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Key words: Canary Islands stonechat, habitat, abundance, status, threats.
Hábitat Hábitat de alimentación y nidificación La especie usa preferentemente áreas terroso-pedregosas y barrancos con una gran cobertura de matorral de porte medio (>15% de caméfitos 25-50 cm, lo que en el contexto ambiental árido y escasamente vegetado de Fuerteventura se puede considerar como elevada cobertura de matorral), y evita las localidades más bajas (<200 m.s.n.m.; Bibby y Hill, 1987; Martín y Lorenzo, 2001; Illera, 2001; García del Rey, 2009; Seoane et al., 2010a). Este matorral está constituido predominantemente por Launaea arborescens, Euphorbia regis-jubae, Salsola vermiculata, Lycium intricatum, Nicotiana glauca y Suaeda spp. (Bibby y Hill, 1987; Illera, 2001). A escala de microhábitat prefiere zonas de pendientes acusadas (>11-15%) con presencia de piedras grandes (>0,25 m de altura) y pocas piedras pequeñas, eludiendo las áreas de mayor productividad vegetal (Illera, 2001; Seoane et al., 2010a; Illera et al., 2010). Estas áreas tienen las mayores densidades de invertebrados artrópodos (Illera, 2001), y les ofrecen más posibilidades para ubicar sus nidos y posaderos (Illera et al., 2010). Sin embargo, las áreas más llanas mayoritarias en la isla son también ocupadas, aún en baja densidad, así como zonas con matorral bajo (<0,25 cm) y otras con presencia de arbolado muy disperso (Seoane et al., 2010a). Se ha descrito un efecto negativo de algunos atributos del territorio que indican impacto humano: densidad de construcciones, longitud de vallas y pistas sin asfaltar, que quizás indican una mayor presencia de depredadores introducidos (Bibby y Hill, 1987; Illera y Díaz, 2006; Illera et al., 2010). Estas preferencias por pendientes acusadas y suelos rocosos pero vegetados, así como la evitación de las áreas de baja altitud y aquellas con mayor impacto humano, se observan a distintas escalas espaciales: desde la que representa las preferencias en el emplazamiento del nido, pasando por las que describen la selección de la ubicación del territorio (mediciones en círculos de 100 m de diámetro), hasta las que informan sobre los efectos en ámbitos mayores, de paisaje (círculos de 500 y 1000 m; Illera, 2001; Illera et al., 2010). Hábitat invernal y estival La Tarabilla canaria es una especie que muestra una extrema fidelidad al territorio durante todo el año. De esta manera, una vez que un individuo se asienta y empareja en un territorio permanece allí el resto de su vida, a menos que ocurran algún evento extraordinario como la pérdida de pareja (Illera y Díaz, 2008). Así, la distribución espacial durante invierno y primavera (periodos en que coinciden, en parte, con las épocas invernal y reproductora) son muy similares (Seoane e Illera, en preparación). Abundancia relativa por hábitats La tarabilla canaria ocupa distintos medios entre los que es más abundante en los aquellos vegetados con matorral, preferentemente en elevadas pendientes (>11%). También está presente, aunque en baja densidad, en áreas más llanas con matorral bajo (<25 cm) o medio (25-75 cm), e incluso pastizales y zonas con arbolado disperso. Evita los hábitats de matorral más denso y alto, así como los malpaíses desprovistos de vegetación y los núcleos urbanos o rurales de mayor intensificación (p.ej., huertas; Seoane et al., 2010b). La Tabla 1 recoge estimas de densidad por hábitat (Seoane et al., 2010a).
Tabla 1. Valores de densidad por hábitats, estimados mediante transectos lineales con control de la detectabilidad mediante la estima de distancias (Seoane et al., 2010a).
Se han descrito otras estimas de densidad proporcionadas por el mismo método de muestreo pero con una diferente clasificación de hábitats, con una media de 53 tarabillas/km2 (intervalo de confianza al 95% de 43-66 aves/km2), y valores de 71 aves/km2 para laderas y 36 aves/km2 para barrancos-ramblas (García del Rey, 2009).
Tamaño poblacional El tamaño de la población de Tarabilla canaria es de 14.436 individuos (con un intervalo de confianza del 95% de 13.376 a 15.492 aves), de acuerdo a un trabajo basado en transectos lineales realizado en las temporadas de campo de 2005-2006 durante el que se prospectaron 731 km en todos los hábitats de Fuerteventura (Seoane et al., 2010a). Este trabajo tuvo en cuenta la detectabilidad de la especie y extrapolaba los resultados de los muestreos a toda la isla mediante modelos estadísticos (véase Seoane et al., 2010b para una explicación divulgativa más detallada). Esta estima es mucho mayor a la primera que se realizó en 1985 en donde se empleó un muestreo dirigido a la especie, obteniéndose un rango entre 1.300 y 1.700 individuos (Bibby y Hill, 1987). Sin embargo, durante las dos décadas siguientes, se sospechaba que el tamaño poblacional de la tarabilla canaria debía ser mayor a pesar que se hubieran perdido núcleos de cría tradicionales, como así se sugería en los capítulos dedicados a la especie en varias obras de evaluación del estado de conservación de las aves (Delgado, 1994; Illera 2003; BirdLife International,2011; Lorenzo et al., 2003). De hecho, en el trabajo que tomamos aquí como referencia (Seoane et al., 2010a) se encontraron 490 tarabillas (probablemente en su mayoría distintas), lo que no hace creíble un tamaño poblacional en el orden de las centenas de individuos. En este mismo estudio se elaboró una segunda estima mediante la extrapolación de los resultados de los muestreos a un mapa de hábitats, obteniéndose unos valores aún mayores (20.504 individuos, con un intervalo de 16.217-25.973 aves; Seoane et al., 2010a). En ese tiempo otro estudio ha propuesto otra estima de tamaño poblacional más coincidente con la original de 1986 (1.035 individuos, con intervalo de 832-1.287 aves; García del Rey, 2009), pero ese trabajo se centraba en algunas de las mejores áreas para la especie, sin considerar hábitats subóptimos que, si bien tienen una menor densidad de aves, sí acumulan un gran número de individuos debido a su gran extensión superficial (una comparación detallada se puede encontrar en Seoane et al., 2010b). El resto de estimas actuales de tamaño poblacional que han aparecido en la literatura también son inferiores a los 1.000 individuos, pero estas aproximaciones están basadas en observaciones ocasionales o muestreos parciales (Collins, 1984; Nicolai, 2010). Dada la evidencia empírica de la pérdida del hábitat en algunos núcleos donde la especie criaba en alta densidad (como los barrancos de Vinámar, Butihondo, Mal Nombre o el Ciervo) por el desarrollo de infraestructuras y núcleos urbanos, se temía que la tendencia poblacional fuera regresiva (Illera, 2003, 2004a; Burfield y van Bommel, 2004). No obstante, la comparación de los resultados obtenidos por Seoane et al. (2010a) con los resultados del muestreo de 1985 logrados por Bibby y Hill (1987) podría también hacer plausible concluir que la diferencia se podría explicar por un aumento poblacional considerable en las dos décadas siguientes, especialmente en áreas de baja pendiente, consideradas subóptimas para la especie (Seoane et al., 2010a). Tal ejercicio de comparación tiene muchas incertidumbres, por lo que actualmente no hay información suficiente para discriminar si entre 1985 y 2005 se produjo realmente un aumento poblacional, o si la diferencia se debe a las limitaciones metodológicas del primer estudio (Seoane et al., 2010b).
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2011): Casi Amenazado NT (BirdLife International, 2011b). Categoría España IUCN (2004): En Peligro EN (Illera, 2004a). Las categorías IUCN española y global de amenaza difieren porque esta última se ha reevaluado muy recientemente, después de la publicación de las nuevas estimas de tamaño poblacional que han aparecido con posterioridad a la evaluación española (Seoane et al., 2010a).
Factores de amenaza Los principales factores pueden resumirse en tres puntos: 1) Alteración y destrucción de hábitats óptimos, 2) Sobrepastoreo, fundamentalmente por ganado caprino, y 3) Depredación de nidos por mamíferos introducidos (Illera, 2004a, 2005a). Alteración y destrucción de hábitat Durante el período comprendido entre 1990-2008, y a pesar de la moratoria turística aprobada por el gobierno de Canarias, en 2003 se produjo una expansión urbanística sin precedentes en Fuerteventura. El resultado fue un desarrollo vertiginoso de los principales núcleos turísticos de la isla ubicados en los municipios de La Oliva (norte), Antigua (centro) y Pájara (sur). El principal problema para la Tarabilla canaria ha sido, fundamentalmente, el crecimiento del núcleo turístico sureño de Morro Jable, en la Península de Jandía, ya que ha favorecido la ocupación de la mayor parte de los barrancos de sotavento llegando, en muchos casos, hasta el límite del parque natural de Jandía situado en la cabecera de estos barrancos. Esta circunstancia ha propiciado la transformación, y consecuente pérdida, de zonas de hábitat óptimo en campos de golf, apartamentos, hoteles y zonas industriales como plantas trituradoras y asfálticas, así como la apertura de nuevas canteras de extracción de áridos (Illera, 2005a). Debido al fin de la burbuja inmobiliaria, desde el 2008 este crecimiento se ha ralentizado sensiblemente, sin embargo, siguen siendo muy preocupantes los planes de ordenación de los municipios y del propio Plan Insular de Ordenación de Fuerteventura (PIOF), pues modifica la calificación territorial de gran cantidad de suelo, que pasa de rústico a urbano en mucha superficie de estos municipios. Sobrepastoreo En Fuerteventura existe una fuerte presión ganadera, mayoritariamente caprina, la cual lejos de estabilizarse tiende a aumentar debido al decidido apoyo del gobierno de Canarias por favorecer el sector primario. El resultado es un incremento en el número de corrales, y por tanto de cabezas de ganado, que obtienen licencia de apertura. En la mayor parte de las situaciones esta cabaña se encuentra en régimen de explotación semi-extensiva, siendo el más extremo el protagonizado por lo que se conoce localmente como “cabras de costa”, esto es, rebaños de cabras que pastorean libremente por la isla, con un aprovechamiento muy puntual por parte de los propietarios. Aparte del daño directo que causa sobre la flora endémica, el exceso de pastoreo ocasiona una disminución de la cobertura vegetal (Carrete et al., 2009), que deja el suelo desnudo y expuesto a los procesos de erosión hídrica y eólica. Además, su continuo pisoteo destruye los terrones superficiales y facilita que las partículas del suelo sean más fácilmente arrastradas por el agua y el viento. Por tanto, el sobrepastoreo está produciendo una degradación de la vegetación y del suelo que está acelerando el proceso de desertificación de la isla de Fuerteventura (Torres, 1995). Depredación por mamíferos introducidos La depredación tiene una mayor incidencia durante el período reproductor. Es en esta época del año donde se producen más bajas de los individuos reproductores, sobre todo hembras que son depredadas en los nidos durante la fase de incubación. La depredación es mucho más alta en los nidos con pollos que en nidos con huevos (Illera y Díaz, 2006).
Medidas de conservación En el año 2004 se propusieron seis medidas de conservación (Illera, 2004a): 1) Elaborar y aprobar el Plan de Conservación de la Tarabilla canaria; 2) Identificar y proteger las Áreas Importantes para la especie; 3) Campaña de sensibilización de la población residente y turista del efecto pernicioso de las especies introducidas, en especial de los gatos asilvestrados; 4) Control del número de cabezas de ganado; 5) Seguimiento regular de varias poblaciones de Tarabilla con el objetivo de detectar posibles tendencias negativas de manera inmediata, y poder establecer medidas apropiadas de gestión para paliar esta circunstancia; 6) Campaña de sensibilización de la población residente y turista sobre la necesidad de proteger a esta especie. Sin embargo, siete años después solo la identificación de las mejores zonas para la Tarabilla canaria ha llegado a realizarse (Seoane et al., 2010b).
Referencias Bibby, C. J., Hill, D. A. (1987). Status of the Fuerteventura Stonechat Saxicola dacotiae. Ibis, 129: 491–498. BirdLife International. (2011). Species factsheet: Saxicola dacotiae. < http://www.birdlife.org > BirdLife International. (2011b). Saxicola dacotiae. En: IUCN Red List of Threatened Species. Version 2011.2. <www.iucnredlist.org> Burfield, I., van Bommel, F. (2004). Birds in Europe: Population Estimates, Trends and Conservation Status. Birdlife Conservation Series nº12. BirdLife International. Cambridge, UK. Carrete, M., Serrano, D., Illera, J. C., López, G., Vögeli, M., Delgado, A., Tella, J. L. (2009).Goats, birds and emergent diseases: apparent and hidden effects of an exotic species in an island environment. Ecological Applications, 19: 840-853. Collins, D. R. (1984). Studies of West Palearctic Birds. 187. Canary Islands Stonechat. British Birds, 77: 167–171. Delgado, G. (1994). Fuerteventura chat Saxicola dacotiae. Pp. 380-381. En: Tucker, G., Heath, M. F. (Eds). Birds in Europe: their conservation status. BirdLife Conservation Series nº3. BirdLife International. Cambridge, UK. García del Rey, E. (2009). The status of the Canary Islands Stonechat Saxicola dacotiae: a new evaluation using distance sampling and GIS. Bird Conservation International, 19: 1–9. Illera, J. C. (2001). Habitat selection by the Canary Islands stonechat Saxicola dacotiae (Meade-Waldo, 1889) in Fuerteventura Island: a two tier habitat approach with implications for its conservation. Biological Conservation, 97: 339–345. Illera, J. C. (2003). Tarabilla Canaria, Saxicola dacotiae. Pp. 428-429. En: Martí, R., Del Moral, J. C. (Eds). Atlas de las Aves Reproductoras en España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Sociedad Española de Ornitología, Madrid. Illera, J.C. (2004a). Tarabilla Canaria, Saxicola dacotiae. Pp. 327-328. En: Madroño, A., González, C., Atienza J. C. (Eds). Libro Rojo de las Aves de España. Dirección General para la Biodiversidad-SEO/ Birdlife, Madrid Illera, J. C. (2005a). Estado de conservación de la Tarabilla Canaria: presente y perspectivas de futuro de un endemismo de los medios semiáridos de Fuerteventura. El Escribano Digital, 51: 4-6. Illera, J. C., Díaz, M. (2006). Reproduction in an endemic bird of a semiarid island: a food mediated process. Journal of Avian Biology, 37: 447–456. Illera, J. C., Díaz, M. (2008). Site fidelity in the Canary Islands stonechat Saxicola dacotiae in relation to spatial and temporal patterns of habitat suitability. Acta Oecologica, 34: 1–8. Illera, J. C., Von Wehrden, H., Wehner, J. (2010). Nest site selection and the effects of land use in a multi-scale approach on the distribution of a passerine in an island arid environment. Journal of Arid Enviroments, 74: 1408–1412. Lorenzo, J. A., Barone, R., Alonso, J. R., González, C. (2003). Atlas de las Aves Nidificantes de la Isla de Fuerteventura. Informe sin publicar para SEO/BirdLife. Martín, A., Lorenzo, J. A. (2001). Aves del archipiélago canario. Francisco Lemus, La Laguna. Nicolai, B. (2010). Der Kanarenschmätzer Saxicola dacotiae auf Fuerteventura – Status einer endemischen Vogelart. Limicola, 24: 1–28. Seoane, J., Kouri, A., Illera, J. C., Palomino, D., Alonso, C. L., Carrascal, L. M. (2010a). New data on the population, distribution and habitat preferences of the Canary Islands Stonechat (Saxicola dacotiae). Ardeola, 57: 387–405.
Juan Carlos Illera Javier Seoane Fecha de publicación: 13-01-2012 Illera, J. C., Seoane, J. (2016). Tarabilla canaria – Saxicola dacotiae. 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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