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Key words: Capercaillie, habitat, abundance, conservation status, threats, management.
Hábitat En la mayor parte de su área de distribución mundial, el urogallo está estrechamente ligado a bosques de coníferas boreales, caracterizados por un sotobosque dominado por el arándano (Vaccinium myrtillus) (Storch, 2007). En las poblaciones más meridionales como las de la Península Ibérica, las frondosas entran a formar parte de su hábitat en mayor o menor medida (Menoni, 2006). Las dos poblaciones españolas ocupan hábitats muy diferenciados. En la Cordillera Cantábrica, las coníferas autóctonas son casi inexistentes (Rubiales et al., 2008) y el urogallo está ligado a bosques caducifolios de haya (Fagus sylvatica), roble (Quercus petraea, Q. pyrenaica) o abedul (Betula pubescens) (Quevedo et al., 2006; Blanco-Fontao et al., 2009). La especie de árbol no parece determinante, aunque la presencia de arándano constituye un denominador común en la mayor parte de las zonas en que vive (Blanco-Fontao et al., 2009). El núcleo de población más meridional constituye una excepción. Ocupa una zona de ambiente mediterráneo con bosque de rebollo (Quercus pyrenaica) y pinares de repoblación (Pinus sylvestris) en la que no hay arándano (González et al., 2010). En esta zona seleccionan positivamente, tanto anualmente como estacionalmente, bosques de Q. pyrenaica de gran extensión (>500 ha) y de mediana extensión (100-500 ha) y pinares de gran extensión (González et al., 20121). En los Pirineos, el urogallo está presente tanto en bosques de coníferas como en hayedos y bosques mixtos (Monzón, 1981; Campión y Larumbe, 2006; Canut et al., 2006; Guzmán y Navascués, 2006; Menoni, 2006). Sin embargo, en las áreas de la vertiente española en las que aún quedan urogallos, el hayedo es muy escaso, y su hábitat está constituido fundamentalmente por pinares (Pinus sylvestris, P. uncinata), con sotobosque dominado en ocasiones por arándano y rododendro (Rhododendron ferrugineum) y en otras por gayuba (Arctostaphylos uva-ursii), boj (Buxus sempervirens) o enebro (Junniperus communis) (Monzón, 1981; Canut et al., 2006; Guzmán y Navascués, 2006). La información disponible sobre uso del hábitat es muy escasa, y se trata de un tema que debería ser investigado urgentemente con mayor detalle. En la Cordillera Cantábrica, la orla supraforestal y la matriz que separa los fragmentos de bosque, constituidas ambas por diferentes especies de matorral (Cytisus spp, Genista spp, Erica spp, Calluna vulgaris), podrían ser importantes, sobre todo para las hembras reproductoras (Quevedo et al., 2006; Bañuelos et al., 2008). En Asturias, en verano los machos permanecen en bosques de roble o haya de manera similar al resto del año, mientras que las hembras tienden a utilizar más las zonas menos arboladas. Las hembras con pollos ocupan sobre todo las situadas en la orla del límite superior de bosque, mostrando preferencia por áreas con abedul, donde la cobertura de matorral es mayor, aunque la superficie de bosque en su entorno sigue siendo una característica fundamental. Las hembras sin pollos son observadas con mayor frecuencia en zonas escarpadas orientadas al norte (Bañuelos et al., 2008). En conjunto, los grandes bosques con buena cobertura de sotobosque son los que permanecen ocupados de manera más estable. El mantenimiento de la matriz de matorral situada entre ellos parece ser importante por ofrecer refugio contra los depredadores y alimento para adultos y pollos durante el periodo reproductor, así como facilitar la conectividad entre diferentes bosques (Quevedo et al. 2006). Mediante análisis de isótopos estables en plumas de machos (n= 74) y hembras (n= 52) recogidos a lo largo de la Cordillera Cantábrica, en los que se anotó el tipo de bosque (abedul, haya y roble), se observaron diferencias entre sexos y entre hábitats de muda. La mayor parte de la varianza isotópica fue explicada por el tipo de bosque. Las hembras mostraron una mayor amplitud de nicho trófico que los machos, lo que apoya la hipótesis del uso por las hembras de zonas del borde de los bosques ricas en diversidad de microhábitats y por los machos del interior de los bosques (Blanco-Fontao et al., 2012)1. A escala regional de la Cordillera Cantábrica, la presencia de urogallo se relaciona con una menor proporción de matorrales altos que en zonas donde está ausente (Laiolo et al., 2011)1 y con una mayor heterogeneidad de especies de matorrales en bosques de haya (Segura et al., 2014)1. En relación con el uso del espacio, los datos obtenidos en dos zonas de la Cordillera Cantábrica entre 1983 y 1988 (Martínez, 1993), no parecen mostrar diferencias entre machos y hembras. El suelo parece ser más utilizado que los árboles a lo largo de la mayor parte del año (machos: 53,5 % suelo vs. 46,5 % árbol; hembras: 60,8 suelo vs. 39,2 árbol, N = 130), aunque esta tendencia se invierte en periodos en que la nieve tiene un espesor de más de 50 cm (árbol 72,7 % vs. suelo 27,3 %) (Martínez, 1993). En Pirineos, según un estudio realizado en Haute Garonne, muestra preferencia en invierno por sitios con mayor cobertura de Sorbus spp., Pinus sylvestris y Larix decidua (Catusse et al., 2002). En España, se ha acuñado el término “cantadero” (palabra que no figura en el diccionario de la Real Academia Española) para designar las zonas utilizadas por los urogallos para la exhibición nupcial y apareamiento. Esta expresión aparece publicada, probablemente por primera vez, en el artículo de Bernis (1956) y desde entonces ha sido adoptada por la práctica totalidad de los trabajos escritos en español. En la Cordillera Cantábrica los cantaderos se localizan normalmente cerca del límite superior del bosque, entre los 775 y los 1.725 m de altitud (media = 1.341 m, desv. est. = 181.7, n= 574), probablemente muy limitados por la propia distribución altitudinal de las zonas forestales (García et al., 2005). Aunque están presentes en todo tipo de bosques (Bañuelos et al., 2003; Quevedo et al., 2006), las parcelas mixtas y maduras, no demasiado espesas parecen ser más favorables (Bañuelos et al., 2003; Quevedo et al., 2006). En la Sierra del Cadí (Pirineo oriental), los cantaderos se encuentran a altitudes entre 1.770 y 2.160 m (media = 2.004, desv.est. = 101.9, n= 24) (Monzón, 1981). Las zonas de exhibición o contaderos en la Cordillera Cantábrica se sitúan en las zonas de bosque de mayor edad y menos alteradas, con las árboles vivos más grandes. Estas zonas albergan las comunidades de especies de aves más diversas. Las características del canto de los machos que señalan honestamente su calidad (frecuencias bajas y tasas de canto rápidas) se correlacionan significativamente con una diversidad elevada de especies de aves (Laiolo et al., 2011)1.
Tamaño de población En España, las estimaciones de abundancia de urogallo se han basado en el recuento de machos en los territorios de celo durante el periodo nupcial. Este tipo de estimas dejan al margen la población de hembras, y su fiabilidad no ha sido evaluada, por lo que deben ser consideradas con mucha cautela (Obeso, 2003b; Jacob et al., 2009). Por otra parte, el esfuerzo invertido en la realización de estos recuentos no siempre ha sido el mismo a lo largo del tiempo, lo que les resta fiabilidad de cara a valorar los cambios producidos. Aunque tampoco están exentos de error, los análisis basados en la ocupación de los territorios de celo resultan más fiables, al no requerir el recuento de aves sino tan sólo detectar su presencia (Tellería, 1986). En la Cordillera Cantábrica, el primer recuento de machos de urogallo se llevó a cabo en 1972 (Castroviejo et al., 1974), estimándose un máximo de 382 individuos. En 1982 se efectúa un recuento más completo en el que se estiman 582 individuos (Campo y García-Gaona, 1983). El esfuerzo de muestreo empleado en 1972 fue muy inferior al de 1982, por lo que el incremento en el número de machos refleja muy probablemente el aumento en el esfuerzo de muestreo y no un crecimiento real de la población. A lo largo de la década de los ochenta, las competencias para gestionar la Cordillera Cantábrica se fragmentaron paulatinamente entre las cuatro comunidades autónomas que comparten el territorio, no existiendo desde entonces ningún recuento global coordinado. De acuerdo con Ballesteros et al. (2006), los últimos datos oficiales obtenidos en cada comunidad autónoma señalan que sólo el 30,6 % de los cantaderos conocidos históricamente mostraban indicios de ocupación en 2005. El tamaño de población de un área de 500 km2 del oeste de la Cordillera Cantábrica ha sido estimado mediante análisis genético de excrementos recogidos durante 2009 en 93 urogallos (Intervalo de confianza 95%: 70-116), con una sex-ratio desviada hacia los machos (1:1,6) (Morán-Luis et al., 2014)1. Mediante identificación genética individual de muestras de plumas y excrementos recogidos durante 2006 en la Cordillera Cantábrica se ha estimado el tamaño de población mediante censos en 297 urogallos (Intervalo de confianza 95%: 191-496), con una sex-ratio de machos a hembras de 0.41 (Vázquez et al., 2013)1. En los Pirineos españoles, los datos más completos disponibles corresponden a Cataluña, donde el número de machos estimado en 1981 fue de 600, descendiendo a un máximo de 521 en 2005. El máximo total estimado para todo el Pirineo español en 2005 es de 573 en 2005 (Ballesteros et al., 2006). La reducción del área ocupada ha sido muy inferior a la observada en la Cordillera Cantábrica, ya que en 2005 la presencia de la especie fue detectada en casi el 92 % de los territorios de canto conocidos (Ballesteros et al., 2006). En el Parque Natural del Alt Pirineu, se ha estimado mediante censos que la población de urogallo ha disminuido con una tasa anual del 4% entre 1988 y 2010 (Fernández-Olalla et al., 2012)1.
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2009): Preocupación Menor LC (BirdLife International, 2011). Categoría España IUCN (2004): Urogallo cantábrico: En Peligro EN cA2ac; B1ab(i, ii, iii, iv, v); C2a(i) Obeso, 2004). Urogallo pirenaico: En Peligro EN C2a(ii) (Canut et al., 2004). A escala global, el urogallo no está considerado como especie amenazada, ya que cuenta con una población estimada en más de 4,5 millones de individuos distribuidos por gran parte del paleártico (Storch, 2007). La situación es muy diferente cuando se comparan ambos linajes (Duriez et al., 2007; Rodriguez-Muñoz et al., 2007, ver apartado sobre variación geográfica). La mayor parte de estos efectivos corresponde a urogallos de linaje boreal, mientras que las poblaciones de linaje meridional probablemente no superen los 10.000 individuos en todo el mundo (estimado a partir de Storch, 2007). A este último linaje pertenece gran parte de la población pirenaica y toda la población cantábrica, que junto con los urogallos de los Montes Rodopi (Bulgaria-Grecia), constituyen las únicas poblaciones puras conocidas. Ambas se encuentran gravemente amenazadas (Boev et al., 2007; Duriez et al., 2007; Rodríguez-Muñoz et al., 2007). Globalmente, las estimas de población para estas poblaciones puras meridionales no superan los 3.000 individuos. En la Cordillera Cantábrica el urogallo está catalogado como en peligro de extinción (BOE, 2005; BOPA, 2005; DOG, 2007; BOC, 2008). La última revisión publicada estimaba un área ocupada de unos 1.700 km2, muy fragmentada, y con una población que probablemente no superaba los 500 individuos (Storch et al., 2006; Storch, 2007). En los Pirineos españoles, el número de machos observados en 2005 (562-573, Ballesteros et al., 2006), sugiere que la población ese año era de más de 1.200 individuos, dada la tendencia de los censos directos a infravalorar el número de individuos (Jacob et al., 2009), y que la sex-ratio suele ser favorable a las hembras (Wegge, 1980; Helle et al., 1999; Hornfeldt et al., 2001). Su área de distribución parece haberse mantenido bastante estable durante las últimas tres décadas y en general parece estar bastante conectada tanto dentro de España como en relación a la población francesa (Ballesteros et al., 2006; Canut et al., 2006; Guzmán y Navascués, 2006). La población pirenaica figura como vulnerable en el catálogo nacional (BOE, 2001) y como en peligro de extinción y sensible a la alteración de su hábitat en los catálogos regionales de Navarra (BON, 1995) y Aragón (BOA, 1995), respectivamente.
Figura 1. Número de machos de urogallo cazados en la Cordillera Cantábrica entre 1944 y 1973. Según Castroviejo (1974).
Factores de amenaza Se dispone de poca información sobre las causas del declive reciente del urogallo en España, y menos aún sobre el modo en que se ha producido. El escaso éxito reproductor observado en los últimos años, apunta a la baja tasa de reclutamiento como mecanismo principal de pérdida de población (Obeso y Bañuelos, 2003). Esta baja tasa de reclutamiento ha sido relacionada con diversos factores: alteración del hábitat, caza, depresión por endogamia, depredación natural, competencia con ungulados, usos recreativos del hábitat y cambio climático (Obeso y Bañuelos, 2003; Suárez-Seoane y García-Rovés, 2004; Quevedo et al., 2006a; Rodriguez-Muñoz et al., 2007), aunque la información científica disponible es muy escasa. La alteración del hábitat y la caza, son los únicos factores claramente documentados (Castroviejo et al., 1974; García et al., 2005; Quevedo et al., 2006a; Quevedo et al., 2006b). En el caso de la población cantábrica, ambos mantuvieron una intensidad muy elevada y sostenida durante la segunda mitad del siglo pasado, (Castroviejo et al., 1974; García et al., 2005), por lo que por sí solos probablemente podrían explicar el declive poblacional observado durante las últimas décadas. Pérdida y alteración de hábitat La pérdida y alteración del hábitat constituye sin duda el principal problema de base para la recuperación del urogallo en España, particularmente en la Cordillera Cantábrica (Obeso y Bañuelos, 2003; Quevedo et al., 2006a). El problema se acentúa debido a que los ecosistemas forestales tardan décadas o cientos de años en recuperarse. En Asturias, una de las regiones clave para el urogallo cantábrico, en la actualidad sólo el 23 % de su área de distribución histórica está ocupada por bosques. Por otra parte, sólo un 1,4 % de estos bosques tiene un área superior a 1 km2 (García et al., 2005). La deforestación tuvo su último episodio intensivo a mediados del Siglo XX. Basándose en las Estadística Forestal de España, Castroviejo et al. (1974) señalan una reducción del 59 % de la superficie ocupada por los hayedos en Asturias entre 1952 y 1962, y del 46 % para los robledales entre 1957 y 1962. Además de esta escasez de hábitat, la mayor parte del área de distribución está afectada por el desarrollo de grandes infraestructuras o aprovechamientos. Carreteras, ferrocarriles, parques eólicos, tendidos eléctricos, vallados, turismo, estaciones de esquí, talas, repoblaciones forestales con especies alóctonas y minas a cielo abierto, destruyen o fragmentan las zonas en las que hubo urogallo hasta los años ochenta y aquellas en las que aún está presente (Rodríguez-Muñoz et al., 2008; González et al., 2010; de la Calzada, 2011). De igual modo inciden los incendios, tanto cuando afectan a zonas forestales como de matorral. En los Pirineos, la gestión forestal y la construcción de infraestructuras turísticas han sido señalados como dos de los principales problemas para la conservación de la especie (Monzón, 1981, Canut et al., 2006). Al margen de la ocupación o destrucción del hábitat derivada de la construcción de cualquier infraestructura, muchas de ellas tienen consecuencias colaterales. Las colisiones con tendidos eléctricos, cables de telesillas y vallados cinegéticos, están bien documentadas y a menudo constituyen una importante causa de mortalidad (Novoa et al., 1990; Catt et al., 1994; Bevanger, 1995; Baines y Summers, 1997). En el año 2011 fueron puestas en funcionamiento 12 turbinas eólicas en un bosque no protegido de Quercus pyrenaica del suroeste de la Cordillera Cantábrica, sitio en el que había cinco contaderos de urogallo en un radio de cinco km. El monitoreo de la zona un año antes y cuatro años después mostró que la abundancia de señales de urogallo disminuyó severamente después de la construcción y puesta en marcha del parque eólico. Los efectos negativos van a sufrir un gran aumento pues entre 2009 y 2010 se han construido en la zona cinco parques eólicos con 65 turbinas en total y están autorizados seis parques eólicos adicionales con un total de 127 turbinas (González y Ena, 2011; González et al., 2016)1. Fragmentación de poblaciones El genotipado de 45 individuos mediante 20 microsatélites y un marcador de sexo mostró una baja diversidad genética y un número medio bajo de alelos en urogallos de la Cordillera Cantábrica. La población está fragmentada en dos grupos genéticos situados a ambos lados de su área de distribución aislados por infraestructuras lineales (Vázquez et al., 2012)1. Caza La caza es otro factor cuya relevancia está bien documentada en la Cordillera Cantábrica. Aunque los archivos correspondientes a las estadísticas oficiales parecen haberse perdido (Guillermo Fernández, Banco de Datos del MIMAM, com. pers.), parte de esta información se encuentra recogida en algunos informes y publicaciones de los años setenta y ochenta (Castroviejo et al., 1974; Aedo et al., 1986). Los registros disponibles comienzan en la década de los cuarenta, y muestran un incremento en el número de machos cazados, cuyo punto álgido se produjo en la primera mitad de los sesenta. En este periodo, Castroviejo et al. (1974) señalan la caza legal de 226 machos en una superficie que abarca alrededor de la mitad del área de distribución de la especie, y sobre una población que ya en aquella época se consideraba gravemente amenazada (Figura 1). Estos valores no reflejan las pérdidas por caza furtiva, sobre la que los mismos autores señalan que llegó a superar el número de ejemplares cazados legalmente. En 1972 y 1973, algunas zonas registraron porcentajes de furtivismo que oscilaban entre un 20 y un 136 % respecto de los ejemplares cazados legalmente, respectivamente (Castroviejo et al., 1974). Como ejemplo de los niveles de explotación alcanzados, cabe destacar que en la Reserva Nacional de Reres, Castroviejo et al. (1974) estimaron la presencia de un máximo de 14 machos en 1972, en una zona donde en 1964 registraron la caza de 33 machos. La caza de los machos como trofeos puede afectar a un factor clave en la dinámica de poblaciones como es la razón de sexos operativa o proporción de hembras de hembras fértiles con respecto a machos sexualmente activos en un momento dado. Entre finales de los años sesenta y principios de los años setenta disminuyó abruptamente el número de machos cazados anualmente en la Cordillera cantábrica. La caza de los machos habría producido dos procesos consecutivos, una reducción inicial del número de machos que contribuyen a la reproducción produciendo una pérdida de variación genética y posteriormente una reducción de la disponibilidad de machos que habría disminuido la productividad con el consiguiente declive demográfico. Se han estudiado muestras de machos cazados entre 1959 y 2007. El estudio de microsatélites mostró un cuello de botella y escasa variabilidad genética en los años 60 del siglo XX. Los análisis de ADN mitocondrial mostraron un declive en la variación 10-20 años después y una disminución del tamaño efectivo de población de un 70% entre los periodos de 1969-1978 y 1998-2007 (Rodríguez-Muñoz et al., 2015)1. El tamaño efectivo de población en la Cordillera Cantábrica, parámetro relevante para predecir la tasa de endogamia y pérdida de variación genética, se estimó en 2006 en 80 individuos (Vázquez et al., 2013)1. Depredadores Aunque ha llegado a considerarse como el principal factor de mortalidad en algunas áreas de la Cordillera Cantábrica (BOC, 2008), la información disponible sobre depredación de urogallo en España es circunstancial, no existiendo ningún estudio al respecto. Utilizando métodos indirectos, Obeso (2003a), comparó la abundancia de depredadores entre zonas con urogallos y zonas en las que se han extinguido recientemente, no encontrando diferencias entre ambas. No se dispone de información alguna sobre la evolución de la densidad de depredadores a lo largo del tiempo. Abundancia de ungulados En los últimos años, la densidad de ciervos (Cervus elaphus) se ha incrementado considerablemente en la Cordillera Cantábrica, en algunos casos coincidiendo con la desaparición del urogallo (Bañuelos y Obeso, 2003b; Pollo et al., 2003). Densidades elevadas de ciervos pueden condicionar la abundancia de arándano y alterar la composición y cobertura del sotobosque y de sus comunidades de invertebrados (Baines et al., 1994; Fernández y Obeso, 2004). Debido a que tanto el arándano como los invertebrados forestales parecen constituir piezas esenciales en la dieta del urogallo a lo largo de su ciclo de vida (Storch, 1993; Picozzi et al., 1999; Wegge et al., 2005; Blanco-Fontao et al., 2009), el aumento en la densidad de ciervos en gran parte de la Cordillera Cantábrica podría haber contribuido al declive o la desaparición de la especie (Bañuelos y Obeso, 2003b). Aunque hasta el momento no existe ninguna evidencia al respecto, se trata de un factor que debería ser estudiado en detalle (Blanco-Fontao y Quevedo, 2006). Presencia humana Varios estudios han demostrado los efectos negativos de la presencia humana sobre los urogallos, al producir alteraciones en su comportamiento e incrementar los niveles de estrés (Summers et al., 2007; Thiel et al., 2007; Jenni-Eiermann y Arlettaz, 2008; Thiel et al., 2008). Las batidas de caza, el senderismo y el esquí, son actividades cada vez más frecuentes tanto en la Cordillera Cantábrica como en los Pirineos. Aunque parece muy probable que las poblaciones españolas sufran problemas relacionados con estas actividades, similares a los observados en otras poblaciones, la información disponible es muy escasa y poco concluyente (Bañuelos y Obeso, 2003a; Suárez-Seoane y García-Rovés, 2004). Cambio climático Por último, el cambio climático ha sido señalado como otro de los factores que podrían haber influido en el declive de las poblaciones ibéricas de urogallo, aunque sin considerarlo determinante (Obeso, 2003c). Algunos autores han descrito una relación significativa entre la climatología primaveral y el éxito reproductor del urogallo (Slagsvold y Grasaas, 1979; Moss et al., 2001), cuyo efecto podrían verse acentuado en las próximas décadas de acuerdo con las previsiones de cambio climático. En todo caso, no existe evidencia alguna que apoye la influencia de este factor sobre el declive reciente de la población española de urogallo. Ver apartado de Distribución geográfica.
Medidas de conservación La caza de urogallos se vedó en España en 1979 (BOE, 1979). Desde entonces se han aprobado varios textos legales (ver apartado sobre estado de conservación) y planes de gestión destinados a fomentar su conservación (BOPA, 2003; BOCyL, 2009). Toda esta legislación se ha mostrado repetidamente ineficaz y la proliferación de obras y aprovechamientos de todo tipo dentro del área de distribución del urogallo continúa reduciendo el escaso hábitat disponible, en muchos casos de manera irreversible. Al margen de las medidas de tipo legal y pese al avanzado estado de deterioro de la población Cantábrica, las primeras actuaciones prácticas han comenzado a aplicarse muy recientemente, tras la aprobación de sendas estrategias nacionales de conservación de las poblaciones cantábrica y pirenaica. Ambas estrategias recogen un amplio abanico de líneas de actuación, de entre las cuales las más potenciadas hasta el momento en el área cantábrica, han sido la puesta en marcha de un programa de cría en cautividad (FB, 2005; Boev et al., 2007) y el manejo forestal dirigido a la eliminación de matorral, la apertura de claros en los bosques y la plantación de arándanos (SEO/BirdLife, 2005; Álvarez Cabrero, 2008; Martí et al., 2008; BOE, 2010). Fragmentación de poblaciones Se deberían tomar medidas de conservación dirigidas a mantener una red densa de parches de hábitats conectados que permitan maximizar el éxito reproductivo y que los dispersantes potenciales puedan reconectar las dos subpoblaciones (Vázquez et al., 2012)1. Cría en cautividad Los programas de cría en cautividad han sido expresamente desaconsejados por el grupo de especialistas en tetraónidas de la UICN (Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza), por su ineficacia y elevado coste (Storch, 2007). En las últimas décadas se han desarrollado numerosos programas similares en toda Europa, pero ninguno de ellos ha conseguido su objetivo final de establecer una población viable y autónoma (Quevedo et al., 2005; Rodriguez-Muñoz et al., 2008). Manejo de hábitat Con respecto al manejo del hábitat, las actuaciones en marcha se basan en la asunción de que la expansión del arbolado y el matorral como consecuencia del abandono del campo y la disminución de la actividad ganadera, han repercutido de manera negativa sobre la estructura forestal necesaria para el urogallo (FB, 2009). Sin embargo, en la Cordillera Cantábrica la ganadería ha experimentado un incremento en los últimos 20 años, y se observa una correlación negativa entre ese incremento y la presencia de urogallo (Blanco-Fontao et al., 2011). Por otra parte, la evolución reciente del área de distribución del urogallo cantábrico refleja una importante diferencia entre el sector occidental, que conserva actualmente los mejores núcleos de población, y los sectores central y oriental, en los que su desaparición parece inminente (Bañuelos y Quevedo, 2008). Esta evolución contrasta con la hipótesis del efecto negativo del abandono del campo, ya que en la mayor parte de las zonas del sector occidental de la Cordillera en que viven los urogallos, los usos tradicionales han sido virtualmente inexistentes durante las últimas décadas, y bosque y matorral cubren la mayor parte del territorio. Por tanto, con la información disponible, parece improbable que el programa de cría en cautividad o el manejo del hábitat, tal y como se está realizando actualmente, puedan repercutir positivamente en la conservación del urogallo (Rodríguez y Fernández, 2009). Por otra parte, la eliminación del matorral y el sotobosque podría incrementar las tasas de depredación, fundamentalmente sobre los pollos (Wegge et al., 2005; Kvasnes y Storaas, 2007), por lo que sus consecuencias son potencialmente muy negativas. Se han realizado en Pirineos desbroces experimentales de rododendro en parcelas de 8-16 ha, pasando la cobertura media del 90% al 20%. El arándano recuperó su cobertura y altura anterior al crecimiento del rododendro e incrementó su fructificación en años de buena pluviometría. Como resultado del tratamiento, pasaron a pastar en los claros corzos, rebecos, jabalíes, vacas y caballos. La presencia de buscadores de setas se incrementó, con la consiguiente disminución del uso de los claros por urogallos. Por el contrario, en zonas donde la recolección de setas está vedada el urogallo no fue desplazado (Camprodón et al., 2016)1. Todos los parches de hábitat no pueden ser protegidos debido a recursos limitados de conservación. Es posible identificar aquellos parches que pueden ser eliminados sin que se pierda conectividad de hábitat (Rubio y Saura, 2012; Rubio et al., 2015)1. Control de depredadores Otra medida propuesta en el vigente proyecto LIFE es el control de las poblaciones de depredadores naturales (FB, 2009). La eliminación de depredadores ha demostrado ser una medida eficaz para incrementar el tamaño de poblaciones sometidas a aprovechamiento cinegético, de cara a aumentar las capturas anuales (Baines et al., 2004; Summers et al., 2004), aunque sus efectos sólo han sido demostrados a corto plazo (Kauhala y Helle, 2002). Debido a que la depredación constituye el factor de mortalidad natural más importante en el ciclo de vida del urogallo (Tornberg, 2001; Reif et al., 2004; Wegge y Kastdalen, 2007), esta técnica ha sido aplicada en proyectos de conservación cuyo objetivo es el restablecimiento de poblaciones naturales automantenidas (Baines et al., 2004). No obstante, existen diferencias fundamentales entre el manejo enfocado a explotación y el dirigido a la conservación de poblaciones y ecosistemas naturales, por lo que la utilización de este tipo de medidas como herramientas de conservación es muy controvertida. Cabe destacar además que sus efectos desestabilizadores han sido escasamente valorados (Packer et al., 2003). En un experimento de remoción de mesocarnívoros realizado en el Parque Natural del Alt Pirineu, el éxito reproductivo del urogallo aumentó en las zonas en las que se redujo la población de martas y garduñas. Desde una perspectiva conservacionista, el manejo de mesocarnívoros sería más efectivo a través de la reintroducción del lince boreal (Moreño-Opo et al., 2015)1. Investigación y gestión Es necesario y urgente identificar los procesos que subyacen a la desaparición de los núcleos aún existentes, único modo de diseñar y poner en práctica protocolos de manejo que permitan revertir la situación. Todo ello pasa por el desarrollo de programas de investigación intensivos, particularmente en la Cordillera Cantábrica, donde la población se encuentra en una situación crítica. Para que estas medidas puedan tener éxito es necesario además el cumplimiento riguroso de la legislación vigente, y la paralización de las paradójicas actuaciones de las distintas administraciones implicadas, que continúan promoviendo o autorizando el desarrollo de obras y aprovechamientos contrarios tanto a los objetivos de las estrategias de conservación, como a sus líneas de actuación ya en marcha (BOCyL, 1999a, 1999b, 2003b, 2003a, 2006). Aunque aún existen importantes lagunas en el conocimiento del proceso de declive poblacional del urogallo cantábrico, el efecto de la escasez y fragmentación del hábitat está claramente documentado (Obeso y Bañuelos, 2003; García et al., 2005; Quevedo et al., 2006a; Quevedo y Bañuelos, 2007), por lo que parece razonable que las actuaciones prácticas se concentren en la recuperación de la cubierta forestal dentro del área de distribución histórica. La mejor referencia para definir el hábitat modelo hacia el que enfocar esa recuperación, está en los bosques del occidente de la Cordillera, donde se mantienen los últimos núcleos de población. En esos bosques los denominados usos tradicionales y la ganadería son actividades mayoritariamente inexistentes desde hace décadas, por lo que la actual estrategia encaminada a potenciarlas podría en realidad acelerar la extinción de la población. En su lugar, una gestión dirigida a potenciar la recuperación natural del bosque y que evite la intervención intensiva tal como la construcción de pistas, las rozas y aclareos o la explotación forestal, sería mucho más acorde con lo que sugieren los conocimientos disponibles.
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Rolando Rodríguez-Muñoz Fecha de publicación: 26-07-2011 Otras contribuciones: 1. Alfredo Salvador. 4-11-2016 Rodríguez-Muñoz, R. (2016). Urogallo común – Tetrao urogallus. 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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