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Key words: Blue tit, habitat, abundance, status.
Hábitat Especie forestal, se puede encontrar en dehesas, sotos y parques urbanos. Selecciona negativamente los bosques de coníferas en la península (Tellería y Santos, 1994). El Herrerillo común prefiere colgarse para alimentarse y su morfología de las patas está modificada para facilitar la flexión de las patas (Moreno y Carrascal, 1993). La morfología de las patas del Herrerillo Común le permiten adoptar diferentes posturas en las ramas (estar de pié, colgarse debajo) y le confieren gran plasticidad ecológica en términos de búsqueda de alimento (Carrascal et al., 1995). La morfología de la pata y el comportamiento de alimentación difiere entre poblaciones ibéricas e insulares. Los Herrerillos canarios de Tenerife tienen un tarso-metatarso más largo y una inserción más proximal del músculo flexor del tarso-metatarso, lo que es consistente con el uso más frecuente de las poblaciones ibéricas de las posturas de colgarse y de trepar (Carrascal et al., 1994). Muestra preferencia por utilizar la parte alta de los árboles (Herrera, 1979; Moreno, 1981). Durante el periodo prereproductivo, se ha observado a los Herrerillos comunes alimentándose en pinos a una altura media de 8,15 m y en encinas a 3,85 m, mientras que cantan en pinos a una altura media de 8,37 m y en encinas a 4,3 m. A pesar de que en las pinos la disponibilidad de alimento es menor, los utilizan para cantar mientras que usan más las encinas para alimentarse (Atienza e Illera, 1997). En plantaciones de Pinus pinea en Sierra Morena, las cajas nido ocupadas tiene más alcornoques en sus proximidades que los no ocupadas (Maicas Catalán et al., 2011).
Abundancia Alcanza sus densidades primaverales más elevadas en robledales supramediterráneos (116 indiv./km2), robledales pirenaicos (99 indiv./km2), encinares y alcornocales termomediterráneos (81 indiv./km2), encinares mesomediterráneos (75 indiv./km2) y hayedos cantábricos (71 indiv./km2); alcanza valores menores en frutales mesomediterráneos (54 indiv./km2) y ambientes urbanos supramediterráneos (52 indiv./km2) (Carrascal de la Puente y Palomino Nantón, 2008). Durante la primavera alcanza densidades máximas en melojares del piso supramediterráneo (10 aves/10 ha en la sierra de Gredos y 24 aves/10 ha en Sierra Nevada) y en encinares y alcornocales de las regiones ibéricas mediterráneas (11 aves/10 ha en dehesas de encina de Cáceres y Sevilla y en encinares de Burgos y Sierra Nevada y 7 aves/10 ha en alcornocales de Cádiz) (Tellería et al., 1999). La densidad media en bosques de abedul, roble y acebo de Los Ancares (Cordillera Cantábrica) es de 6,75 individuos/10 ha (Guitián Rivera, 1985). En bosques mixtos de altitudes medias de la sierra de Cazorla la densidad varía a lo largo del año entre 0,38 individuos/10 ha en octubre y 8,92 individuos/10 ha en julio (Obeso, 1987). En bosques mixtos de Pinus pinea, Quercus ilex y Juniperus oxycedrus del centro peninsular su densidad en abril-mayo es de 1,07 individuos/10 ha, en mayo-junio 0,37 individuos/ha y en julio-agosto 1,31 individuos/10 ha (Illera y Atienza, 1995). En encinares de Sierra Morena se ha estimado una densidad de 59,6 individuos/40 ha (Herrera, 1978) o 14,7 individuos/ha (Herrera, 1979). En un encinar de Sierra Morena la densidad es de 2,2-2,4 parejas/ha (Maicas et al., 2012). Durante el invierno disminuyen sus densidades en bosques situados en áreas climáticas más duras, como los hayedos-robledales de los Montes Vascos, donde de 3,8 aves/10 ha en primavera se pasa a 2,0 aves/ 10 ha en invierno. Igual ocurre en los melojares supramediterráneos de Sierra Nevada donde se pasa de 24 a 6 aves/10 ha y en los del norte de la sierra de Gredos, donde se pasa de 5 a 2 aves/10 ha. También en encinares de Sierra Nevada se pasa de 11 a 5,3 aves/ 10 ha y en encinares de Burgos se pasa de 11 a 3 aves/10 ha. En algunas zonas aumenta la población por la llegada de invernantes, como ocurre en bosques de Quercus pyrenaica del piedemonte meridional de la sierra de Gredos, donde se pasa de 10 a 20 aves /10 ha. También ocurre lo mismo en encinares de los pisos meso y termomediterráneo, donde pasan de 3,7 a 8,4 aves/10 ha en el sur de la sierra de Gredos y 7 a 18 aves/10 ha en Sevilla (Tellería et al., 1999). La variación espacial de la abundancia invernal en robledales de montaña del centro peninsular se correlaciona positivamente con la temperatura y la disponibilidad de alimento. La influencia de la disponibilidad de alimento sobre la abundancia está mediada por la estructura de la vegetación, siendo menor la influencia en bosques maduros (Carrascal et al., 2012). Sanz (2001) ha puesto de manifiesto la relación entre abundancia de Herrerillos comunes y larvas de lepidópteros en un robledal de la Sierra de Guadarrama. El incremento de parejas nidificantes disminuye la abundancia de larvas de lepidópteros y reduce los daños a las hojas de roble por las larvas. En dehesas de Extremadura la abundancia pre-reproductiva de Herrerillos comunes no se correlaciona con la disponibilidad de alimento en los árboles ni con el tamaño de los árboles, pero sí con la densidad de árboles y con la disponibilidad de cavidades en los troncos para anidar (Díaz y Pulido, 1993; Pulido y Díaz, 1997).
Tamaño de población Las poblaciones españolas se han estimado en unas 12.980.667 aves (Tabla 1) (Carrascal de la Puente y Palomino Nantón, 2008).
Tabla 1. Tamaño de poblaciones durante 2004-2006 con su intervalo de confianza al 90%. Según Carrascal de la Puente y Palomino Nantón (2008).
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2012): Preocupación Menor LC (Birdlife International, 2012). Categoría IUCN para España (2004): No Evaluado NE (Madroño et al., 2004). Catálogo Nacional de Especies Amenazadas (1990): De Interés Especial. Se ha estimado su tendencia poblacional durante el periodo 1998-2006 como creciente (2,1%) (Carrascal de la Puente y Palomino Nantón, 2008).
Amenazas Ha sufrido reducción poblacional e incluso desaparición en áreas de la península con plantaciones de pinos y eucaliptos (Tellería et al., 1999). Su abundancia es menor en plantaciones de Pinus pinaster y Eucalyptus globulus que en bosques naturales del centro de Portugal (Da Silva et al., 2012). La disponibilidad de alimento puede limitar el éxito reproductivo en fragmentos forestales pequeños. En fragmentos forestales pequeños (1,1-2,1 ha) los machos tenían mejor condición física frente a fragmentos de mayor tamaño (26,5-29,6 ha). La condición física de los pollos fue mejor en fragmentos de mayor tamaño. La tasa de reclutamiento de pollos fue mayor en fragmentos grandes (Bueno-Enciso et al., 2016). Los tratamientos forestales con insecticidas tienen consecuencias negativas para la especie (Cabello de Alba, 1992). La fumigación de encinares con el insecticida malathion, diseñado para controlar las plagas del lepidóptero Tortrix viridana, produjo la eliminación de esta especie pero no afectó a otros Tortricidae como Archips xylosteana con lo que no se produjeron efectos adversos en la biología reproductiva de Parus caeruleus (Pascual, 1994). La fumigación de robledales con niveles altos de hipermetrina (75 g por ha) provocó unas tasas de mortalidad cercanas al 100% en las larvas de lepidópteros, alimento principal de los pollos de Parus caeruleus. El tratamiento produjo disminución del peso de los pollos y tasas elevadas de mortalidad (81%). Tras la fumigación otro año con niveles menores (3,75 g por ha), se observó mayor mortalidad en nidos tardíos y una menor tasa diaria de supervivencia de los pollos (Pascual et al., 1991; Pascual y Peris, 1992). La disminución de huecos en bosques manejados puede compensarse con la colocación de nidales artificiales, pero estos son detectados fácilmente por los depredadores y si no son convenientemente protegidos, pueden sufrir altas tasas de mortalidad (Sanz, 2000). La modificación de la fenología de las larvas de lepidópteros, que son la base de la alimentación de los pollos, por efecto del cambio climático, podría reducir su éxito reproductivo (Sanz, 2002). En La Hiruela (Madrid), durante el periodo 1984-2007 la reproducción se ha adelantado ajustando el periodo reproductivo al incremento de temperatura registrado durante el periodo pre-reproductivo (Potti, 2009). Se ha registrado una mortalidad por atropello en carreteras de España de 35 herrerillos comunes entre un total de 16.036 aves (PMVC, 2003). Durante 1989 se registró un herrerillo común muerto por atropello entre un total de 379 aves en el tramo Orense-Os Peares de la carretera N-120 (González-Prieto et al., 1993). En Portalegre (Portugal) se registraron 25 herrerillos comunes muertos por atropello entre un total de 562 aves (Carvalho y Mira, 2011). En el alto valle del Lozoya (Madrid) se ha registrado la muerte por atropello en carretera de dos herrerillos comunes entre un total de 191 aves (Espinosa et al., 2012). En un tramo de línea de ferrocarril en El Escorial (Madrid) se registró un herrerillo común atropellados entre un total de 94 aves (De la Peña Leiva y Llama Palacios, 1997).
Medidas de conservación La conservación de árboles con cavidades en bosques viejos de robles es importante para proporcionar oportunidades de nidificación a C. caeruleus (Robles et al., 2011). El bloqueo experimental de cavidades para la nidificación produjo en un robledal una disminución de la densidad de nidificantes del 66% (Robles et al., 2012). Un estudio realizado en el Parque Natural de Sant Llorenc del Munt (Barcelona) ha puesto de manifiesto que la instalación de cajas nido en zonas quemadas es una herramienta útil para estabilizar las poblaciones de Herrerillo (Antón et al., 2009). El tamaño de puesta aumenta en función del número de Quercus rotundifolia rebrotadas en plantaciones de Pinus pinea (Maicas et al., 2014).
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Fecha de publicación: 30-06-2005 Revisiones: 28-09-2012; 25-08-2016 Salvador, A. (2016). Herrerillo común – Cyanistes caeruleus. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Salvador, A., Morales, M. B. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/
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