), y, más recientemente, en el norte de España (César Ayres com. pers. en Barrios et al., 2012). Otros cambios agrícolas, como la transformación de pastos o prados en tierras de cultivo intensivo (Schmidt, com. pers.), o la conversión de prados o pastos en terrenos de cultivo, eliminan las características del paisaje que proporcionan un hábitat adecuado para A. obstetricans. Esta parece ser una de las razones más importantes de su declive en Alemania en las últimas décadas (Uthleb et al., 2003, Günther et al., 2005). Además, la sustitución de cultivos tradicionales por cultivos intensivos que conllevan el uso de fertilizantes y plaguicidas afecta a todo el ecosistema, ya que los pesticidas pueden eliminar los invertebrados que forman parte de su dieta, los herbicidas pueden eliminar la vegetación que es el hábitat tanto de A. obstetricans como de sus especies de presa, y los fertilizantes aumentan la cantidad de compuestos nitrificados en el suelo que posteriormente llegan a las masas de agua y que son altamente tóxicos para los anfibios, especialmente en su fase larvaria. Por tanto, los cambios en los usos agrícolas son probablemente una de las razones más importantes de la disminución del sapo partero común en gran parte de Europa. Se ha observado experimentalmente (Iglesias-Carrasco et al., 2021) que las plantaciones de eucalipto producen efectos negativos sobre las larvas de sapo partero común, además de otras especies. Los renacuajos expuestos a lixiviados de eucalipto diferían en morfología y crecimiento y exhibieron respuestas inmunes más débiles y un tamaño más pequeño en la metamorfosis que los expuestos a lixiviados de roble. Este estudio indica además que las hojas de eucalipto, a diferencia de las de roble autóctono, producen menos nutrientes, presentan menor cantidad de perifiton, alimento fundamental en las primeras fases del desarrollo larvario del sapo partero entre otras especies, y producen detritos tóxicos. Los incendios pueden provocar la pérdida de la mayor parte de los recursos tróficos y espaciales del sapo partero común. A una escala más local, la quema de arbustos, setos y vegetación ribereña provoca una pérdida severa de las estructuras de hábitat disponibles y los recursos alimenticios. En muchas áreas anteriormente ocupadas por el sapo partero común, los humedales fueron y son drenados para aumentar la cantidad de tierra cultivable como consecuencia de la intensificación agrícola. Esto provocó la desecación y pérdida de zonas de reproducción. Además, charcas, balsas y pilones utilizados para el riego o para dar de beber al ganado se pierden como consecuencia del abandono actual de las prácticas agrícolas y ganaderas tradicionales. En Suiza y el suroeste de Alemania, la destrucción y los cambios en el uso de puntos de agua, originalmente construidos cerca de las granjas para combatir incendios, también conducen a la pérdida de puntos de reproducción (Günther et al., 2005). En muchas áreas, del 50 al 90% de los puntos de agua disponibles para la reproducción se han perdido en las últimas décadas, muchos de ellos debido también a la sobrexplotación de acuíferos (Uthleb, com. pers. en Barrios et al., 2012). Además, una multitud de otros factores, como la deforestación intensiva, la erosión y sedimentación, la sequía prolongada, etc., provocan la desaparición de las aguas superficiales. Por ejemplo, en España el proceso de desertificación se ha acelerado en las últimas décadas, provocando la desaparición de un gran número de pequeños cuerpos de agua que alguna vez fueron utilizados como puntos de reproducción por varias especies de anfibios (Márquez y Lizana, 2002). En Portugal y España el monocultivo de especies arbóreas (especialmente eucalipto) en algunas regiones causa el agotamiento de los acuíferos. Esto puede afectar negativamente a la hidrología, lo que también conduce a una reducción en la cantidad y disponibilidad de agua subterránea y, finalmente, a la desecación de lagunas y zonas encharcadas alimentadas por agua subterránea y, por lo tanto, a la pérdida del hábitat de reproducción de A. obstetricans. Este tipo de silvicultura intensiva también provoca degradación del hábitat terrestre, reducción de la disponibilidad de invertebrados, entre otros impactos (Márquez y Lizana, 2002). La fragmentación de poblaciones en el sur de su distribución puede conducir al aislamiento de poblaciones más pequeñas con todas las consecuencias negativas asociadas como son la pérdida de diversidad genética y flujo génico, la mayor probabilidad de extinción local debido a consanguinidad o fenómenos estocásticos o las dificultades para la recolonización de hábitats adecuados. Se ha descrito mortalidad adicional y declive de la especie debido a depredación por parte de especies exóticas e invasoras. La depredación por peces introducidos se considera una grave amenaza (Bosch et al., 2008).8 En los lagos pirenaicos la introducción de peces, fundamentalmente truchas (Salmo trutta, Oncorhynchus mykiss y diversas especies de Salvelinus) y piscardos (Phoxinus sps) ha demostrado ser uno de los principales factores de desaparición de sapos parteros y otras especies de anfibios (Miró y Ventura, 2020). De los 520 lagos de alta montaña estudiados por estos autores únicamente el 20% de los que presentaban alguna especie íctica contenía alguna especie de anfibio. Sin embargo, alrededor del 75% de los lagos sin peces introducidos presentaron poblaciones de al menos una especie de anfibio (Miró y Ventura, 2020). No obstante, este estudio se refiere a A. obstetricans de forma genérica sin diferenciar las dos especies de Alytes presentes en el Pirineo. En España, se ha observado depredación directa de renacuajos por el cangrejo de río americano (Procambarus clarkii) así como competencia en varios sitios (fuentes, estanques y arroyos) donde se ha introducido este último (Ayllón y Hernández, 2009). De manera similar, en Alemania otras dos especies de cangrejo de río introducidas (Orconectes limosus y Pacifastacus leniusculus) representan una seria amenaza para las larvas de A. obstetricans (Kordges, 2003). Finalmente, el carpín (Carassius auratus) también tiene un impacto negativo sobre A. obstetricans en Suiza (Schmidt com. pers. en Barrios et al., 2012) y Francia (Crochet et al., 2004). Las enfermedades emergentes son una de las principales causas de declive de las especies del género Alytes en los últimos 25 años. El hongo Saprolegnia ferax, un patógeno de peces distribuido globalmente, es conocido desde hace tiempo por provocar mortalidades masivas de huevos de anfibios. Muchas especies de peces que se encuentran introducidos en muchos lugares de todo el mundo son portadores habituales de este hongo, y su papel en la transmisión de este patógeno a los anfibios ha sido demostrado (Kiesecker et al., 2001). En 1997 se detectó una mortalidad masiva de sapo partero en algunas poblaciones del Sistema Central (Parque Natural de Peñalara) que habían sido afectadas por algún patógeno. Posteriormente se identificó el causante de la mortalidad como el hongo quitridio Batrachochytrium dendrobatidis (Bd), que produce la quitridiomicosis (Bosch et al., 2001). El problema surgió en el verano de 1997, cuando empezaron a aparecer cientos de individuos recién metamorfoseados de la especie afectada muertos flotando en las charcas y en sus orillas. Las mortalidades en masa se repitieron cada vez de forma más leve en 1998 y en 1999. Aunque en las poblaciones afectadas algunos individuos pueden sobrevivir a esta enfermedad, parece poco probable que las poblaciones infectadas se recuperen de forma natural (Bosch y Fernández-Beaskoetxea, 2008) debido a la alta mortalidad implicada. Por otra parte, las larvas invernantes de sapo partero actúan como reservorio del quitridio, que se mantiene en los dentículos córneos de los renacuajos hasta la metamorfosis, momento en el que coloniza todo el epitelio queratinizado de los recién metamorfoseados produciendo su muerte (Bosch et al., 2001) . Existen casos de mortalidad masiva de anfibios en otras regiones españolas, la mayoría en zonas de alta montaña donde las temperaturas frescas facilitan el crecimiento del hongo quitridio. De hecho, todas las poblaciones de sapos parteros a más de 1.500 m tienen un alto riesgo de declive por esta causa (Walker et al., 2010). Un estudio en 126 localidades de la Península Ibérica encontró que el 25% de las poblaciones estudiadas estaban infectadas por el hongo quitridio. En España, se están produciendo muertes masivas en la Sierra de Guadarrama, la Cordillera Cantábrica y los Pirineos (Walker et al., 2010), aunque en esta última región algunos casos pueden referirse a A. almogavarii. En 2009 se registró en la Serra da Estrela (Portugal) mortandad en masa de postmetamórficos de A. obstetricans debida a quitridiomicosis. Muestreos realizados en 2010 y 2011 indican que la especie ha desaparecido del 67% de las cuadrículas 1 x 1 km donde estaba presente y que la reproducción se limita al 16% de los sitios conocidos previamente (Rosa et al., 2013). Actualmente el quitridio se encuentra distribuido por toda Europa y es posible que como consecuencia del cambio climático y del estrés ambiental al que están sometidas las poblaciones, se produzcan nuevos episodios de mortalidad en otras zonas de Europa. Recientemente Bosch et al. (2021) han observado experimentalmente que la ingesta de microplásticos aumenta la carga de infección por quitridios. El descubrimiento de una nueva especie de quitridio Batrachochytrium salamandrivorans (Bsal) en los Países Bajos y Alemania (Martel et al., 2013, 2014) que es letal para varias especies de urodelos, pero aparentemente inofensiva para los anuros, es una nueva amenaza para las comunidades de anfibios, ya que Alytes obstetricans puede actuar como reservorio asintomático de Bsal (Stegen et al., 2017). Otra enfermedad emergente es la producida por ranavirus (Iridovirus). A diferencia de la quitridiomicosis, los iridovirus aparecen principalmente en ambientes degradados, donde un gran número de anfibios se concentran en unos pocos puntos de agua para reproducirse (Bosch, 2003). Investigaciones recientes muestran que los nuevos ranavirus detectados están estrechamente relacionados con el virus del sapo partero común (CMTV), que causan enfermedades y mortalidad masiva en varias especies de anfibios hospedadores diferentes, siendo los renacuajos de A. obstetricans de los más afectados (Balseiro et al., 2009). Ya se han observado declives poblacionales en el Parque Nacional de los Picos de Europa, en el norte de España, desde 2005 (Price et al., 2014). La distribución de CMTV parece estar limitada a aquellos sitios donde se han producido enfermedades y mortalidad masiva, y del mismo modo, las muertes masivas generalmente no han ocurrido en sitios donde no se ha encontrado ningún tipo de CMTV, lo que sugiere un fuerte vínculo causal entre los dos. Parece que CMTV también es transferible a otras especies, como N. maura (Price et al., 2014). La introducción de CMTV en el norte de España puede ser el resultado de la translocación humana de especies de anfibios, peces, material o ganado contaminados (Price et al., 2014). La evidencia muestra un aumento en la incidencia de ranavirus similares a CMTV en Europa que afectan a varias especies de hospedadores diferentes. También se ha detectado mortalidad por ranavirus en el Parque Nacional de Peneda-Gerês. Por último, también existe una creciente evidencia de un vínculo entre el declive de los anfibios y el cambio climático. A nivel peninsular la mayoría de especies de anfibios han desplazado su nicho espacial hacia el norte y en altitud buscando hábitats más frescos (Enriquez-Urzelai et al., 2019). Sin embargo, esto no se ha observado en A. obstetricans; muy al contrario, parece que actualmente se localiza en áreas más al sur que 25 años atrás. Rodríguez-Rodríguez et al. (2020b) estiman que decrecerá el hábitat disponible en los próximos años como consecuencia del cambio climático. Este decrecimiento varía según el escenario propuesto en dicho estudio, pero estiman que puede llegar a ser del 43% si las emisiones de carbono no empiezan a reducirse hasta 2040. A tenor de estos resultados la categoría LC de la UICN para A. obstetricans podría ser insuficiente (Rodríguez-Rodríguez et al., 2020b). En los estudios a largo plazo realizados en el Parque Natural de Peñalara se observó asociación significativa entre el cambio en las variables climáticas locales y la presencia de quitridiomicosis. Dado que se sabe que Batrachochytrium dendrobatidis se distribuye ampliamente en Europa, existe una necesidad urgente de evaluar la extensión de este hallazgo y determinar si se puede esperar que las epidemias provocadas por el clima afecten a las especies de anfibios en toda la región europea (Bosch et al., 2007). A pesar de la multitud de amenazas que se ciernen sobre el sapo partero común, la especie no está amenazada en la zona norte de su distribución, donde todavía resulta más o menos frecuente. Al tratarse de una especie muy tolerante a las alteraciones del medio, coloniza bien incluso las zonas recién alteradas. Además, gracias a su frecuente carácter antrópico, aprovecha muchos puntos de agua construidos por el hombre. Sin embargo, en el sur de su distribución la especie se encuentra fuertemente amenazada por la alteración o destrucción de sus lugares de reproducción, ya que precisa de puntos de agua permanentes o de larga duración. Como se ha comentado anteriormente, la pérdida de estos puntos de agua se debe fundamentalmente al descenso del nivel freático por sobreexplotación de acuíferos, la pérdida del manejo tradicional del agua en agricultura y ganadería, el abandono de fuentes, la canalización de arroyos, etc. Muestreos realizados en Galicia desde 1975 a 2007 sugieren un posible declive de la especie. En los años 1975 a 1985 apareció en todas las categorías de medios acuáticos observados (n= 10), estando presente en el 25,9% del total muestreado (n= 139). En el periodo 1995 – 1998 apareció en nueve de las diez categorías y en el 19,3% de los medios acuáticos muestreados (n= 109). Finalmente, en 2006 – 2007, solamente fue detectado en cuatro categorías de medios acuáticos y en el 6,2% de los sitios muestreados (n= 208) (Galán, 2008). En los embalses de Vilasenín y Meicende se produjo un dramático descenso de la especie después de la introducción de Procambarus clarkii y Gambusia holbrooki a finales de la década de 1980 (Galán, 2008). Las poblaciones del sureste de la Comunidad de Madrid, que pertenecen a la subespecie A. o. pertinax, están repartidas en pequeños núcleos (Caballero-Díaz et al., 2020). Debido a las profundas transformaciones que ha sufrido el territorio madrileño en las últimas décadas, la mayoría de sus puntos de reproducción se ubican dentro de núcleos rurales y se trata de elementos artificiales como fuentes y albercas. Entre los problemas que proceden de su uso y mantenimiento se citan la limpieza periódica del vaso, lavado de materiales agrícolas, contaminación por desperdicios y muerte de las larvas por manipulación directa por parte del hombre. Otros problemas son el deterioro y abandono de albercas y pilones así como la destrucción del entorno, la mala accesibilidad de algunos puntos de agua para la entrada y salida de los sapos y la introducción de peces y cangrejos (Martínez-Solano et al., 2004; Caballero-Díaz et al., 2020). Las poblaciones de la provincia de Albacete parecen ser escasas y, en general, formadas por un bajo número de efectivos; están asociadas a medios de reproducción artificiales extremadamente frágiles (París et al., 2002). Por otro lado, en algunas zonas los adultos sufren atropellos frecuentes en las carreteras (Tabla 1).
Tabla 1. Mortalidad de A. obstetricans por atropello en carreteras
También en muchas zonas, sobre todo de montaña, la especie ha desaparecido por la introducción de peces para usos deportivos (fundamentalmente truchas y salvelinos) que depredan sus larvas (Braña et al., 1996). En la Sierra de Neila (Burgos) ha sufrido un severo declive en las últimas décadas debido a la introducción de peces en las masas de agua. Actualmente está confinado exclusivamente a unos pocos arroyos carentes de peces (Martínez-Solano et al., 2003). Sin embargo, no se ha observado efecto de la introducción de salmónidos sobre la distribución y abundancia de Alytes obstetricans en lagos de la cordillera cantábrica (Orizaola y Braña, 2006). En la comarca de la Safor (Valencia), la sustitución de las antiguas infraestructuras de riego, formadas por acequias, balsas y albercas, por tuberías y depósitos metálicos de agua situados en posiciones elevadas elimina lugares de reproducción (Villaplana Ferrer, 2007).
Medidas de conservación En el Parque Natural de Peñalara (Madrid) se han erradicado poblaciones de salmónidos introducidos, se han restaurado arroyos y se han creado puntos de reproducción mediante represas en arroyos (Martínez-Solano et al., 2006). Alytes obstetricans sufrió un fuerte declive en el Parque Natural de Peñalara (Madrid) debido a la incidencia de la quitridiomicosis. Para hacer frente a esta situación, se desarrolló un programa de mantenimiento y reproducción en cautividad de la especie, un método efectivo de tratamiento contra la infección y para la reintroducción. Desde 2006 se han capturado larvas en todo el parque y se han tratado con antifúngicos librándose posteriormente. Se han obtenido en un año 180 larvas en el centro de reproducción en cautividad. Los individuos metamórficos liberados han sobrevivido casi un año (Martin-Beyer et al., 2011).
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Jaime Bosch Albert Montori Fecha de publicación: 3-06-2003 Revisiones: 7-06-2004; 19-08-2004; 1-12-2004; 28-11-2006; 27-12-2007; Versión: 5-04-2022 Bosch, J., Montori, A. (2022). Sapo partero común - Alytes obstetricans. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. López, P., Martín, J., Martínez-Solano, I. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/
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