Tarro blanco - Tadorna tadorna (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: Common shelduck, habitat, abundance, status, threats.

 

bitat

Las poblaciones occidentales de su área de distribución global se encuentran sobre todo en hábitats litorales mientras que las poblaciones orientales se reproducen en lagos semi-salinos del interior de Asia central y emigran a hábitats litorales para la invernada (Cramp y Simmons, 1977).

 

Hábitat de reproducción

A un nivel general (tipo de humedal) tanto las poblaciones litorales como las interiores se asocian con frecuencia a hábitats halófilos (salinas, lagunas costeras y lagunas salinas interiores). No obstante, la especie muestra una cierta plasticidad y puede aparecer también en embalses, balsas de riego, lagunas de depuración, e incluso en el medio marino (Patterson, 1982; Robledano, 1994, 1997, 2006; Sebastián-González et al., 2010). En Castilla-La Mancha se encuentra en lagunas hipersalinas, si bien mayoritariamente convertidas en permanentes y eutróficas debido al vertido de aguas residuales (CAMA-Castilla-La Mancha, 2003).

De 34 localidades de cría conocidas en España (Robledano, 2003), 16 (47%) eran salinas, lagunas costeras y marismas litorales, y 9 (23%) lagunas interiores, por lo general de caracter estepario y salino. El resto correspondía a hábitats artificiales (embalses, balsas de riego y depuradoras por lagunaje) cercanos a humedales naturales. El uso de este tipo de hábitats se ha incrementado posteriormente por la aparición de parejas nidificantes en nuevas localidades y regiones donde escasean los humedales salinos naturales (véase “Tamaño de población”).

 

Hábitat de invernada

Selecciona preferentemente humedales con carácter salino o hipersalino, encontrándose en marismas, salinas, humedales costeros, lagunas endorreicas, etc. El habitat en invierno coincide con el utilizado en la época de reproducción, si bien parece hacer uso de cultivos de inundación como arrozales (Molina, 2012), cuyo uso en la región mediterránea y el oriente medio se ha citado tanto en época de invernada como en los periodos de migración y reproducción (Longoni, 2010). En invierno también aparece en otras zonas húmedas como embalses y lagunas de depuración, generalmente de forma ocasional y solo unos pocos ejemplares (Molina, 2012), si bien en los últimos años parece haberse incrementado el uso de este tipo de hábitats: en la Región de Murcia los censos de enero registran en ellos 111 aves en 2016 y 75 en 2018 (Fernández-Caro, 2016, 2018).

 

Selección de hábitat

Requiere la coincidencia de un medio terrestre adecuado para nidificar, que debe tener cavidades naturales o excavadas por animales (por ello suelen ocupar roquedos con pequeñas cuevas, dunas o taludes de ramblas con madrigueras de conejo Oryctolagus cuniculus), con humedales someros, aguas ricas en alimento y espacios capaces de proporcionar seguridad a los pollos durante su desarrollo. La nidificación puede producirse también en cavidades artificiales o entre la vegetación densa inmediata a las orillas, pero la presencia de ésta no es un requisito indispensable para la crianza. Incluso puede incrementar el riesgo de depredación por mamíferos terrestres. En cambio, disponer de playas, espigones, y otras zonas despejadas con buena visibilidad del entorno, favorecen la supervivencia de los pollos. Los lugares de nidificación se encuentran a distancias muy variables de los humedales donde son criados los pollos, desde la propia orilla hasta varios kilómetros (véase “Pollos”, dentro de “Biología de la reproducción”), no siendo raro que el primer traslado a las zonas de cría deba cruzar barreras o hábitats desfavorables como carreteras, vallados, espacios agrícolas y de matorral, amplias extensiones de mar o lagunas costeras, etc. En la Región de Murcia, su nidificación en islas, tanto del litoral Mediterráneo (Isla Grosa) como del Mar Menor (Isla Mayor o del Barón) obliga a los grupos familiares a cruzar extensas masas de aguas muy profundas que no constituyen el hábitat final de cría. Con todo, el registro récord de distancia recorrida entre el lugar de nidificación (en este caso el archipiélago de Chausey en Francia) y el área de cría (Bahía de Mont-Saint Michel) es de más de 30 km de trayectoria a nado (Godet, 2008).

Tienden a aprovechar cualquier tipo de ambiente rico en alimento superabundante (larvas de dípteros y crustáceos) que se ajuste a su patrón estructural preferido de hábitat. Por ello frecuentan cubetas salineras o lagunas de depuración con elevada biomasa pero baja diversidad trófica. No es raro ver grandes concentraciones de estos patos en las lagunas alicantinas de La Mata y, ocasionalmente, Torrevieja, atraídos por “explosiones” demográficas de Artemia (Ramos Sánchez y Sarmiento, 1999). En otros casos la atracción hacia determinados ambientes tiene que ver más con la accesibilidad que con la abundancia de alimento, como sucede en las áreas de origen y destino de las parejas reproductoras en las Islas Chausey (Godet, 2008), con densidades similares, incluso superiores en las primeras, del poliqueto Hediste (Nereis) diversicolor.

 

Tamaño de población

BirdLife International (2016) estima la población global de tarro blanco en torno a 625.000-750.000 individuos, y la población europea en 50.800-68.900 parejas, equivalente a 102.000-138.000 individuos maduros. Walmsley (2015) eleva a 300.000 individuos la estima de la población del noroeste de Europa (Islas Británicas y costa norte de Francia, Bélgica, Holanda, Alemania, Dinamarca, Estonia y Escandinavia), como resultado de un aumento experimentado desde las primeras estimaciones de 130.000 aves en la década de 1970 (Atkinson-Willes, 1976). La población del Mediterráneo-Mar Negro se estima en 120.000 individuos (Walmsley, 2015), con concentraciones invernales notables a ambos lados del Mediterráneo, como las 25.000 aves de la Laguna de Venecia (N. Baccetti, en Walmsley, 2015), o hasta 60.000 en los Haut Plateaux del norte de Argelia (Boulkhssaim et al., 2013).

Población nidificante

Al igual que en otras zonas, la población estival en España puede integrar muchos individuos no reproductores, más de un 40% en algunos casos (Hori, 1964; Robledano, 1986; Johnsgard, 2010) por lo que no es descabellado pensar que las aves presentes en las zonas de cría superen ampliamente el número de individuos nidificantes efectivos. Los tarros blancos normalmente empiezan a reproducirse en su segunda primavera (tercer año calendario), pero algunos machos pueden esperar a tener casi cinco años de edad (Hori,1964), nutriendo mientras tanto esa población flotante. Las estimas de De Juana y García (2015) indican que en torno a 2004 habría 139-156 parejas nidificantes en España, cifra que habría aumentado a 477-831 parejas en 2018 según nuestras propias estimas (Tabla 1). Considerando la dispersión de esta especie durante la nidificación, y la coexistencia de parejas nidificantes con individuos no reproductores, la estima de 3.000 aves parece razonable para la población estival actual.

Tabla 1. Poblaciones nidificantes de Tarro Blanco en España, actualizada hasta 2018 mediante las fuentes citadas, complementadas con datos de eBird (2012). (*) Elaboración propia a partir de De Juana y García (2015) y datos propios. (**) Elaboración propia a partir de diversas fuentes: AORM (2019), Ballesteros (2014a), Generalitat Valenciana (2015), López-Iborra et al. (2015), Planas et al. (2015), LIFE Humedales de la Mancha (2016), Bueno et al. (2017), Gobierno de Aragón (2018), SAO (2018). (***) Población nidifiicante en 2012 de 536 individuos maduros (ICO, 2018).

Región Principales localidades Colonizada Población (circa 2004)* Población (más actualizada hasta 2018)**
Catalunya P.N. Delta de l’Ebre 1972 60 60 126 268***
Murcia Salinas del entorno del Mar Menor 1976 20 20 18 36
Comunidad Valenciana Salinas de Santa Pola y P.N. Lagunas de La Mata-Torrevieja 1976 30 30 143 202
Baleares Salobrar de Campos <1986 2 4 101 106
Salines d'Eivissa i Formentera
Aragón R.N. Laguna de Gallocanta 1984 1 8 16 26
Salada de Chiprana
Andalucía Punta Entinas  1987 6 6 4 71
Espacio Natural Doñana
Marismas del Odiel
Castilla-La Mancha Lagunas de La Mancha (Albacete, Cuenca, Ciudad Real y Toledo) 1989 17 25 42 77
Cantabria Marismas de Santoña  2001 1 1 6 7
Ría de San Martín
Castilla y León Villafáfila 2004 2 2 2 4
Extremadura Embalse de Valdecañas 2011 0 0 6 21
Comunidad de Madrid Embalse de El Pardo 2018 0 0 10 10
Navarra Balsa de Zolina 2018 0 0 3 3
TOTAL     139 156 477 831

 

En España, los censos de aves acuáticas invernantes reflejan una población media mínima para los tres inviernos del último atlas estatal (2007-2010) de alrededor de 7.000 ejemplares (Molina, 2012). Esta población ha mostrado una tendencia claramente positiva. El promedio de individuos en los censos de aves acuáticas invernantes en el periodo 1991-2000 fue de unos 3.000 (media: 3.009; rango: 1.334-7.364) mientras que para 2001-2010 rondaba las 5.200 aves (media: 5.224; rango: 2.079-9.524). Para su población reproductora el último atlas nacional proporciona una estima de 125-150 parejas (Robledano, 2004), y el censo nacional más reciente una estima poblacional media de 3.100 individuos, sobre la base de 1.200 aves observadas (Palomino y Molina, 2009).

 

Población invernante

La población invernante, con un mínimo de 7.000 aves en el último atlas nacional, también muestra un incremento a nivel estatal (SEO/BirdLife, 2010; Molina, 2012) y en la mayoría de las comunidades autónomas (Perona, 2013; Perona et al., 2014; CMAOT, 2014; De Juana y García, 2015; Martínez-Abraín et al., 2016), aunque también se han citado disminuciones locales (Rendón et al., 2008). Para el grueso de la población biogeográfica del Mediterráneo-Mar Negro se apunta también una tendencia creciente que según algunos autores explicaría las tendencias observadas a escala regional o en humedales concretos (Perona et al., 2014; Liordos et al., 2014), aunque otros las desconectan de la dinámica general dando más peso a factores locales como la protección del hábitat o la gestión de la caza (Martínez-Abraín et al., 2016).

Las principales localidades de invernada (valores medios de tarros blancos en 2008-2010), son las siguientes: Delta del Ebro (1.635); Doñana (974), El Hondo (837), Laguna de La Mata (570), Salinas de Santa Pola (389), Parque Natural Bahía de Cádiz (335), Salobrar de Campos (196), Salinas de Cerrillos (187), Laguna de Manjavacas (154) y Salinas de San Pedro del Pinatar (148) (Molina, 2012).

 

Estatus de conservación

Categoría global IUCN (2016): Preocupación Menor (BirdLife International, 2016, 2018). La especie tiene un rango de distribución extremadamente grande y, por lo tanto, no alcanza los umbrales para ser calificada como Vulnerable bajo el criterio de tamaño del área (extensión de presencia <20,000 km2 combinada con un área de distribución, extensión/calidad del hábitat o tamaño de la población decrecientes o fluctuantes, y un pequeño número de localidades o fragmentación severa). La tendencia de la población parece ser creciente y, por lo tanto, tampoco se acerca a los umbrales para ser considerada Vulnerable según el criterio de tendencia de la población (> 30% de disminución en diez años o tres generaciones). El tamaño de la población es muy grande y, en consecuencia tampoco califica como Vulnerable según el criterio de tamaño de la población (<10,000 individuos maduros con una disminución continua estimada en > 0% en diez años o tres generaciones, o con una estructura poblacional específicada).

Categoría para España IUCN (2008): Casi Amenazado; NT [VU D1] (Robledano, 2004). Con una población reproductora en el último atlas de aves reproductoras entre 125 y 150 parejas (Robledano, 2003), las principales amenazas para la especie eran la alteración del hábitat y las barreras que dificultaban el desplazamiento de los pollos desde las zonas terrestres de nidificación. Aunque la especie experimentaba una expansión en España, sus reducidos efectivos poblacionales aconsejaban inicialmente clasificarla como Vulnerable. No obstante, en virtud de un posible efecto rescate desde territorios vecinos se corrigió dicha evaluación un nivel de amenaza, rebajándolo a Casi Amenazada (Robledano, 2004).

En una evaluación más reciente, De Juana y García (2015) sitúan la población española entre 157 y 174 parejas nidificantes, cifra que en 2004 (año al que llegan los datos regionales utilizados salvo en el caso de Extremadura) se estima entre 139-156 (Tabla 1), prácticamente idéntica a la del atlas nacional. A finales de la década de 2010 su población mínima superaría las 470 parejas (más del triple de esa estima) y el máximo se situaría por encima de las 800 parejas (Tabla 1). Esta última cifra, aunque compuesta a partir de las citas máximas de parejas nidificantes en las localidades objeto de seguimiento, parece razonable considerando que la reproducción de esta especie ha empezado a adquirir un carácter casi colonial en algunas zonas (donde se registran grandes concentraciones de pollos de diferentes parejas), y disperso en otras, repartiéndose en este caso las parejas por entornos agrícolas con balsas de riego (Sánchez-Zapata et al., 2005; López-Iborra et al., 2015; Parc Natural de La Mata-Torrevieja, 2017). Ambas estrategias de reproducción indican una tendencia demográfica creciente, establecida tanto a nivel estatal para la especie (SEO/BirdLife, 2010) como en distintas comunidades autónomas (CMAOT, 2015; Martínez-Abraín et al., 2016; Tabla 1). El censo nacional más reciente de la población reproductora, de 2007 (Palomino y Molina, 2009), proporciona una estima media de 3.100 individuos, aunque se asume que incluiría una proporción importante de individuos no reproductores.

 

Factores de amenaza

Ampliamente distribuido y bastante abundante, especialmente en el Paleártico Occidental, dónde ha aumentado tanto en número como en area de distribución durante las últimas cuatro décadas, colonizando sucesivamente localidades y regiones, por lo general primero litorales y posteriormente expandiéndose hacia el interior (Robledano y Calvo, 1989; Linton y Fox, 1991; Robledano, 1994, 2004). La recuperación de las poblaciones se asocia a menudo a la prohibición de su caza y a la protección de las localidades donde sobrevivía, a partir de las cuales va estableciéndose en otras nuevas, tanto litorales como interiores. En esta expansión le ha favorecido su capacidad de colonizar humedales artificiales y la disponibilidad (facilitada o no por el hombre) de nuevos sitios de nidificación (Carboneras y Kirwan, 2019), que pueden constituir un factor limitante (Robledano, 1986), lo mismo que la depredación no natural (Robledano, 2004).

En el centro y norte de Europa se citan como amenazas el riesgo de transformación del hábitat derivado de los planes para la construcción de diques en estuarios, así como el conflicto con los parques de cultivo de bivalvos. Las grandes concentraciones (véase “Movimientos”) lo hacen potencialmente vulnerable a enfermedades y catástrofes naturales (Carboneras y Kirwan, 2019). Episodios de mortalidad por botulismo han llegado a afectar al tarro blanco, tanto en humedales interiores (Vidal et al., 2009) como del litoral (León-Quinto et al., 2004; Valverde et al., 2019). Si bien el número de aves afectadas ha sido bajo, debería evaluarse de forma más precisa la vulnerabilidad de la especie a este tipo de intoxicaciones, en particular en aquellos humedales que reciben aguas residuales con diferente grado de tratamiento (Anza et al., 2014). A nivel trófico, la respuesta de la especie al exceso de nutrientes aportados por vertidos al medio acuático suele ser favorable, y lo contario sucede con las mejoras en el tratamiento de estos efluentes, observándose disminuciones de sus poblaciones tras ese tipo de actuaciones (Pringle y Burton, 2017). Esto le otorga un cierto valor indicador con respecto a estos procesos de alteración, aunque también ha sido propuesto como especie indicadora estrechamente asociada la distribución de salinas en el Mediterráneo (Walmsley, 2015).

Gil-Delgado et al. (2017) encontraron residuos de plástico en el 48,3% de las heces de tarro blanco recolectadas en varios humedales de las provincias de Cuenca, Ciudad Real y Toledo (pertenecientes a la Reserva de la Biosfera de la Mancha Húmeda). Estos humedales y otros muchos utilizados por el tarro blanco, se hallan rodeados por zonas agrícolas en las que es frecuente el uso de plásticos, cuya ingestión y posterior asimilación pueden producir efectos letales y subletales. Aunque estos efectos han sido ampliamente documentados en la avifauna marina, apenas se conoce su incidencia sobre las especies que habitan humedales continentales. La contaminación por plástico en estos ambientes podría constituir un problema emergente que requiere mayor atención. Su técnica de guadañeo (“scything”) con el pico para buscar alimento (véase “Ecología trófica”), principalmente en los dos primeros centímetros de sedimento (Viain et al., 2013), puede hacer al tarro blanco especialmente vulnerable a la ingestión de plástico. El tarro blanco es también una especie vulnerable a la ingestión de perdigones de plomo procedentes de la caza, que persisten en los humedales incluso después de la prohibición de esta actividad. En muestras del bentos de humedales del sureste de España utilizados por la especie, aparecían perdigones tanto en áreas protegidas sin actividad cinegética reciente (Salinas de San Pedro del Pinatar) como en aquéllas en las que ésta se seguía practicando (Salinas de Santa Pola). Suárez- R y Uríos (1999) registraron la ingestión de perdigones en el Parque Natural de El Hondo (aunque sólo analizaron un contenido estomacal), pero recientemente Valverde et al. (2019), tras examinar 25 ejemplares muertos en el Parque Natural de La Albufera de Valencia debido a un brote de botulismo, no los encontraron en la molleja de ningún individuo. Este estudio estaba encaminado a evaluar la exposición al plomo catorce años después de la implementación del Real Decreto 581/2001, que prohibía el uso de munición de este metal para la caza en humedales de importancia internacional. Además, se analizaron las concentraciones de plomo en tejidos, que en el caso del tarro blanco resultaron ser inferiores a las de las restantes anátidas españolas, y por debajo de los niveles asociados a cualquier efecto observable de exposición aguda o crónica al plomo. Esto sugiere que la citada prohibición ha sido una medida efectiva para reducir la exposición de la especie al plomo. La amenaza directa de la caza todavía se manifiesta puntualmente en España, como prueba la muerte de un ejemplar en la Albufera de Valencia (Jiménez Romo, 2020).

Aparte de esto, en España no parecen existir amenazas importantes en zonas interiores, donde de hecho las nuevas infraestructuras hidráulicas (embalses, depuradoras y otros humedales artificiales) parecen haber favorecido a la especie. Las principales amenazas serían la destrucción o alteración de los habitats litorales no protegidos, como salinas abandonadas y otros humedales costeros, y los biotopos terrestres asociados de nidificación (dunas, matorrales). Se cita también la modificación de motas salineras con vegetación halófila, por el depósito de material de dragado de los fondos, como una causa de pérdida de hábitat de nidificación (Planas et al., 2015). Constan casos de mortalidad o captura de pollos en sus desplazamientos desde los nidos hacia las zonas de cría, por atropello, perros asilvestrados o domésticos. Los movimientos de visitantes y mascotas fuera de zonas autorizadas en los humedales pueden ocasionar molestias o facilitar la predación de los jóvenes. También se ha citado la depredación de pollos por gaviotas como causa del fracaso de la reproducción (por ejemplo, Villodas, 2009). El crecimiento poblacional explosivo de la gaviota patiamarilla (Larus michahellis) en el litoral español podría afectar negativamente a la reproducción del tarro blanco en los humedales en los que estas dos especies coexisten (Ballesteros et al., 2016), aunque es notoria la capacidad que tienen los progenitores de defender a las crías frente a la depredación de gaviotas y otras aves, e incluso perros (Robledano, 1986; Planas et al., 2015). El peligro de colisiones por la instalación de parques eólicos en aguas marinas, no ha sido evaluado adecuadamente por el escaso esfuerzo realizado en la captura y equipamiento de ejemplares con emisores GPS para su seguimiento (Cimiotti et al., 2014; Gyimesi et al., 2017).

Otra amenaza potencial es el ganso del Nilo (Alopochen aegyptiaca), especie invasora en incluida en el real Decreto 630/2013, de 2 de agosto, por el que se regula el Catálogo español de especies exóticas invasoras. No se la considera establecida en España, estando asignada a la subcategoría E2, de “especies en las que se ha comprobado su reproducción únicamente de forma irregular u ocasional, no existiendo ningún indicio de que puedan llegar a establecerse en un futuro próximo” (MAPAMA, 2013). No obstante, tras la pertinente evaluación de riesgo (Mazurska y Solarz, 2016), en la que se indica su capacidad de hibridación con especies del género Tadorna (siendo los híbridos infértiles) y su carácter agresivo y territorial, pudiendo competir con éxito por los lugares de nidificación con el tarro blanco y otras anátidas, esta especie ha sido incluida en el Reglamento de Ejecución (UE) 2017/1263 de la Comisión, de 12 de julio de 2017, por el que se actualiza la lista de especies exóticas invasoras preocupantes para la Unión establecida por el Reglamento de Ejecución (UE) 2016/1141 de conformidad con el Reglamento (UE) nº 1143/2014 del Parlamento Europeo y del Consejo (BOE, 13/07/2017). En algunos foros de observadores de aves y programas de seguimiento ornitológico se apunta un incremento generalizado de las observaciones y su reproducción en el medio natural (Rueda, 2016), por lo que el Grupo de Aves Exóticas de SEO-BirdLife ha revisado el estado de esta especie en España, elevando el nivel hasta “establecida” (Martínez Santos, 2017).

 

Medidas de conservación

Sólo la Comunidad Valenciana ha redactado Planes de Conservación dirigidos específicamente a ésta y otras anátidas amenazadas (Ambiental, 1992), si bien se trata de meros estudios técnicos cuya aplicación ha sido limitada, aunque en el caso del tarro blanco al menos se ensayaron algunas medidas contenidas en ellos (nidales artificiales). La restauración de humedales y la adecuación de cuerpos de agua artificiales en beneficio de la avifauna acuática, aunque habitualmente no dirigida a esta especie, le ha beneficiado indirectamente en muchos casos. Un ejemplo son los humedales del Proyecto LIFE09/NAT/ES/000516 “Conservación de Oxyura leucocephala en la Región de Murcia”, donde también se reproduce el tarro blanco, como la ZEPA de las Lagunas de Campotéjar (Alcázar et al., 2015). Como se ha indicado en “Factores de amenaza”, la prohibición del uso de munición de plomo para la caza en humedales de importancia internacional parece haber sido una medida efectiva para reducir la exposición de la especie a la contaminación por este metal.

En el marco de algunas propuestas ya recogidas por Robledano (1986), se realizó un intento de instalación de nidales artificiales en el Parque Natural del Fondo d’Elx, que no tuvo éxito, y bastante después en las Salinas de San Pedro del Pinatar (Murcia). Parece que en esta localidad los nidales si fueron utilizados por las aves aunque su seguimiento mediante fototrampeo en la temporada de cría de 2018 no registró su utilización por el tarro blanco.

En muchos humedales del sureste de España se realiza un seguimiento específico de la especie, y la constatación de que un número importante de sus lugares de nidificación se encuentran en áreas terrestres del entorno de los principales humedales protegidos, requiere de la colaboración de los gestores con agricultores y propietarios para proporcionarles adecuada protección (Parc Natural de La Mata-Torrevieja, 2017). Indudablemente también es una medida recomendable incrementar el esfuerzo de seguimiento de las poblaciones reproductoras, tanto en zonas protegidas y/o gestionadas como en entornos más humanizados. El seguimiento debe centrarse, entre otros aspectos, en evaluar la eficacia de la instalación de nidales artificiales y otras medidas de gestión, que puede optimizarse mediante métodos pasivos (fototrampeo) o la colaboración ciudadana. Este tipo de seguimientos pueden ser especialmente útiles en áreas de expansión de poblaciones desde núcleos ya establecidos, donde es interesante identificar factores limitantes y posibles dinámicas fuente-sumidero. En aquellas áreas en las que se realizan controles de gaviotas para reducir la presión de depredación sobre otras aves acuáticas, como el Parque Regional de las Salinas y Arenales de San Pedro del Pinatar en Murcia (Ballesteros, 2014b), esta medida puede favorecer indirectamente a la especie.

 

Referencias

Alcázar, E., Jordán, E., Vicente, L., Martínez, R., Ballesteros, G.A. (2015). Actuaciones sobre el paisaje, adecuación de humedales, de uso público y educación ambiental en las Lagunas de Campotéjar (Murcia, S.E. España). Proyecto LIFE09/NAT/ES/000516 Conservación de Oxyura leucocephala en la Región de Murcia. Monografía nº 2. http://www.lifemalvasiamurcia.es/pdf/MONOGRAFIA_02_CAMPOTEJAR.pdf.

Ambiental (1992). Plan de gestión del tarro blanco en los humedales sudalicantinos. Consellería de Medi Ambient. Generalitat Valenciana.

Anza, I., Vidal, D., Laguna, C., Díaz-Sánchez, S., Sánchez, S., Chicote, A., Florín, M., Mateo, R. (2014). Eutrophication and bacterial pathogens as risk factors for avian botulism outbreaks in wetlands receiving effluents from urban wastewater treatment plants. Applied Environmental Microbiology, 15: 4251-4259.

AORM (2019). Informes de citas (2010-2014). http://aorm.blogspot.com/

Atkinson-Willes, G. L. (1976). The numerical distribution of ducks, swans and coots as a guide in assessing the importance of wetlands. Proceedings of the International Conference on Wetlands and Waterfowl, Heiligenhafen: 199-271.

Ballesteros, G. A., Ibarra, A. D., Belmonte, F. (2016). El impacto del aumento de la Gaviota Patiamarilla en la distribución de aves acuáticas protegidas (1994-2015) en el Parque Regional de las Salinas y Arenales de San Pedro del Pinatar (Murcia, SE de España). En: Gomez, J., Arias, J., Olmedo, J.A., Serrano, J.L. (Eds.). Avances en Biogeografía. Áreas de distribución: entre puentes y barreras. Universidad de Granada-Tundra Ediciones.

Ballesteros, G. A. (2014a). El Parque Regional de las Salinas y Arenales de San Pedro del Pinatar. Actividades humanas y conservación. Dirección General de Medio Ambiente de la Región de Murcia y Servicio de Publicaciones de la Universidad de Murcia.

Ballesteros, G. A. (2014b). Evaluación de la gestión en el Parque Regional de las Salinas y Arenales de San Pedro del Pinatar (Murcia). Investigaciones Geográficas, 62: 41-56.

BirdLife International (2016). Tadorna tadorna. En: The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22680024A86009950.

BirdLife International (2019). Species factsheet: Tadorna tadorna. http://www.birdlife.org.

Boulkhssaim, M., Houhandi, M., Samraoui, B. (2013). Status and diurnal behaviour of the Shelduck Tadorna tadorna in the Hauts Plateaux, northeast Algeria. Wildfowl, 56: 65-78.

Bueno, A., Rivas, J. L., Sampietro, F. J. (Coord.) (2017). Anuario Ornitológico de Aragón 2012-2014 - AODA vol. VIII. Asociación Anuario Ornitológico de Aragón-Rocín y Consejo de Protección de la Naturaleza de Aragón. Zaragoza.

CAMA-Castilla-La Mancha (2003). Libro Rojo de los Vertebrados Terrestres de Castilla-La Mancha. Consejería de Agricultura y Medio Ambiente, Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha.

Carboneras, C., Kirwan, G. M. (2019). Common Shelduck (Tadorna tadorna). En: del Hoyo, J., Elliott, A., Sargatal, J., Christie, D. A., De Juana, E. (eds.). Handbook of the Birds of the World Alive. Lynx Edicions, Barcelona. https://www.hbw.com/node/52839

Cimiotti, D. S., Hötker, H., Garthe, S. (2014). How do individual Common Shelducks use the German Wadden Sea during the year?. Wader Study Group Bulletin, 121 (2): 59-60.

CMAOT (2014). Aves acuáticas de Andalucía y Marruecos. Consejería de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio. Junta de Andalucía, Sevilla.

CMAOT (2015). Programa de Emergencias, Control Epidemiológico y Seguimiento de Fauna Silvestre. Reproducción de aves acuáticas en Andalucía 2014. Consejería de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio. Junta de Andalucía.

Cramp, S., Simmons, K. E. L. (Eds.) (1977). Handbook of the Birds of Europe the Middle East and North Africa. The Birds of the Western Palearctic. Volume I. Ostrich to Ducks. Oxford University Press, Oxford.

De Juana, E., García, E. (2015). The birds of the Iberian Peninsula. Bloomsbury Publishing, London.

Fernández-Caro, A. (2016). Censo Invernal de Aves Acuáticas de la Región de Murcia – 2016. Asociación de Naturalistas del Sureste, Murcia.

Fernández-Caro, A. (2018). Censo Invernal de Aves Acuáticas de la Región de Murcia – 2018. Asociación de Naturalistas del Sureste, Murcia.

Generalitat Valenciana (2015). Informes Técnicos-Fauna. http://www.agroambient.gva.es/es/web/biodiversidad/fauna

Gil-Delgado, J. A., Guijarro, D., Gosálvez, R. U., López-Iborra, G. M., Ponz, A., Velasco, A. (2017). Presence of plastic particles in waterbirds faeces collected in Spanish lakes. Environmental Pollution, 220: 732-736.

Gobierno de Aragón (2018). Censos de especies con especial atención a la Laguna de Gallocanta y las Saladas de Chiprana. https://www.aragon.es/-/censos-de-especies

Godet, L. (2008). L'évaluation des besoins de conservation d'un patrimoine naturel littoral marin. L'exemple des estrans meubles de l'archipel de Chausey. Doctoral dissertation, Museum national d'histoire naturelle-MNHN PARIS.

Gyimesi, A., Evans, T. J., Linnebjerg, J. F., de Jong, J. W., Collier, M. P., Fijn, R. C. (2017). Review and analysis of tracking data to delineate flight characteristics and migration routes of birds over the Southern North Sea. Bureau Waardenburg bv, Culemborg, The Netherlands.

Hori, J. (1964). The breeding biology of the Shelduck Tadorna tadorna. Ibis, 106 (3): 333-360.

ICO (2018). SIOC: servidor d'informació ornitològica de Catalunya. ICO, Barcelona. http://www.sioc.cat

Jiménez Romo, J. (2020). Un Tarro blanco (Tadorna tadorna) muerto cerca del #TancatDeMilia. En la radiografía se ven 9 perdigones. https://twitter.com/aitajavi/status/1225683670834376706

Johnsgard, P. A. (2010). Tribe Tadornini (Sheldgeese and Shelducks). Ducks, Geese, and Swans of the World by Paul A. Johnsgard, 8. University of Nebraska, Lincoln. http://digitalcommons.unl.edu/biosciducksgeeseswans/8

León-Quinto, T., de la Vega, A., Lozano, A., Pastor, S. (2004). Summer mortality of waterbirds in a Mediterranean wetland. Waterbirds, 27 (1): 46-54.

Linton, E., Fox, A. D. (1991). Inland breeding of Shelduck Tadorna tadorna in Britain. Bird Study, 38 (2): 123-127.

Liordos, V., Pergantis, F., Perganti, I., Roussopoulos, Y. (2014). Long-term population trends reveal increasing importance of a Mediterranean wetland complex (Messolonghi lagoons, Greece) for wintering waterbirds. Zoological Studies, 53 (1): 12.

Longoni, V. (2010). Fields and Waterbirds in the Mediterranean Region and the Middle East. Waterbirds, 33, Special Publication 1: Ecology and Conservation of Birds in Rice Fields: A Global Review: 83-96.

López-Iborra, G., Bañuls Patiño, A., Zaragozí Llenes, A., Sala Bernabeu, J., Izquierdo Rosique, A., Martínez Pérez, J. E., Ramos Sánchez, J., Bañuls Patiño, D., Arroyo Morcillo, S., Sánchez Zapata, J. A., Campos Roig, B., Reig Ferrer, A. (Eds.) (2015). Atlas de las aves nidificantes en la provincia de Alicante. Universidad de Alicante.

LIFE Humedales de la Mancha (2016). Biodiversidad: Avifauna http://www.humedalesdelamancha.es/index.php/es/biodiversidad/85-articles/328-biodiversidad-aves

Martínez-Abraín, A., Jiménez, J., Gómez, J. A., Oro, D. (2016). Differential waterbird population dynamics after long-term protection: The influence of diet and habitat type. Ardeola, 63 (1): 79-101.

Martínez Santos, D. (2017). Exóticas. Grupo de Trabajo de Aves Exoticas. Pp. 60-61. En: Programas de Seguimiento de Avifauna 2017 y Grupos de Trabajo. SEO-BirdLife.

Mazurska, K., Solarz, W. (2016). Risk Assessment of the Egyptian goose Alopochen aegyptiaca. https://circabc.europa.eu/sd/a/7714f364-375f-45ec-9cec-b15537b099a2/Alopochen%20aegyptiacus%20RA.pdf

Molina, B. (2012). Tarro Blanco Tadorna tadorna. Pp. 76-78. En: Atlas de las aves en invierno en España 2007-2010. Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente-SEO/BirdLife, Madrid.

Palomino, D., Molina, B. (Eds.) (2009). Aves acuáticas reproductoras en España. Población en 2007 y método de censo. SEO/BirdLife, Madrid.

Parc Natural La Mata-Torrevieja (2017). Memoria de Gestión 2017. Servicio de Gestión de Espacios Naturales Protegidos, Dirección General de Conservación del Medio Natural. Generalitat Valenciana.

Patterson, I. J. (1982). The Shelduck. A study in behavioural ecology. Cambridge University Press, Cambridge.

Perona, C. (2013). Tendencias de las poblaciones de aves acuáticas invernantes en la Región de Murcia. Trabajo Fin de Máster. Universidad de Murcia.

Perona, C., Fernández-Caro, A., Hernández-Navarro, J., Robledano, F. (2014). Tendencias de las poblaciones de aves acuáticas invernantes en la Región de Murcia (SE de España): una experiencia de ciencia ciudadana. Pp. 75-88. En: Actas III Jornadas de Inicio a la Investigación de Estudiantes de la Facultad de Biología. Universidad de Murcia.

Planas, B., Fernández, J., Viada, C., López, J. L. (2015). Seguimiento de las poblaciones reproductoras de aves acuáticas nidificantes en el Parque Natural de Ses Salines d’Eivissa i Formentera. Año 2014. Pp. 301-316. En: Llibre Verd de Protecció d’Espècies a les Balears.Societat d'Història Natural de les Balears.

Pringle, H. E. K., Burton, N. H. K. (2017). Improving understanding of the possible relationship between improving freshwater and coastal water quality and bird interest on designated sites-phase 1 review. BTO Research Report No. 696, British Trust of Ornithology, Norfolk.

Ramos Sánchez, A.J., Sarmiento, L.F. (1999). Las aves de los humedales del sur de. Alicante y su entorno. Editorial Club Universitario, Alicante.

Rendón, M. A., Green, A. J., Aguilera, E., Almaraz, P. (2008). Status, distribution and long-term changes in the waterbird community wintering in Doñana, south–west Spain. Biological Conservation, 141(5): 1371-1388.

Robledano, F. (1986). La población de Tarro Blanco (Tadorna tadorna) del Sureste de España. Aproximación ecológica y etológica. Tesina de Licenciatura, Universidad de Murcia.

Robledano, F. (1994). Conservation and management of a Shelduck Tadorna tadorna (L.) population of Southeastern Spain. Anatidae 2000 Conference, Strasbourg.

Robledano, F. (1997). Tarro Blanco (Tadorna tadorna). Pp. 64-65. En: Purroy, F. J. (Coord.). Atlas de las Aves de España (1975-1995). Lynx Edicions, Barcelona.

Robledano, F. (2003). Tarro Blanco (Tadorna tadorna). Pp. 130-131. En: Martí, R., Del Moral , J. C. (Eds.). Atlas de las Aves Reproductoras de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza-Sociedad Española de Ornitología, Madrid.

Robledano, F. (2004). Tarro Blanco Tadorna tadorna. Pp. 87-89. En: Madroño, A., González, C., Atienza, J. C. (Eds.). Libro rojo de las aves de España. Dirección General para la Biodiversidad-SEO/BirdLife, Madrid.

Robledano, F. (2006). Tarro Blanco Tadorna tadorna (Linnaeus, 1758). En: Robledano, F., Calvo, J. F., Hernández, V. (Coords.). Libro Rojo de los Vertebrados de la Región de Murcia. Consejería de Industria y Medio Ambiente, Dirección General del Medio Natural, Murcia.

Robledano, F., Calvo, J. F. (1989). La expansión del Tarro Blanco Tadorna tadorna (L.) como reproductor en España. Ardeola, 36 (1): 91-95.

Rueda, C. (2016). Por qué hablar de economía al tratar la invasión del ganso del Nilo en España. Ballena Blanca, 16 noviembre 2016. https://www.ballenablanca.es/economia-invasion-ganso-nilo-espana/)

Sánchez-Zapata, J. A., Anadón, J. D., Carrete, M., Gimenez, A., Navarro, J., Villacorta, C., Botella, F. (2005). Breeding waterbirds in relation to artificial pond attributes: implications for the design of irrigation facilities. Biodiversity & Conservation, 14 (7): 1627-1639.

SAO (2018). Anuario Ornitológico de la provincia de Albacete. Sociedad Albacetense de Ornitología. https://anuario.albacete.org/

Suárez-R., C, Uríos, V. (1999). La contaminación por saturnismo en las aves acuáticas del Parque Natural de El Hondo y su relación con los hábitos alimenticios. Humedales Mediterráneos, 1: 83-90.

Sebastián-González, E., Sánchez-Zapata, J. A., Botella, F. (2010). Agricultural ponds as alternative habitat for waterbirds: spatial and temporal patterns of abundance and management strategies. European Journal of Wildlife Research, 56 (1): 11-20.

SEO/BirdLife (2010). Estado de conservación de las aves en España en 2010. SEO/BirdLife, Madrid.

Valverde, I., Espín, S., Navas, I., María-Mojica, P., Gil, J. M., García-Fernández, A. J. (2019). Lead exposure in common shelduck (Tadorna tadorna): Tracking the success of the Pb shot ban for hunting in Spanish wetlands. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 106: 147-151.

Vidal, D., Taggart, M. A., Höfle, U., Gonzalez, R., Cifuentes, A., Sánchez-Hernández, L., Barcenilla, J., Jiménez, B., Green, A. J., Mateo, R. (2009). Análisis del riesgo de intoxicación por botulismo en malvasía cabeciblanca y otras especies de aves acuáticas en las Tablas de Daimiel y humedales cercanos. Pp. 229-247. En: Ramírez, L., Asensio, B. (Eds.), Proyectos de investigación en Parques Nacionales: 2005–2008. Ministerio de Medio Ambiente, Madrid.

Villodas, E. (2009). Un año con las aves de Laredo. http://avesdelaredo.blogspot.com/2010/09/curiosidades-en-laredo-30-4-2009.html.

Walmsley, J. G. (2015). The common Shelduck Tadorna tadorna, an important coastal breeding species and bio-indicator of saline environments in the Mediterranean. En: Yésou, P., Sultana, J., Walmsley, J. G., Azafzaf, H. (Eds.). Conservation of Marine and Coastal Birds in the Mediterranean. Proceedings of the UNEP-MAP-RAC/SPA Symposium, Hamamet (Tunisia).

 

 

Francisco Robledano Aymerich
Departamento de Ecología e Hidrología
Universidad de Murcia

 

Fecha de publicación: 30-03-2020

 

Robledano, F. (2020). Tarro blanco – Tadorna tadorna. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. López, P., Martín, J. Amat, J. A. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/