Ratón de campo - Apodemus sylvaticus (Linnaeus, 1758)

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Portada

 

Identificación

 

Estatus de conservación

 

Distribución

 

Hábitat

 

Ecología trófica

 

Biología de la reproducción

 

Interacciones entre especies

 

Comportamiento

 

Bibliografía

 

 

Key words: Wood Mouse, habitat, abundance, status, threats.

 

Hábitat

Especie generalista (Montgomery y Gurnell, 1985), que se encuentra en todo tipo de hábitats en la Península Ibérica y las islas Baleares.

Trabajos previos en diferentes áreas de estudio, han confirmado su presencia en hábitats tan diversos como dunas costeras con vegetación dunar asociada (García González y Cervera Ortí, 2001), estepas cerealistas (Tellería et al., 1987; Alcántara y Tellería, 1991), matorrales y bosques mediterráneos, mesomediterráneos y supramediterráneos (Díaz et al., 1999; Navarro-Castilla y Barja, 2014a), pastizales de montaña o incluso jardines urbanos y periurbanos (Montgomery, 1999). En el área metropolitana de Porto (Portugal) el ratón de campo se encuentra en parcelas de vegetación natural y seminatural, mostrando su abundancia una correlación negativa con el grado de urbanización (Gomes et al., 2011).

En zonas agrícolas de Castilla y León, la presencia del ratón de campo se asocia positivamente con la mayor proporción de cultivos en barbecho (Rodríguez y Peris, 2007).

En montados del suroeste de Portugal, los bordes vallados de las autopistas favorecen la abundancia de vegetación y de ratones de campo (Ascensao et al., 2012). En Ávila, también en los bordes de autopista abunda el ratón de campo (Ruiz-Capillas et al., 2013).

El ratón de campo cubre un amplio rango altitudinal en comparación con otras especies de roedores (Delibes, 1985; Alcántara, 1989), llegando a alcanzar los 2.600 m de altitud en la región alpina francesa, donde se encuentra asociado a la vegetación leñosa del piso alpino (Janeau, 1980), y los 2.250 m en la región de los Pirineos orientales (Fons et al., 1980). Alcanza 2.600 m de altitud en Pirineos (Vericad-Corominas, 1970) y 2.300 m de altitud en Sierra Nevada (Niethammer, 1956).

Sin embargo, debido a las adversas condiciones de los pisos alpinos y subalpinos (cobertura vegetal reducida y escasez de alimento), sus densidades poblacionales se ven reducidas conforme aumentamos en altitud (Janeau, 1980; Delibes, 1985; Mariné et al., 2001), existiendo una clara preferencia por el hábitat de tipo mediterráneo, donde se establece como la especie dominante por excelencia dentro de las comunidades de micromamíferos en dichas zonas (Gosàlbez y López-Fuster, 1985; Camacho y Moreno, 1989; Alcántara, 1992; Montgomery, 1999; Castién y Gosàlbez, 2001; Díaz et al., 2005). Dichos ambientes mediterráneos se caracterizan por la heterogeneidad de los paisajes, una intensa actividad agrícola y alteraciones frecuentes del hábitat como la fragmentación forestal o los incendios (Blondel y Aronson, 1999). No obstante, este roedor tiende a ser una especie pionera en la recolonización de ambientes post-incendio (Arrizabalaga y Llimona, 1996; Fuentes et al., 1998), con un importante papel en la regeneración de los bosques como presa frecuente de numerosas rapaces y de pequeños y grandes mamíferos carnívoros (ver apartado de Depredadores), además de como dispersantes de semillas (Muñoz, 2006; Díaz et al., 2007; González Barrio, 2012). Su frecuente presencia como especie dominante en los bordes de masas boscosas fragmentadas, se explica por la rica fuente de alimento (cultivos cercanos) y elevada cantidad de refugio (árboles y arbustos) que le proporcionan dichas zonas ecotónicas (Montgomery y Gurnell, 1985; García, 2001).

En fragmentos de encinar hay escasez de alimento, que es invertido en reproducción sin perder condición física o defensa antiparasitaria (Díaz y Alonso, 2003). Los ratones de campo que invernan en fragmentos pequeños de encinar presentan una sex-ratio desviada hacia los machos, una mayor proporción de adultos reproductores y menos juveniles en comparación con fragmentos grandes (Díaz et al., 1999).

El rango de hábitat también varía durante las estaciones. De este modo, el ratón de campo ocupa una mayor diversidad de hábitats durante las épocas favorables, mientras que, cuando las condiciones empeoran, sus poblaciones quedan restringidas a áreas más específicas (Alcántara y Tellería, 1991; Díaz, 1992; De Alba et al., 2001; Torre et al., 2002). Así, se ha observado una clara preferencia por zonas de densa cobertura arbustiva o arbórea cuando las condiciones no son favorables (Camacho y Moreno, 1989; Ouin et al., 2000), como protección y refugio frente a las condiciones climáticas adversas (Díaz, 1992) y posibles depredadores (King, 1985; Halle, 1988; Tew y Macdonald, 1993; Jubete, 2002). Además, se ha demostrado la correlación existente entre la calidad de los territorios y la condición corporal de los individuos durante el invierno, empeorando ésta última conforme las poblaciones se desplazaban desde medios forestales a arbustivos, hasta llegar a extensas llanuras de herbáceas (Alcántara y Díaz, 1996). En bosques con encinas y robles de León, hay variación estacional de hábitat. Al principio de la primavera se encuentran tanto en robledal como encinar, en verano se encuentran en el robledal y en invierno solamente en el encinar (Abad, 1991). En invierno abunda más en los bordes que en el interior de los bosques (García et al., 1998). En estepas cerealistas del centro peninsular en verano no selecciona características de hábitat mientras que en invierno su abundancia se correlaciona positivamente con la presencia de matorrales y negativamente con las herbáceas y campos cultivados (Alcántara y Tellería, 1991).

Ocupa todo tipo de hábitat en los Pirineos de Navarra (2009). En zonas de ecotono de robledales del Pirineo aragonés se encuentran en sitios con mayor desarrollo arbóreo y menos herbáceas. En el robledal se encuentran en zonas con mayor extensión de sustrato rocoso (García García, 1993). En bosques pirenaicos de Abies alba y Pinus uncinata, los sitios seleccionados por el ratón de campo se caracterizaron por elevada cobertura de regeneración de árboles y de agua (Arnan et al., 2014). Los bosques de alcornoque fueron seleccionados por machos y hembras en su área corazón, mostrando las hembras preferencia también por los olivares. Los ratones de campo utilizaron tanto el nivel del suelo como el estrato arbóreo (Rosalino et al., 2011b). En bosques de pinsapo (Abies pinsapo) del sur peninsular incrementa su abundancia en zonas con mayor densidad de matorrales y herbáceas (Fa et al., 1992).

Construye nidos que utiliza durante el día. En montados del suroeste de Portugal muestra gran fidelidad a sus nidos diurnos (1,75 nidos por individuo durante 6,7 días de media). Las hembras muestran más fidelidad a los nidos que los machos y el grado de protección de cada sitio tiene una influencia positiva en su uso. Los nidos que ofrecen más protección, buen drenaje y bajo nivel de molestias por depredadores o por el hombre eran los más usados (Rosalino et al., 2011a). Se ha observado en León que utiliza nidos abandonados de aves como almacenes de alimento (Hernández, 1994).

 

Abundancia

Es uno de los micromamíferos más abundantes en la Península Ibérica, aunque su abundancia varía entre hábitats y disminuye en zonas mediterráneas (Soriguer Escofet et al., 2003). Las capturas mediante trampeo muestran su elevada abundancia relativa. En el Parc de Collserola (Barcelona), el 96,1% de las capturas (n= 1.299) eran A. sylvaticus (Torre y Arrizabalaga, 2000). En los bordes vallados de las autopistas situadas en montados del suroeste de Portugal, de 351 micromamíferos trampeados, 157 eran A. sylvaticus (Ascensao et al., 2012). En zonas agrícolas de Lleida, se hicieron 313 capturas de micromamíferos, de los cuales 120 correspondieron a A. sylvaticus y 116 a Mus spretus (Torre et al., 2010). En zonas periurbanas de Porto (Portugal), su abundancia relativa es menor. De un total de 441 micromamíferos capturados, 86 eran A. sylvaticus (Gomes et al., 2011). En bosques del Parque Nacional de Aigüestortes i Estany de Sant Maurici, de un total de 178 capturas, la especie dominante era Myodes glareolus con 87 capturas, seguido de A. sylvaticus con 51capturas (Arnan et al., 2014). En el Parque Natural de Sierra Calderona (Castellón-Valencia), de un total de 1.830 micromamíferos capturados, 1.552 pertenecían a A. sylvaticus y 137 a Mus spretus (Sainz-Elipe et al., 2012). En muestreos realizados en hábitats de Andalucía (marismas, pinares, matorral seco, matorral mediterráneo, encinares, alcornocales), de 428 micromamíferos capturados, el 30% pertenecían a A. sylvaticus (Cagnin et al., 1998). En el Parque Nacional de Doñana, de un total de 717 micromamíferos capturados, el 86,3% pertenecían a Mus spretus y el 10,4% a A. sylvaticus (Moreno y Rouco, 2013).

Según Kufner y Moreno (1989), la densidad de esta especie en el Parque Nacional de Doñana varió anualmente de la siguiente manera: 6,8 individuos/ha en diciembre; 0,9 individuos/ha de abril a septiembre; 2,0 individuos/ha en enero y 2,5 individuos/ha de mayo a julio. La abundancia varió entre 19,06 individuos/ha en brezales, 9,35 en monte blanco, 5,89 en juncales y 3,51 en matorral xerofítico. En Evora (Portugal), la abundancia a lo largo del año registró valores máximos de 60 individuos/ha en mayo y mínimos de 10 individuos/ha en noviembre-enero (Rosario y Mathias, 2004). En Navarra, las densidades de las poblaciones de una zona de hayedo variaron entre 0,0 y 37 individuos/ha (Castién, 1994); se han estimado valores entre 16 y 75 individuos/ha en un pinar en Huesca (Vericad, 1977).

En pequeños fragmentos (0,2-16 ha) de bosque de Juniperus thurifera la abundancia del ratón de campo es 8,9 veces superior a la abundancia en fragmentos de mayor tamaño (150-270 ha) (Santos y Tellería, 1994). También en fragmentos forestales de encina carrasca (Q. rotundifolia) la abundancia aumenta en fragmentos pequeños con respecto a los grandes (Tellería et al., 1991).

 

Estatus de conservación

Categoría global IUCN (2008): Preocupación Menor LC (Schlitter et al., 2008).

Categoría IUCN España (2006): Preocupación Menor LC (Palomo et al., 2007).

 

Amenazas

Contaminación

Un factor de riesgo que ha cobrado fuerza en los últimos años es la acumulación de metales pesados y sus posibles efectos adversos para las poblaciones del ratón de campo (Sánchez-Chardi et al., 2007; Tête et al., 2014).

En Cercs, una zona contaminada por una planta de carbón, se registró una disminución de albúmina y del índice de albúmina/globulina (Gorriz et al., 1996).

Efecto barrera causado por las autopistas

Los patrones genéticos observados junto a autopistas indican que se produce un efecto barrera que se debe a evitación de la superficie de ésta, aunque se estima una tasa de migración a ambos lados del 5% (Ascensao et al., 2016).

La proximidad a autopistas incrementa las reacciones de estrés. Se han detectado mayores niveles de estrés en ratones de campo no reproductores próximos a una autopista que en individuos capturados más lejos (Navarro-Castilla et al., 2014).

En montados del suroeste de Portugal, el flujo de genes está limitado por la distancia geográfica. La cobertura de vegetación y los usos del suelo explican más la variación en la distancia genética que la distancia geográfica (Mullins et al., 2015).

Mortalidad por atropello en carretera

En lo que se refiere a mortalidad por atropello en carreteras de España, López-Redondo y López Redondo (1992) registraron 101 ratones de campo entre un total de 9.427 mamíferos y PMVC (2003) registraron 138 ratones de campo entre un total de 14.644 mamíferos.

Efecto de los incendios

Tras incendios en encinares y alcornocales de Alberes (Girona), los machos subadultos colonizan los matorrales en el segundo año y en el tercer año las hembras. El equilibrio anterior a los incendios se alcanza a los 6-7 años (Fons et al., 1988). En la Sierra Calderona (Comunidad Valenciana), después de un incendio la abundancia relativa de ratón de campo aumentó entre el segundo y el séptimo año, produciéndose un descenso durante los años ocho y nueve y aumentando de nuevo en los años diez y once. Los valores de abundancia en los sitios no quemados fueron menores y mostraron el mismo patrón de variación anual que los sitios quemados, llegando a igualarse en el año doce después del incendio (Sainz-Elipe et al., 2012). En el Garraf (Barcelona), se observó un incremento de la abundancia en los ambientes arbustivos, desarrollados con posterioridad a incendios, frente a los pinares (Torre et al., 2005).

Los helmintos volvieron a ser similares a los controles en el quinto año después de los incendios que hubo en Oms y la Jonquera (Girona) (Galán-Puchades et al., 1998).

 

Medidas de conservación

En incendios controlados de matorrales en pequeñas parcelas realizados en Doñana para favorecer zonas de alimentación de conejos se produjo un incremento de la abundancia de ratón de campo en comparación con parcelas no quemadas, lo que podría deberse a la creación de zonas de ecotono (Marfil et al., 2009; Moreno y Rouco, 2013).

 

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Beatriz Sánchez-González, Álvaro Navarro-Castilla, Mª Carmen Hernández e Isabel Barja
Unidad de Zoología, Departamento de Biología, Universidad Autónoma de Madrid
28049 Madrid

Fecha de publicación: 12-12-2016

Sánchez-González, B., Navarro-Castilla, A., Hernández, M. C., Barja, I. (2016). Ratón de campo – Apodemus sylvaticus. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Salvador, A., Barja, I. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/

 

 

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