Pico mediano - Dendropicos medius (Linnaeus, 1758)

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Portada

 

Identificación

 

Estatus de conservación

 

Distribución

 

Hábitat

 

 

Voz

 

 

Movimientos

 

Ecología trófica

 

Biología de la reproducción

 

Interacciones entre especies

 

Comportamiento

 

Bibliografía

 

 

 

Key words: Middle Spotted Woodpecker, habitat, abundance, status, threats.

 

Hábitat

Se considera una especie de tierras bajas que por lo general no supera los 700 m de altitud como reproductora, pero que en el suroeste de Irán puede llegar a alcanzar los 2.300 m (Pasinelli, 2003). A lo largo de su área de distribución la presencia del pico mediano se restringe a formaciones boscosas caducifolias, principalmente del género Quercus (Del Hoyo et al., 2002; Pasinelli, 2003); coincidiendo a grandes rasgos con la distribución de los primitivos bosques de frondosas europeos (Pasinelli, 2003).

En la Península Ibérica se localiza en altitudes que oscilan entre los 350 m en el entorno del río Saja (Fombellida et al., 2009), los 1.500 m en las masas de los Pirineos leridanos (Camprodon et al., 2009; Camprodon y Faus, 2011; Romero et al., 2013), o los 1.600 m. en bosques montanos de la Cordillera Cantábrica (Purroy et al., 1984). Tiene preferencia por zonas montañosas, con alta proporción de bosques planifolios, y periodos de insolación menores que la media peninsular (Carrascal et al., 2006). Ocupa principalmente formaciones maduras y campiñas arboladas de roble melojo (Quercus pyrenaica) (Figuras 1, 2 y 3), aunque también ha sido detectado en otro tipo de bosques como carballedas (Q. robur), masas de roble albar (Q. petraea), quejigales (Q. faginea), robledales mixtos (Quercus spp.), robles con hayas (Fagus sylvatica) e incluso choperas (Populus spp.) y saucedas (Salix spp.) (Onrubia et al., 2004; Robles et al., 2007a; Ciudad et al., 2009, Camprodon et al., 2009; Camprodon y Faus, 2011; Onrubia, 2012; Romero et al., 2013).

 

Figura 1. Bosque continuo de Quercus pyrenaica en el Parque Natural de Izki (Álava), hábitat del pico mediano. (C) J. Domínguez

 

Figura 2. Interior de robledal maduro de Quercus pyrenaica en la vertiente sur de la Cordillera Cantábrica, ocupado por parejas reproductoras de pico mediano. (C) C. Ciudad

 

Figura 3. Dehesa de Quercus pyrenaica en la vertiente sur de la Cordillera Cantábrica, ocupada por parejas reproductoras de pico mediano. (C) C. Ciudad

 

El pico mediano ocupa formaciones arboladas bien conservadas y estructuradas, dominadas por ejemplares maduros del género Quercus. La ocupación está relacionada con la densidad de Quercus caducifolios de gran diámetro, debido probablemente a su importancia como sustrato de alimentación (ver Hábitat de alimentación) y nidificación (ver Hábitat de nidificación). En la Cordillera Cantábrica y en Izki, los bosques ocupados por territorios presentan densidades medias de 66 robles/ha con DBH ≥ 37 cm  y 65 robles/ha con DBH ≥ 36 cm, respectivamente (Tabla 1; Robles et al., 2007a; Ciudad y Robles, 2013). En Izki se ha observado que la abundancia (densidad de territorios de pico mediano) está relacionada con la densidad de árboles caducifolios de gran diámetro (robles, hayas y chopos con DBH ≥ 36 cm) (Ciudad y Robles, 2013).

Las preferencias tanto de adultos como de juveniles por este tipo de estructura forestal se mantienen fuera del periodo reproductor (Ciudad et al., 2009; Domínguez et al., 2017), reflejando una marcada estabilidad en la selección del hábitat en todas las fases biológicas de la especie. A pesar de ello, se han detectado pequeños cambios estacionales en las características del bosque que utilizan los picos medianos. Así, durante los periodos post-reproductor y post-vuelo las aves utilizan áreas algo menos desarrolladas, con una proporción más baja de árboles grandes y muy grandes y una mayor presencia de árboles muertos (Tabla 1). Estas variaciones responderían principalmente a condicionantes asociados a una menor disponibilidad de alimento durante las épocas frías del año (ver más abajo); pero también podrían estar influenciadas por la ausencia de dependencia de sus lugares de nidificación, la presencia de juveniles en dispersión o, incluso, por procesos de competencia intraespecífica (Ciudad et al., 2009; Domínguez et al., 2017).

 

Tabla 1. Densidades de arbolado (valores medios ± SE) registradas en distintos estudios sobre ocupación del pico mediano realizados en dos de los principales núcleos de población de la Península Ibérica: Cordillera Cantábrica (CC) y Parque Natural de Izki (PNI). (1) PRR: pre-reproductor; POV: post-vuelo; POR: post-reproductor. DBH: diámetro a la altura del pecho.

Núcleo

Periodo(1)

Parcelas ocupadas

Parcelas no ocupadas

Referencia

CC

PRR

66 robles/ha DBH ≥ 37 cm

1 ± 1 robles/ha DBH ≥ 37 cm

Robles et al., 2007a

CC

PRR

53 ± 7 robles/ha DBH ≥ 37 cm

22 ± 3 robles/ha DBH ≥ 37 cm

Robles y Ciudad, 2012

CC

POV

141 árboles/ha DBH > 22 cm

12 árboles/ha DBH > 22 cm

Ciudad et al., 2009

44 árboles/ha DBH > 33 cm

0 árboles/ha DBH > 33 cm

PNI

PRR

65 ± 31 robles/ha DBH ≥ 36 cm

15 ± 11 robles/ha DBH ≥ 36 cm

Ciudad y Robles, 2013

PNI

PRR

140 ± 15 árboles/ha DBH 30-50 cm

 

Domínguez et al., 2017

26 ± 6 árboles/ha DBH > 50 cm

22 ± 9 árboles muertos/ha

PNI

POR

73 ± 13 árboles DBH 30-50 cm,

 

Domínguez et al., 2017

3 ± 1 árboles DBH > 50 cm

27 ± 5 árboles muertos/ha

 

En los robledales fragmentados de la Cordillera Cantábrica se ha observado que los parches de hábitat más pequeños (≤ 5 ha) y con bajas densidades de árboles grandes no son ocupados por territorios de pico mediano (Robles et al. 2007a; Robles y Ciudad, 2012). Incluso los parches con una superficie y una cantidad de árboles grandes suficientes para albergar territorios, tienen una menor probabilidad de ser colonizados y una mayor probabilidad de sufrir extinciones locales cuando las densidades de árboles de gran diámetro son más bajas (Robles y Ciudad, 2012). Además, los juveniles muestran una mayor tendencia a dispersarse fuera del parche natal, así como una menor tendencia a asentarse en otros parches, cuanto menor es la calidad del hábitat (i.e, menor densidad de árboles grandes) (Ciudad, 2011). De modo que la calidad del hábitat explica mejor la presencia del pico mediano que el tamaño y la conectividad de los propios parches (Robles y Ciudad, 2012). Asimismo, se ha detectado que los procesos de extinción local estaban asociados al tamaño de los núcleos poblacionales (i.e. número de territorios dentro de los parches de hábitat) y no a la superficie del parche (Robles y Ciudad, 2012). Pero además, las poblaciones con presencia de individuos flotantes (ver apartado ‘Comportamiento’) tendrían una probabilidad de extinción mucho menor, puesto que los flotantes frecuentemente reemplazan a los reproductores que mueren o se dispersan (Robles y Ciudad, 2017). Estos individuos flotantes prefieren ocupar los parches de hábitat de mayor tamaño, con mayor número de territorios y de mejor calidad. Lo cual sugiere que, en ocasiones, los declives poblacionales en ambientes degradados y fragmentados podrían estar motivados por una reducción en la cantidad de flotantes capaces de renovar la población reproductora según ésta va desapareciendo (Robles y Ciudad, 2017).

Estudios de selección de hábitat a escala de paisaje de juveniles radio-marcados en la misma zona de la Cordillera Cantábrica, detectaron que durante el periodo post-vuelo los individuos seleccionaban positivamente los robledales viejos, utilizaban los bosques de ribera en función de su disponibilidad, y evitaban los robledales jóvenes y las plantaciones de pinos (Ciudad et al., 2009). Estos resultados apuntan a que todos los parches de robledal viejo del paisaje (incluso los que tienen un tamaño demasiado pequeño y/o una calidad demasiado baja como para albergar territorios de pico mediano) podrían ser importantes para proporcionar recursos tróficos y facilitar los desplazamientos de los juveniles entre los distintos núcleos de población. También la presencia de bosques de ribera podría estar favoreciendo la supervivencia y la movilidad de los individuos por el paisaje, y la matriz de robledal joven con una adecuada gestión forestal podría llegar a convertirse a medio o largo plazo en hábitat adecuado para la especie (Ciudad et al. 2009; Ciudad, 2011; Ciudad y Robles, 2013). 

En términos generales, las características del hábitat peninsular coinciden con las descritas en otras zonas de Europa donde las formaciones vegetales están dominadas por robles caducifolios con altas densidades de árboles de gran diámetro (Pasinelli, 2003; Kosiński y Winecki, 2004; Müller et al., 2009; Spühler et al., 2015; Stachura-Skierczyńska y Kosiński, 2016).

Hábitat de alimentación

Estudios realizados durante el periodo pre-reproductor en la Cordillera Cantábrica y en Izki observaron que los picos medianos buscan alimento principalmente en la copa de los árboles, sobre sustrato vivo, y empleando la mayor parte del tiempo técnicas de forrajeo de escalada y fisuras (Robles, 2004; Ciudad y Robles, 2013). En ambas poblaciones los árboles usados para forrajear fueron mayoritariamente robles vivos de gran diámetro (DBH medio ≥ 36 cm; Figura 4), aunque en Izki también utilizaron en algunas ocasiones chopos y hayas vivos de gran porte (Robles et al., 2007a; Ciudad y Robles, 2013).

Estos resultados remarcan la preferencia del pico mediano por los robles de gran tamaño en la búsqueda de alimento, debido probablemente a que la elevada rugosidad de su corteza permite la existencia de una gran diversidad y abundancia de los invertebrados que constituyen su principal fuente de alimento (ver Ecología trófica). La utilización como sustrato de alimentación de otras especies de árboles caducifolios (hayas, chopos, abedules, sauces, etc.) también puede darse con cierta frecuencia, especialmente cuando hay disponibilidad de ejemplares de gran diámetro (Pasinelli, 2003; Ciudad et al. 2009; Ciudad y Robles, 2013; Winkler et al., 2017).

El hecho de que todos los árboles utilizados para alimentarse durante la pre-reproducción estuvieran vivos, y que la búsqueda de alimento se produjera principalmente en las partes vivas de estos, sugiere que en esta fase del ciclo biológico la madera muerta no es tan relevante en su alimentación como para otros pájaros carpinteros (Pasinelli, 2003). Lo cual puede deberse a que el pico mediano forrajea en busca invertebrados principalmente en las fisuras y en la superficie de la corteza de los árboles (Pasinelli 2003).

No obstante, se han descrito cambios estacionales en la selección del hábitat que podrían estar asociados a los requisitos alimenticios durante los meses fríos del año. En el periodo post-reproductor el pico mediano ocupa zonas de bosque un poco menos maduras y con una mayor proporción de árboles muertos (Tabla 1), como respuesta a la necesidad de ampliar el área de campeo debido a la menor disponibilidad de invertebrados en superficie, y a la búsqueda de sustratos más adecuados dónde localizarlos (i.e. árboles muertos) (Domínguez et al., 2017). Por tanto, la disponibilidad de madera muerta podría ser importante para facilitar el acceso a otras fuentes de alimento fuera del periodo pre-reproductor. Un argumento en favor de esta idea lo constituyen los datos de alimentación de juveniles recogidos en la Cordillera Cantábrica durante el periodo post-vuelo (Figura 5), que registraron que el 25 % de los árboles usados para alimentarse fueron árboles muertos (Ciudad et al., 2009).

 

Figura 4. Ejemplares de Quercus pyrenaica de gran diámetro, sustrato preferente de alimentación del pico mediano en la Península Ibérica. (C) J. Domínguez

 

Figura 5. Juvenil de pico mediano radio-marcado, alimentándose en el tronco de Quercus pyrenaica vivo en la vertiente sur de la Cordillera Cantábrica. (C) C. Ciudad

 

Hábitat de nidificación

El pico mediano anida en el interior de cavidades que habitualmente excava cada año en partes debilitadas de los árboles, aunque en raras ocasiones también puede llegar a utilizar cavidades de pícido de años anteriores o incluso huecos naturales (Pasinelli, 2003; C. Ciudad, datos propios).

Los datos obtenidos por Robles et al. (2007a) en robledales maduros y adehesados de la Cordillera Cantábrica, mostraron que el pico mediano seleccionaba como sustrato para construir el nido ejemplares de Quercus pyrenaica con DBH ≥ 22 cm, preferentemente decadentes (77 %) y con presencia previa de huecos (85 %), tanto naturales como construidos por pícidos (Figura 6). Las cavidades analizadas (n = 49) se localizaron en pies con un diámetro medio de 38 cm (rango: 22-66 cm) y a una altura media de 14 m (rango: 3-18 m) en los bosques maduros, y en ejemplares con diámetro medio de 46 cm (rango: 35-87 cm) y a una altura media de 11 m (rango: 7-12 m) en las dehesas. Sin embargo, no existieron diferencias entre las características de los árboles usados para nidificar y los árboles disponibles en los dos tipos de hábitats estudiados.

 

Figura 6. Macho de pico mediano llevando ceba al nido, construido sobre el tronco de un roble en estado decadente. (C) C. Ciudad

 

Algo similar sucede en los bosques continuos de Izki, dónde el pico mediano construye sus cavidades de cría en el interior de Quercus pyrenaica con DBH ≥ 18 cm, preferentemente decadentes o muertos, y con presencia previa de huecos (Ciudad y Robles, 2013). Los nidos analizados (n = 29) se localizaron a una altura media de 4,5 m (rango = 1,5-10,5), mayoritariamente en el tronco (97 %) y sobre sustrato vivo (80 %). Las medias de 7 cavidades inventariadas reflejaron un tamaño de entrada de 4,6 cm de ancho (rango: 4,2-4,7) por 4,6 cm de alto (rango: 4,2-4,9), 8,9 cm de profundidad horizontal (rango: 5,2-12,9) y 25,3 cm de profundidad vertical (rango: 18,6-31,0) (Ciudad y Robles, 2013). Estos valores son semejantes a los obtenidos por Arambarri y Rodríguez (1997) en los primeros estudios realizados en Izki, en los que registraron que los nidos (n = 6) se situaban a una altura media de 3,35 m sobre el nivel del suelo.

En las poblaciones aranesas los patrones son semejantes, y el 44 % de los nidos analizados (n = 29) se encontraron sobre robles maduros (Q. robur); si bien existió una selección positiva por fresnos (Fraxinus excelsior; 28 %), cerezos (Prunus avium; 22%) y tilos (Tilia cordata; 6 %), a pesar de no ser dominantes en la zona de estudio. El 77 % de los pies con cavidades presentaron diámetros comprendidos entre los 25 cm y los 55 cm (Camprodon et al., 2009).Los resultados de los estudios desarrollados en la Península Ibérica (Robles et al., 2007a; Camprodon et al., 2009; Ciudad y Robles, 2013) y en otras zonas de Europa y del mundo (Pasinelli, 2003, 2007; Kosiński et al., 2006; Hebda et al., 2016; Winkler et al., 2017) sugieren que para la excavación del nido el pico mediano selecciona árboles con sustrato blando (i.e. árboles en estado decadente o muerto, con huecos y/o hongos afiloforales). Por lo que la condición del árbol probablemente es más importante que la especie. Además, en la Cordillera Cantábrica y en Izki, el diámetro no influyó en la selección del árbol (Robles et al., 2007a; Ciudad y Robles, 2013); contrariamente a lo observado en otras poblaciones europeas en las que el pico mediano aparentemente muestra una preferencia por árboles-nido de gran diámetro (Kosiński y Winiecki 2004; Pasinelli 2007).

 

Abundancia

La ausencia de prospecciones estandarizadas y continuadas a lo largo del tiempo hace difícil establecer valores fiables de abundancia para los bosques de la Península (Robles y Olea, 2003; Onrubia et al., 2004; Onrubia, 2012). No obstante, el Atlas de las Aves en Invierno en España refleja densidades medias en función del tipo de hábitat que se sitúan en torno a los 0,08 aves/km2  en robledales, 0,02 aves/km2 en pinares/abetales o 0,015 aves/km2 en bosques mixtos (Onrubia, 2012).

A modo de referencia, las densidades de pico mediano obtenidas mediante puntos de escucha con reclamo para la provincia de León fueron de 0,98 parejas/10 ha (García-Fernández et al., 2002). Mientras que aplicando el cartografiado de territorios con reclamo, en Riaño (León) se registraron valores de 0,2 parejas/10 ha (Purroy et al., 1984), y en los robledales situados al norte de la confluencia entre León y Palencia las densidades fueron de 0,12-0,13 territorios/10 ha (Robles y Olea, 2003). Por otro lado, muestreos con puntos de escucha con reclamo en distintos bosques caducifolios de Cantabria proporcionaron densidades de 0,33-0,64 territorios/10 ha (Fombellida et al., 2009). Valores similares a lo que se obtuvieron con la misma técnica de muestreo en el Valle de Aran, donde se han estimado densidades entre 0,22 territorios/10 ha (Romero et al., 20131) y 0,63 territorios/10 ha para el área ocupada (Camprodon et al., 2009). En el Parque Natural de Izki (Álava), las primeras aproximaciones poblacionales realizadas en la década de los años 90 con puntos de escucha con reclamo mostraron densidades medias de 1,29 parejas/10 ha (Arambarri y Rodríguez, 1996). En cambio, muestreos recientes llevados a cabo mediante el método de cartografiado de territorios con reclamo redujeron las estimas a 0,89 territorios/10 ha, si bien no es posible establecer la tendencia de la población por las diferentes metodologías utilizadas (Ciudad y Robles, 2013). Por otro lado, en la cercana zona de los Montes de Vitoria el cartografiado de territorios con reclamo ha reflejado densidades de 0,24 territorios/10 ha (Unanue et al., 2010).

Sin embargo, debe tenerse en cuenta que los trabajos que han comparado los métodos de estimación de la abundancia del pico mediano en España, sugieren que la utilización de puntos de escucha con reclamo habría llevado a sobreestimar la densidad y el tamaño de las poblaciones, especialmente en los casos en los que se realizó una única visita, los puntos estuvieron a escasa distancia unos de otros y/o se utilizó el reclamo de forma prolongada (Robles y Olea, 2003; Robles, 2004; Ciudad y Robles, 2013).

Como método estandarizado para determinar la abundancia del pico mediano se recomienda el cartografiado de territorios con ayuda de reproducciones de las vocalizaciones de la especie, realizando un mínimo de tres visitas anuales a cada bosque o parcela de hábitat durante el periodo de máxima territorialidad (entre marzo y principios de mayo) (Robles y Olea, 2003; Robles et al., 2008; y Ciudad y Robles, 2013). Por otro lado, el método de puntos de escucha con reclamo se considera una buena herramienta para evaluar la ocupación (presencia/ausencia) del pico mediano en trabajos a gran escala (Pasinelli, 2003); y según algunos estudios, podría utilizarse para estimar la abundancia si se realizan un mínimo de 3 visitas y se utilizan periodos cortos de reproducción de vocalizaciones (Kosiński et al., 2004).

Se puede profundizar en los métodos de muestreo para la especie en Pasinelli (2003), y consultar revisiones metodológicas para el grupo y aspectos generales de otras técnicas en Resources Inventory Comittee (1999) y en Bibby et al. (2000).

 

Tamaño poblacional

Europa: (con el 95 % del área de distribución) 301.000-678.000 parejas reproductoras con tendencia en aumento (BirdLife International, 2017).

Unión Europea (UE27): 213.000-528.000 parejas reproductoras con tendencia en aumento (BirdLife International, 2015).

España: 1.045-1.205 parejas (Onrubia et al., 2003; Onrubia, 2012), si bien se considera que su entidad no está plenamente definida como consecuencia de la falta de estandarización en los protocolos de muestreo (Robles y Olea, 2003; Onrubia et al., 2004), la ausencia de prospecciones continuadas en buena parte de su área de distribución potencial, y los procesos de expansión descritos en la Península Ibérica (Onrubia, 2012).

El grueso de la población española está localizado en la Cordillera Cantábrica, con un contingente estimado de 480-685 parejas reproductoras en la porción castellano-leonesa y cántabra; y en menor medida en Asturias (Onrubia et al., 2003), donde la población ha sido estimada en 15-25 parejas (Álvarez y García, 2014)1. No obstante, censos más recientes elevan la cifra solo para Cantabria a 700 parejas reproductoras (Fombellida et al., 2009).

Le sigue en importancia el núcleo de los robledales de Izki-Sabando y su entorno (Álava), formado por 365-520 parejas reproductoras (Onrubia et al., 2003), de las cuales 315 ± 59 parejas pertenecerían a la ZEPA de Izki (Ciudad y Robles, 2013). El resto de núcleos los constituirían poblaciones de escasa entidad que no superarían las 10 parejas reproductoras en la confluencia de Álava, Guipúzcoa y Navarra (Onrubia et al., 2003; Itsas-Enara, 2015; Fernández-García, 2016).

Por último estarían las poblaciones localizadas en el entorno del Valle de Arán (Lérida), cuyas estimas han ido sufriendo variaciones a lo largo de los últimos años (Romero et al., 2013). Los primeros muestreos arrojaron un contingente de apenas 10 parejas nidificantes (Romero et al. 2004), que censos posteriores más exhaustivos elevaron a 31-52 territorios (Camprodon et al., 2009; Camprodon y Faus 2011). En cambio los últimos trabajos parecen estabilizar la cifra en torno a las 27 parejas (Romero et al., 20131).

 

Estatus de conservación

Categoría global IUCN (2016): Preocupación Menor LC (BirdLife International, 2017).

Categoría España IUCN (2004): Casi Amenazada NT (Onrubia et al., 2004).

A nivel global, y teniendo en cuenta que Europa alberga el 95 % de su área de distribución, la especie queda clasificada como de Preocupación Menor (LC) al no aproximarse a los umbrales de la categoría de Vulnerable (VU), pues presenta un área de distribución muy amplia, la tendencia de la población está en aumento, y su tamaño es muy grande. Además, la población global ha mostrado estabilidad en el largo plazo (1989-2013) y una tendencia al alza a corto plazo (2000-2012) (BirdLife International, 2017). Y tanto en Europa como en la UE27 sus contingentes se encuentran en aumento (BirdLife International, 2015)

En cambio en España, a pesar de que la información sobre las tendencias poblacionales es incompleta, la pérdida en las últimas décadas de buena parte del hábitat apropiado para la especie (i.e. bosques caducifolios con elevado grado de madurez) y el retroceso y desaparición de algunos núcleos, condicionó que se incluyera en la categoría de Casi Amenazada (NT C1; Onrubia et al., 2004). Por el contrario, otros autores consideran que el descubrimiento en años recientes de nuevos núcleos poblacionales, aunque podría deberse a un mayor esfuerzo de prospección, se encuentra acorde con la tendencia al alza observada en otras áreas de Europa (De Juana, 2004).

Respecto al grado de protección jurídica. A nivel estatal, el pico mediano está catalogado en el Anexo IV de la Ley del Patrimonio Natural y la Biodiversidad (Ley 42/2007) por considerar que se trata de una especie que debe ser “objeto de medidas de conservación especiales en cuanto a su hábitat, con el fin de asegurar su supervivencia y su reproducción en su área de distribución”. Además se le incluye en el Listado de Especies Silvestres en Régimen de Protección Especial (Real Decreto 139/2011), que conlleva la aplicación de las medidas contempladas en los artículos 54, 56 y 76 de la Ley 42/2007.

A escala autonómica, el Catalogo Regional de Especies Amenazadas del Principado de Asturias la incluye en la categoría de Sensible a la Alteración del Hábitat (Decreto 32/90, de 8 de marzo, por el que se crea el Catalogo Regional de Especies Amenazadas de la Fauna Vertebrada del Principado de Asturias y se dictan normas para su protección) por lo que dispone de un Plan de Conservación del Hábitat (Decreto 104/2002, de 25 de julio, por el que se aprueba el Plan de Conservación del Hábitat del Pico Mediano (Dendrocopos medius) en el Principado de Asturias). En el País Vasco se la ordena como Vulnerable en el Catálogo Vasco de Especies Amenazadas (Decreto 167/1996, de 9 de julio, por el que se regula el Catálogo Vasco de Especies Amenazadas de la Fauna y Flora, Silvestre y Marina), lo que obliga a la protección de su hábitat y a la aprobación de un Plan de Gestión (Artículo 50. Decreto Legislativo 1/2014, de 15 de abril, por el que se aprueba el texto refundido de la Ley de Conservación de la Naturaleza del País Vasco) aun sin redactar. En Cataluña se incluye dentro de la categoría B de la Ley de Protección de Animales (Decreto Legislativo 2/2008, de 15 de abril, por el que se aprueba el texto refundido de la Ley de protección de los animales), que entre otras cosas la protege de la caza; y se la considera Especie muy Sensible de acuerdo al Decreto 148/1992, Decreto 148/1992, de 9 de junio, (Actividades fotográficas, científicas y deportivas que puedan afectar a especies de la fauna salvaje), por el que se regula la influencia de las actividades humanas sobre la especie. En Castilla y León está listada en la Instrucción 02/DGMN/2005 de 16 de junio, de la Dirección General del Medio Natural sobre criterios de gestión forestal compatibles con la conservación de las especies de aves y quirópteros asociados a hábitats forestales y con la prevención de problemas fitosanitarios en el territorio gestionado por la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Castilla y León, en la que se establecen criterios de gestión forestal compatibles con la conservación de las especies asociadas a hábitats forestales. Por último, en Navarra queda clasificada como En Peligro de Extinción en el Catálogo de Especies Amenazadas (Decreto Foral 563/1995, de 27 de noviembre, por el que se incluyen en el Catálogo de Especies Amenazadas de Navarra determinadas especies y subespecies de vertebrados de la fauna silvestre), y cuenta con un borrador para el desarrollo de un plan de conservación (Fernández y Azkona, 1996); si bien algunos autores piden la revisión del estatus por considerar que su situación en la Comunidad Foral podría estar determinada por aspecto biogeográficos y ecológicos (Carrascal y Palomino, 2002).

 

Factores de amenaza

Los principales factores de amenaza en toda su área de distribución son la pérdida, la fragmentación y la degradación de los bosques caducifolios maduros que constituyen su hábitat (Pasinelli, 2003; BirdLife International, 2017). En la Península Ibérica, el aprovechamiento agroganadero, la extracción maderera, el carboneo, los incendios forestales, la construcción de infraestructuras y la sustitución de los robledales autóctonos por especies exóticas aprovechables económicamente han sido las principales causas de la reducción y fragmentación del hábitat del pico mediano (Onrubia et al., 2004).

La pérdida y fragmentación del bosque disminuye la probabilidad de ocupación de los fragmentos de hábitat que permanecen en el paisaje, limitando el tamaño de las poblaciones (tanto de individuos territoriales como de flotantes), y afectando al éxito reproductivo de la especie (Kossenko y Kaygorodova, 2001; Robles et al., 2008; Robles y Ciudad, 2012, 2017). Además, la inadecuada gestión de estos fragmentos de bosque (extracción de árboles de gran porte y decadentes o muertos, transformación de bosques maduros en bosques jóvenes, etc.) provoca una reducción de la calidad del hábitat (densidad de árboles importantes para la alimentación y la construcción del nido), limitando significativamente la capacidad de los parches de ser utilizados tanto por adultos reproductores, como por individuos flotantes y juveniles de pico mediano (Pasinelli, 2003; Robles et al., 2007a; Ciudad et al., 2009; Robles y Ciudad, 2012, 2017).

 

Medidas de conservación

En España la conservación del pico mediano pasa por detener la pérdida, fragmentación y deterioro del hábitat, y mejorar los sistemas de aprovechamiento maderero. Entre las principales medidas propuestas están:

-Preservar bosques caducifolios maduros con densidades altas de robles grandes, pero también con otros planifolios como chopos y hayas grandes, y una proporción de edades que garantice su continuidad a largo plazo. Valores de referencia: 65 robles/ha con DBH ≥ 36 cm en el periodo reproductor; 76 robles/ha con DBH ≥ 30 cm en el periodo post-reproductor; y 141 árboles/ha con DBH > 22 cm y 44 árboles/ha con DBH > 33 cm en el periodo post-vuelo (Onrubia et al., 2004; Camprodon et al., 2007; Robles et al., 2007a; Ciudad et al., 2009; Ciudad y Robles, 2013; Domínguez et al., 2017).

-Mantener ejemplares decadentes o muertos y/o con huecos que permanezcan en pie. Valores de referencia: 30 árboles potenciales para anidar/ha (DBH ≥ 18 cm, decadentes o muertos y/o con huecos) en el periodo reproductor; y 27 árboles muertos/ha en el periodo post-reproductor (Robles et al., 2007a; Ciudad y Robles, 2013; Domínguez et al., 2017).

-Mejorar estructuralmente los robledales jóvenes por medio de aclareos selectivos de arbolado y desbroces de matorral en áreas con elevada densidad de vegetación, para reducir la competencia y favorecer el crecimiento de los árboles que permanezcan. Especialmente en las inmediaciones de los robledales viejos para intentar incrementar el tamaño de los parches de hábitat (Onrubia et al., 2004; Robles et al., 2011; Ciudad y Robles, 2013).

-Prohibir el uso de fitosanitarios (insecticidas de amplio espectro para combatir plagas forestales) con el fin de conservar la riqueza y abundancia de invertebrados que forma parte de la dieta básica del pico mediano (Onrubia et al., 2004; Camprodon et al., 2007).

-Restringir las actividades silvícolas o perturbadoras para la especie durante el periodo reproductor (marzo-julio) (Onrubia et al., 2004; Camprodon et al., 2007; Ciudad y Robles, 2013).

-Integrar las necesidades específicas de nidificación y alimentación del pico mediano dentro de los futuros planes de gestión y manejo de los bosques (Kosinski et al., 2006;  Pasinelli, 2007; Robles et al., 2007a; Ciudad y Robles, 2013; Robles y Ciudad, 2015; Domínguez et al., 2017).

A escala de paisaje, la conectividad entre los parches de hábitat y el adecuado tamaño y calidad de estos, son aspectos a tener en cuenta por su posible influencia en la dinámica poblacional de la especie (Kosiński, 2006; Robles et al., 2007a, 2007b; Müller et al., 2009; Robles y Ciudad, 2012).

Por otro lado, debido a la relevancia de los juveniles y de los individuos flotantes en la persistencia de las poblaciones, las futuras estrategias de conservación deberán considerar sus necesidades para que las medidas sean realmente efectivas (Ciudad et al., 2009, Robles y Ciudad, 2017). Los estudios de selección del hábitat en juveniles han remarcado la importancia de preservar todos los parches de robledal viejo, incluyendo los que no albergan territorios, y los bosques de ribera, con el fin de favorecer los movimientos de los juveniles durante el proceso de dispersión (Ciudad et al., 2009). Además, una adecuada gestión de la cubierta de robledal joven mediante cortas selectivas para promover su crecimiento, podría favorecer los desplazamientos de los juveniles y de individuos flotantes entre los parches de robledal viejo (Ciudad et al., 2009, Ciudad, 2011; Ciudad y Robles, 2013; Robles y Ciudad, 2017).

Finalmente, para garantizar la conservación a largo plazo de las distintas poblaciones de pico mediano de la Península Ibérica sería recomendable desarrollar muestreos con métodos estandarizados (ver apartado de Abundancia), que permitan estimar de forma adecuada la ocupación y abundancia por toda su área de distribución potencial de bosques caducifolios maduros con altas densidades de robles de gran diámetro.

 

Referencias

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Jon Domínguez del Valle
Lacertida. Biodiversidad e Impacto Ambiental
Calle Cid 3. CP 02002, Albacete

Carlos Ciudad Trilla
ETSI Montes, Forestal y del Medio Natural
Universidad Politécnica de Madrid
Ciudad Universitaria s/n 28040 Madrid

Fecha de publicación: 31-08-2010

Otras contribuciones: 1. Alfredo Salvador. 28-09-2016

Revisiones: 29-06-2017

Domínguez, J., Ciudad, C. (2017). Pico Mediano – Dendropicos medius. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Salvador, A., Morales, M. B. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/