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Key words: Red Deer, habitat, abundance, status, threats.
Hábitat El ciervo existe en la mayor parte de los hábitats presentes en la Península Ibérica, que cuenten con praderas junto a cobertura vegetal leñosa al menos como refugio, desde llanuras a nivel del mar hasta áreas de alta montaña. Es un animal que utiliza preferentemente las áreas de transición (ecotonos) entre zonas boscosas o cubiertas con vegetación arbustiva y áreas abiertas donde exista producción de plantas herbáceas. El uso de áreas con cobertura vegetal y praderas abiertas sufre variaciones tanto diarias como estacionales. La actividad de alimentación tiene lugar preferentemente durante la noche, pero principalmente en ambos crepúsculos, y para ello pueden utilizar hábitats abiertos o de cobertura vegetal. El descanso, principalmente en horas centrales del día tiene lugar en zonas cubiertas. La alimentación del ciervo es mixta entre el pastoreo y el ramoneo, e incluye una amplia variedad de especies tanto herbáceas como arbustivas. La dieta se compone fundamentalmente de herbáceas en invierno y sobre todo en primavera (al menos hasta un 75%), aumentando la proporción de uso de las leñosas y frutos forestales en verano y otoño, lo cual se corresponde con el uso estacional de los hábitats (Braza et al., 1984; Braza y Alvarez, 1989; Escós y Alados, 1992; Costa y Sáenz de Buruaga, 1994; Lazo et al., 1994; Aranda et al., 1995a; San José et al., 1997; Carvalho et al., 20123; Alves et al., 20143). Selecciona positivamente los prados con dominancia de Agrostis sp. y negativamente aquellos en los que predomina Brachypodium rupestre, según un estudio realizado en el nordeste de Portugal (Bellu et al., 2012)3. Evita pueblos y carreteras (Torres et al., 2014)3. Un fenómeno reciente es la presencia de ciervos en áreas situadas entre bosques y zonas urbanas. En el sur de Andalucía ha aumentado la presencia de ciervos en zonas con campos de golf y baja densidad de viviendas (Duarte et al., 2015)3. Los machos seleccionan menos las zonas abiertas que las hembras (Carranza et al., 1991)3. Hay segregación de sexos en el uso de hábitat durante la primavera y el verano. Los machos se encuentran a menores altitudes cerca de campos de cultivo mientras que las hembras permanecen en sitios a mayor altitud. Las hembras con cría seleccionan áreas más cerradas que las hembras sin cría (Alves et al., 2013)3. Los ciervos frotan las cuernas con los árboles, seleccionando troncos pequeños en el borde del bosque y en grandes claros (Ramos et al., 2006) 1.
Tamaño de población Desde el punto de vista numérico, el ciervo en Iberia se encuentra en expansión. Aunque no existen censos fiables para todo el territorio nacional, se puede estimar que en la actualidad el número total de ciervos en España sobrepasa los trescientos mil individuos.
Abundancia La distribución actual suele ser en núcleos aislados, muchas veces con elevadas densidades que llegan a sobrepasar los 40 individuos por kilómetro cuadrado, rodeados de áreas de muy baja o nula densidad (Escós y Alados, 1988; Alvarez-Giménez, 1988; Saenz de Buruaga et al., 1991; Camina, 1995; Aranda et al., 1995b; Carranza, 1999). La abundancia de ciervos en hábitats mediterráneos de Montes de Toledo, valle del río Guadiana y Sierra Morena se estima en 0,04 - 66,77 ciervos/100 ha (media= 19,51; n= 22 poblaciones) (Acevedo et al., 2008)2. En el centro de Portugal se han estimado densidades de 3,1 ind./100 ha (Valente et al., 2017)3. En el Área Nacional de caza de Lombada y Serra de Montesinho (Portugal), se ha estimado una abudancia de 3,38 indiv./100 ha (Torres et al., 2015)3. Hay pocos datos sobre capacidad de carga de ciervos según tipos de hábitat. En un hábitat mediterráneo (Quintos de Mora, Toledo) se ha estimado la capacidad de carga en 20-25 indiv./ km2 (Perea et al., 2014)3.
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2015): Preocupación Menor LC (Lovari et al., 2016) 3. Incluida anteriormente en la misma categoría (Lovari et al., 2010)2. Catalogada anteriormente como LR/lc (Deer Specialist Group, 1996)1. Categoría España IUCN (2006): Preocupación menor LC (Blanco, 2007)1. El ciervo es una especie cinegética, y ha sido desde siempre una pieza fundamental en la actividad venatoria humana. En las últimas temporadas se vienen cazando en España más de 60.000 ciervos al año, de ambos sexos. Es la pieza clave de la montería tradicional española, y muchos terrenos se organizan y se gestionan alrededor de este aprovechamiento. La explotación de la caza mayor, con el ciervo como pieza fundamental, constituye uno de los principales aprovechamientos de muchas áreas de dehesa y monte mediterráneo del suroeste español. La gestión adecuada de este recurso natural se ve hoy como un modo interesante de compatibilizar el rendimiento económico y la conservación de esas áreas de alto valor natural (Carranza, 1999).
Amenazas Desde el punto de vista numérico no sufre amenaza alguna. Sin embargo, a pesar de su elevado número y de la tendencia a la expansión de sus poblaciones y áreas de distribución (Gortázar et al., 2000), el ciervo ibérico se enfrenta a un riesgo real de alteración genética (Carranza y Martínez, 2002; Carranza et al., 2003a; Fernández-García et al., 20143). Estos riesgos se derivan de criterios erróneos en su manejo como especie de caza. Las principales amenazas son: - la entrada de ejemplares procedentes de otras poblaciones europeas: principalmente de Cervus elaphus hyppelaphus, introducidos con la finalidad de cruzarlos con los autóctonos y producir individuos con trofeos de mayor tamaño. Existe igualmente la posibilidad de entrada de material genético (semen) sin que se importen ejemplares (Carranza et al., 2003a). El mantenimiento de la diversidad genética del ciervo en la península Ibérica también requiere evitar las traslocaciones de ejemplares entre poblaciones de los dos linajes ibéricos (Carranza et al., 2016)3. - los cambios genéticos producto de la fragmentación y aislamiento de sus poblaciones: tanto las cercas cinegéticas como la desproporción de sexos en muchas áreas sin cercas cinegéticas, pueden contribuir a acentuar la pérdida de variabilidad genética (Martínez et al., 2002). La pérdida de diversidad genética puede producir un incremento de parásitos (Fernández de Mera et al., 2009)2. - la selección artificial de los reproductores, especialmente en condiciones de cría en cautividad para su posterior introducción en la naturaleza: los criterios utilizados en la selección artificial producen cambios genéticos que difieren de los seleccionados por la selección natural y que son posteriormente introducidos en las poblaciones naturales (Carranza y Martínez, 2002). De los tres factores anteriores, podemos diferenciar el primero como más grave y los otros dos como secundarios. La introgresión genética por importación de animales centroeuropeos ha ocurrido durante las últimas décadas y está ocurriendo en la actualidad. Estos animales se utilizan para producir híbridos que fenotípicamente son difíciles de diferenciar de los puros autóctonos, y que se incorporan con facilidad a las poblaciones naturales. La demanda de ejemplares con trofeos de mayor calidad en las fincas cinegéticas hace que los híbridos sean apreciados y puedan utilizarse para repoblaciones en otros terrenos y por tanto extenderse por todo el territorio nacional. El alimento suplementario durante la época de la reproducción puede afectar a factores importantes de la selección sexual; se ha comprobado que afecta a la distribución de las hembras, observándose que el nivel de agregación de las hembras y el tamaño medio del harén aumentan en aquellas poblaciones en que el alimento suplementario determina la distribución de las hembras (Pérez-González et al., 2010)2. El manejo de poblaciones mediante alimento suplementario debería tener en cuenta sus efectos sobre la dinámica de poblaciones. Las ciervas de poblaciones que reciben alimento suplementario pesan más y tienen más probabilidad de quedar preñadas que las que no reciben alimento suplementario. La probabilidad de quedar preñadas está fuertemente influida por el peso de la hembra; la proporción de hembras de un año que quedan preñadas es inferior en poblaciones que no reciben alimento suplementario. Se han observado efectos de la cohorte sobre el peso de las ciervas (negativo de la densidad y positivo de la lluvia en la época de nacimientos) en las poblaciones sin alimento suplementario (Rodríguez-Hidalgo et al., 2010)2. El uso de barreras artificiales altera el comportamiento especial de los ciervos, lo que afecta al uso de las zonas próximas. A corto plazo, se ha observado experimentalmente que la longitud de las herbáceas es mayor en las zonas menos usadas; a largo plazo, puede afectar al mantenimiento y composición de los pastizales (Sánchez-Prieto et al., 2010)2. La sequía afecta negativamente al peso y al tamaño de las cuernas y estos efectos son más acusados en poblaciones de densidad elevada (Torres-Porras et al., 2009)2. Se ha observado altas concentraciones de plomo en hígado y hueso de ciervos en una zona minera del valle de Alcudia y Sierra Madrona, aunque los niveles registrados están por debajo de los niveles de envenenamiento (Reglero et al., 20092; Rodríguez-Estival et al., 2013)3. Se ha detectado contaminación por mercurio en ciervos del antiguo distrito minero de Almadén (Ciudad Real) (Patiño Ropero et al., 2016)3. Una elevada densidad de ciervos puede retrasar la recuperación de plantas leñosas después de un incendio (Silva et al., 2014)3. En lo que se refiere a mortalidad por atropello en carreteras de España, PMVC (2003) registraron 36 ciervos entre un total de 14.644 mamíferos3.
Medidas de conservación La conservación del ciervo como elemento de la fauna pasa por evitar realizar sobre él los manejos propios de ganadería doméstica y en cambio explotarlo cinegéticamente como un recurso natural renovable. Las medidas de prevención de los efectos de la selección artificial, deben basarse en reducir las repoblaciones en áreas naturales con animales procedentes de granjas cinegéticas donde se realice selección artificial sobre los reproductores. Los efectos de la fragmentación pueden paliarse con las siguientes medidas: a) Reducción de la existencia de cercados cinegéticos: esta medida no se puede adoptar de modo indiscriminado, y siempre se debe garantizar que no va a haber repercusiones negativas, como por ejemplo sesgo en la proporción de sexos, o cambio de uso de la tierra. En el caso de mantenerse los cercados, promover el restablecimiento de los flujos génicos mediante la introducción periódica de algunos ejemplares de áreas colindantes. El tipo de manejo de las fincas de caza afecta a la estructura de población de los ciervos. En fincas no valladas se cazan más los machos adultos que los jóvenes que en las fincas valladas, probablemente por competencia entre los propietarios vecinos. En fincas no valladas se sacrifican menos hembras que en fincas valladas. Como resultado, en fincas abiertas hay más machos jóvenes y la razón de sexos está muy desviada hacia las hembras. Se recomienda reducir el número de machos cazados en fincas abiertas e incrementar el de hembras para obtener poblaciones más equilibradas y sostenibles (Torres-Porras et al., 2014)3. b) Promover el equilibrio de sexos mediante gestiones comarcales o normativas que limiten la presión cinegética (por ejemplo en forma de cupos, etc.). Los efectos de la introgresión genética con ejemplares de otras subespecies, pueden combatirse por medio de al menos dos procedimientos: a) Las normativas autonómicas en contra de la importación de ejemplares no autóctonos, pero que por desgracia tienen una efectividad limitada. b) Control genético de los trofeos presentados a la Junta de Homologación. El fin de los grandes trofeos es su homologación por la Junta Nacional de Homologación, dependiente del Ministerio de Medio Ambiente. El rechazo de los trofeos que presenten evidencias genéticas de cruce con otras subespecies les hace perder su valor y puede desincentivar las importaciones y promover el mantenimiento de la pureza genética de las poblaciones autóctonas (Carranza et al., 2003b). Adicionalmente, las autoridades en materia de gestión de caza y fauna silvestre pueden adoptar medidas de control de calidad en la gestión de las poblaciones, de modo que puedan incentivarse todas las actuaciones que contribuyan a paliar los efectos indeseables, tales como limitar las densidades y la presión de caza, mantener equilibrio de sexos y edades, evitar las traslocaciones, así como favorecer la actuación de la selección natural frente a la artificial. En monterías selectivas se cazan machos de menor talla y de cuernas más pequeñas que en monterías comerciales; este efecto selectivo es mayor en machos inmaduros (Torres-Porras et al., 2009)2. El ciervo evita las carreteras, lo que puede reducir la calidad de hábitat a gran escala. Se recomienda a escala regional optimizar la red de carreteras cerrando al tráfico aquellas que están en desuso y las no asfaltadas (D'Amico et al., 2016)3. En condiciones de baja densidad algunas características estructurales de las cuernas mejoran pero no pueden compensar deficiencias minerales, lo que sí puede hacer la alimentación suplementaria (Landete-Castillejos et al., 2013)3. El examen de los riñones y grasa asociada permite analizar la condición física optimizando el esfuerzo de muestreo (Santos et al., 2013)3. Las dehesas están amenazadas por la falta de reclutamiento de encinas. En dehesas con ungulados silvestres se observó mayor abundancia y diversidad de matorrales. Varias especies de matorrales (Erica australis, Genista hirsuta, Rosmarinus officinalis) facilitaban el establecimiento y crecimiento de encinas gracias al manejo de ungulados silvestres. En dehesas sometidas a manejo de ungulados silvestres la densidad de semillas de encina era tres veces superior a la de dehesas sometida a manejo de ganado ovino y nueve veces superior a dehesas sometidas a manejo de ganado vacuno (Perea et al., 2016)3. En España se han designado Zonas Importantes para los Mamíferos (ZIM) relacionadas entre otras especies con C. elaphus (Lozano et al., 2016)3.
Referencias Acevedo, P., Ruiz-Fons, F., Vicente, J., Reyes-García, A. R., Alzaga, V., Gortazar, C. (2008). Estimating red deer abundance in a wide range of management situations in Mediterranean habitats. Journal of Zoology, Alvarez-Jiménez, G. (1988). Problemas asociados a la aplicación del transecto lineal para el censo de las poblaciones de cérvidos en un biotopo Mediterráneo (Quintos de Mora, Montes de Toledo). Ecología, 2: 233-249. Alves, J., da Silva, A. A., Soares, A. M. V. M., Fonseca, C. (2013). Sexual segregation in red deer: is social behaviour more important than habitat preferences? Animal Behaviour, 85 (2): 501-509. Alves, J., da Silva, A. A., Soares, A. M. V. M., Fonseca, C. (2014). Spatial and temporal habitat use and selection by red deer: The use of direct and indirect methods. Mammalian Biology, 79 (5): 338-348. Aranda, Y., Orueta, J. F., Fandos, P. (1995a). Análisis de la selección de escodaderos por parte del ciervo (Cervus elaphus L.) en ambiente mediterráneo. Ecología, 9: 395-401. Aranda, Y., Orueta, J. F., Fandos, P. (1995b). Influencia de la caza sobre la estima de la densidad, mediante el transecto lineal, en una población Mediterránea de ciervo (Cervus elaphus). Gibier Faune Sauvage, 12 (3): 231-246. Bellu, A., Bugalho, M. N., Monteiro-Henriques, T., Costa, J. C., Rego, F. C. (2012). Habitat use at fine spatial scale: how does patch clustering criteria explain the use of meadows by red deer? European Journal of Wildlife Research, 58 (4): 645-654. Blanco, J. C. (2007). Estado de conservación de los mamíferos de España. Pp. 66-70. En: Palomo, L. J., Gisbert, J., Blanco, J. C. (Eds.). Atlas y libro rojo de los mamíferos de España. Dirección General para la Biodiversidad-SECEM-SECEMU, Madrid. 586 pp. Braza, F., Alvarez, F. (1989). Habitat use by red deer and fallow deer in Donana National Park. Miscellania Zoologica, 11: 363-367. Braza, F., Alvarez, F., Geldof, R., Byloo, H. (1984). Desplazamientos de ungulados silvestres a través de una zona de ecotono en Doñana. Doñana Acta Vertebrata, 11 (2): 275-287. Camina, A. (1995). Comparación de tres técnicas de censo en una población de ciervo (Cervus elaphus L.) de las montañas del Sistema Ibérico. Munibe, 47: 137-141. Carranza, J. (1999). Aplicaciones de la Etología al manejo de las poblaciones de ciervo del suroeste de la Península Ibérica: producción y conservación. Etología, 7: 5-18. Carranza, J., Fernández-García, J. L., Martínez, J. G., Alvarez-Alvarez, R., Sanchez-Fernández, B., Sanchez-Prieto, C., Valencia, J., Alarcos, S. (2003b). The preservation of Iberian red deer (Cervus elaphus hispanicus) from genetic introgression by other European subspecies. IUCN Deer Specialist Group Newsletter, 18: 2-4. Carranza, J., Martínez, J. G. (2002). Consideraciones Evolutivas en la Gestión de Especies Cinegéticas. Pp. 373-387. En: Soler, M. (Ed.). Evolución, la base de la Biología. Proyecto Sur Ediciones, Granada. Carranza, J., Martínez, J. G., Sanchez-Prieto, C., Fernández-García, J. L., Sánchez-Fernández, B., Álvarez-Álvarez, R., Valencia, J., Alarcos, S. (2003a). Game species: extinctions hidden by census numbers. Animal Biodiversity and Conservation, 26 (2): 81-84. Carranza, J., Salinas, M., de Andrés, D., Pérez-González, J. (2016). Iberian red deer: paraphyletic nature at mtDNA but nuclear markers support its genetic identity. Ecology and Evolution, 6 (4): 905-922. Carranza J., Trucios S. J., Medina R., Valencia J., Delgado J. (1991). Space use by red deer in a Mediterranean ecosystem as determined by radio-tracking. Applied Animal Behaviour Science, 30: 363-371. Carvalho, J., Martins, L., Silva, J. P., Santos, J., Torres, R. T., Fonseca, C. (2012). Habitat suitability model for red deer (Cervus elaphus Linnaeus, 1758): spatial multi-criteria analysis with GIS application. Galemys, 24: 47-56. Costa, L., Saenz de Buruaga, M. (1994). Impacto del escodado por cérvidos en la vegetacion forestal de la montaña cantábrica (España). Investigación Agraria Sistemas y Recursos Forestales, 3 (2): 183-198. D'Amico, M., Periquet, S., Román, J., Revilla, E. (2016). Road avoidance responses determine the impact of heterogeneous road networks at a regional scale. Journal of Applied Ecology, 53 (1): 181-190. Deer Specialist Group (1996). Cervus elaphus. En: 2007 IUCN Red List of Threatened Species. <www.iucnredlist.org>. Duarte, J., Farfán, M. A., Fa, J. E., Vargas, J. M. (2015). Deer populations inhabiting urban areas in the south of Spain: habitat and conflicts. European Journal of Wildlife Research, 61 (3): 365-377. Escós, J., Alados, C. L. (1988). Estimating mountain ungulate density in Sierras de Cazorla y Segura. Mammalia, 52 (3): 425-428. Escós, J., Alados, C. L. (1992). Habitat preference of Spanish ibex and other ungulates in Sierras de Cazorla y Segura (Spain). Mammalia, 56 (3): 393-406. Fernández de Mera, I. G., Vicente, J., Naranjo, V., Fierro, Y., Garde, J. J., de la Fuente, J., Gortazar, C. (2009). Impact of major histocompatibility complex class II polymorphisms on Iberian red deer parasitism and life history traits. Infection Genetics and Evolution, 9 (6): 1232-1239. Fernández-García, J. L., Carranza, J., Martínez, J. G., Randi, E. (2014). Mitochondrial D-loop phylogeny signals two native Iberian red deer (Cervus elaphus) Lineages genetically different to Western and Eastern European red deer and infers human-mediated translocations. Biodiversity and Conservation, 23 (3): 537-554. Gortazar, C., Herrero, J., Villafuerte, R., Marco, J. (2000). Historical examination of the status of large mammals in Aragon, Spain. Mammalia, 64 (4): 411-422. Landete-Castillejos, T., Estévez, J. A., Ceacero, F., García, A. J., Gallego, L. (2013). Effects of public vs. private management on deer antler composition, mechanical and structural variables. European Journal of Wildlife Research, 59 (4): 519-529. Lazo, A., Soriguer, R. C., Fandos, P. (1994). Habitat use and ranging behaviour of a high-density population of Spanish red deer in a fenced intensively managed area. Applied Animal Behaviour Science, 40 (1): 55-65. Lovari, S., Herrero. J., Conroy, J., Maran, T., Giannatos, G., Stubbe, M., Aulagnier, S., Jdeidi, T., Masseti, M. Nader, I., de Smet, K., Cuzin, F. (2010). Cervus elaphus. En: IUCN Red List of Threatened Species.Version 2010.4. <www.iucnredlist.org>. Lovari, S., Lorenzini, R., Masseti, M., Pereladova, O., Carden, R. F., Brook, S. M. (2016). Cervus elaphus. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T55997072A22155320. Lozano, J., Fuente, U., Atienza, J. C., Cabezas, S., Aransay, N., Hernáez, C., Virgós, E. (Coord.) (2016). Zonas Importantes para los Mamíferos (ZIM) de España. SECEM-Tundra Ediciones, Castellón. 780 pp. Martínez, J. G., Carranza, J., Farnández, J. L., Sánchez-Prieto, C. B. (2002). Genetic variation of red deer populations under hunting exploitation in South-Western Spain. J. Wildl. Manage., 66 (4): 1273-1282. Patiño Ropero, M. J., Rodríguez Farinas, N., Mateo, R., Berzas Nevado, J. J., Rodríguez Martín-Doimeadios, R. C. (2016). Mercury species accumulation and trophic transfer in biological systems using the Almadén mining district (Ciudad Real, Spain) as a case of study. Environmental Science and Pollution Research, 23 (7): 6074-6081. Perea, R., Girardello, M., San Miguel, A. (2014). Big game or big loss? High deer densities are threatening woody plant diversity and vegetation dynamics. Biodiversity and Conservation, 23 (5): 1303-1318. Perea, R., López-Sánchez, A., Roig, S. (2016). The use of shrub cover to preserve Mediterranean oak dehesas: a comparison between sheep, cattle and wild ungulate management. Applied Vegetation Science, 19 (2): 244-253. Pérez-González, J., Barbosa, A. M., Carranza, J., Torres-Porras, J. (2010). Relative Effect of Food Supplementation and Natural Resources on Female Red Deer Distribution in a Mediterranean Ecosystem. Journal of Wildlife Management, 74 (8): 1701-1708. PMVC. (2003). Mortalidad de vertebrados en carreteras. Documento técnico de conservación nº 4. Sociedad para la Conservación de los Vertebrados (SCV). Madrid. 350 pp. Ramos, J. A., Bugalho, M. N., Cortez, P., Iason, G. R. (2006). Selection of trees for rubbing by red and roe deer in forest plantations. Forest Ecology and Management, 222 (1-3): 39-45. Reglero, M. M., Taggart, M. A., Monsalve-Gonzalez, L., Mateo, R. (2009). Heavy metal exposure in large game from a lead mining area: Effects on oxidative stress and fatty acid composition in liver. Environmental Pollution, 157 (4): 1388-1395. Rodríguez-Estival, J., Pérez de la Lastra, J. M., Ortiz-Santaliestra, M. E., Vidal, D., Mateo, R. (2013). Expression of immunoregulatory genes and its relationship to lead exposure and lead-mediated oxidative stress in wild ungulates from an abandoned mining area. Environmental Toxicology and Chemistry, 32 (4): 876-883. Rodríguez-Hidalgo, P., Gortázar, C., Tortosa, F. S., Rodriguez-Vigal, C., Fierro, Y., Vicente, J. (2010). Effects of density, climate, and supplementary forage on body mass and pregnancy rates of female red deer in Spain. Oecologia, 164 (2): 389-398. Saenz de Buruaga, M., Costa, L., Purroy, F. J. (1991). Distribution and abundance of three wild ungulates in the Cantabrian Mountains of northern Spain. Pp. 627-630. En: Bobek, B., Perzanowski, K., Regelin, W. L. (Eds.). Global trends in wildlife management. 18th IUGB Congress, Jagiellonian University. Krakow, Poland: August 1987. Transactions Vol. 1. Swiat Press, Krakow & Warszawa. Sánchez-Prieto, C. B., Carranza, J., Pérez-González, J., Alarcos, S., Mateos, C. (2010). Effects of small barriers on habitat use by red deer: Implications for conservation practices. Journal for Nature Conservation, San-José, C., Braza, F., Aragón, S., Delibes, J. R. (1997). Habitat use by roe and red deer in southern Spain. Miscellania Zoologica, 20 (1): 27-38. Santos, J. P. V., Fernández de Mera, I. G., Acevedo, P., Boadella, M., Fierro, Y., Vicente, J., Gortázar, C. (2013). Optimizing the sampling effort to evaluate body condition in ungulates: A case study on red deer. Ecological Indicators, 30: 65-71. Silva, J., Catry, F. X., Moreira, F., Lopes, T., Forte, T., Bugalho, M. N. (2014). Effects of deer on the post-fire recovery of a Mediterranean plant community in Central Portugal. Journal of Forest Research, 19 (2): 276-284. Torres, R. T., Santos, J., Fonseca, C. (2014). Factors influencing red deer occurrence at the southern edge of their range: A Mediterranean ecosystem. Mammalian Biology, 79 (1): 52-57. Torres, R. T., Valente, A. M., Marques, T. A., Fonseca, C. (2015). Estimating red deer abundance using the pellet-based distance sampling method. Journal of Forest Science, 61 (10): 422-430. Torres-Porras, J., Carranza, J., Pérez-González, J. (2009). Combined effects of drought and density on body and antler size of male Iberian red deer Cervus elaphus hispanicus: climate change implications. Wildlife Biology, Torres-Porras, J., Carranza, J., Pérez-González, J. (2009b). Selective culling of Iberian red deer stags (Cervus elaphus hispanicus) by selective monteria in Spain. European Journal of Wildlife Research, Torres-Porras, J., Carranza, J., Pérez-González, J., Mateos, C., Alarcos, S. (2014). The tragedy of the commons: unsustainable population structure of Iberian red deer in hunting estates. European Journal of Wildlife Research, 60 (2): 351-357. Valente, A., Valente, J., Fonseca, C., Torres, R. (2017). The success of species reintroductions: a case study of red deer in Portugal two decades after reintroduction. International Journal of Biodiversity Science Ecosystem Services & Management, 13 (1): 134-138.
Juan Carranza Fecha de publicación: 29-10-2004 Otras contribuciones: 1. Alfredo Salvador. 7-08-2008; 2. Alfredo Salvador. 17-02-2011; 3. Alfredo Salvador. 28-08-2017 Carranza, J. (2017). Ciervo – Cervus elaphus. 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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