Gato montés - Felis silvestris Schreber, 1775

Para más información sobre cada apartado hacer click en:

 

Portada

 

Identificación

 

Estatus de conservación

 

Distribución

 

Habitat

 

Ecología trófica

 

Biología de la reproducción

 

Interacciones entre especies

 

Comportamiento

 

Bibliografía

 

Descargar: Pdf

 

Key words: Wildcat, habitat, abundance, status, threats.

 

Hábitat

A pesar de que en la literatura existen constantes referencias al hábitat del gato montés, la realidad es que las preferencias de hábitat y los requerimientos ecológicos de la especie apenas han sido estudiados hasta la fecha con un mínimo de rigor. Al gato montés se le puede encontrar realmente en casi todos los medios posibles: desde bosques de diferentes tipos a los ambientes litorales, pasando por áreas de matorral mediterráneo, humedales y sotos riparios, e incluyendo también zonas agrícolas y degradadas, como sería de esperar por otra parte en una especie de tan vasta distribución (Stahl y Leger, 1992; Nowell y Jackson, 1996; Sunquist y Sunquist, 2002).

Sin embargo, se viene considerando al gato montés europeo como una especie típicamente forestal y por tanto asociada particularmente con el bosque (Stahl y Leger, 1992; Nowell y Jackson, 1996), debido sobre todo a ciertos estudios pioneros realizados en centroeuropa (especialmente Guggisberg, 1975; Parent, 1975 y Ragni, 1978), en los que se enfatiza la importancia para el gato montés de las grandes masas boscosas, a pesar de no tratarse propiamente dichos estudios de trabajos sobre selección de hábitat. Schauenberg (1981) afirmó en su revisión que el hábitat preferido del gato montés en Europa es el bosque mixto de árboles caducifolios, contribuyendo a afianzar la idea de que el gato montés es una especie forestal.

Así, la idea de que esta especie se encuentra fuertemente asociada al medio forestal se ha repetido posteriormente hasta la saciedad tanto en medios divulgativos (guías de campo, artículos en revistas de naturaleza, etc.) como en la literatura científica, hasta el punto de que el propio Consejo de Europa redactó finalmente unas líneas básicas para la conservación del gato montés donde contemplaba la buena gestión de las áreas boscosas como hábitat clave de la especie, sin considerar ninguna otra posibilidad, más allá de una vaga referencia al paisaje agrícola tradicional (Council of Europe, 1993). Participando de la muy extendida idea, el Atlas de los Mamíferos Terrestres de España llega a afirmar, sin la menor base empírica y con total simplicidad, que la subespecie silvestris vive en los bosques caducifolios, mientras que la subespecie ibérica tartessia habita el bosque mediterráneo (García-Perea, 2002).

Pero para tratarse de una especie típica forestal, como pueda serlo por ejemplo la ardilla común (Sciurus vulgaris), se contaba ya a finales de los años setenta con datos objetivos que dejaban un amplio margen para la duda. Así, Langley y Yalden (1977) pudieron comprobar que el periodo de máxima desaparición del gato montés en Gran Bretaña no coincidió con el periodo de máxima deforestación, que sería lo esperado en una especie verdaderamente ligada al bosque. Esta observación llevó a los autores a escribir en el mismo artículo que el gato montés, por tanto, no era de forma obvia una especie forestal. Dos años después, Corbett (1979) escribió que el hábitat donde más ejemplares de gato montés logró capturar para su trabajo en Escocia fue ciertamente el bosque de pino escocés, pero también había advertido sin embargo que los pinares maduros eran abandonados por la especie. Además, trabajos posteriores sobre diferentes aspectos de la especie realizados en Francia (Artois, 1985; Stahl, 1986), Alemania (Hossfeld et al., 1993), Suiza (Dötterer y Bernhart, 1996; Liberek, 1999), Portugal (Sarmento, 1996), Polonia (Okarma et al., 2002) e incluso España (Barja y Bárcena, 2002a, 2005), contenían aspectos que permitían igualmente poner en cuestión la importancia del bosque respecto a otros hábitats en las preferencias del gato montés.

No fue sin embargo hasta comienzos de los años noventa cuando se publicó el primer estudio sistemático y propiamente dicho de selección de hábitat del gato montés, abarcando en su caso toda la superficie de Escocia (Easterbee et al., 1991). Los resultados del trabajo fueron bastante ilustrativos y esclarecedores, demostrando que al menos en tierras escocesas, con abundancia de manchas boscosas, y de entre una treintena de tipos de hábitat considerados, el hábitat preferido por el gato montés resultó ser un medio fundamentalmente abierto y desarbolado. El segundo hábitat que presentó un mayor índice de selección fue parecido, un medio heterogéneo abierto aunque con más cobertura arbórea que el primero. Por tanto, los resultados no parecen desde luego conciliables con lo que se esperaría de una especie típicamente forestal, y así esta idea debía haber sido cuestionada seriamente desde entonces por la comunidad científica.

Pero la verdad es que este trabajo se publicó como un informe técnico realizado por una institución escocesa, y no como un artículo científico (a pesar de su calidad), lo que seguramente ha limitado su difusión entre los científicos haciendo que su contenido sea así poco conocido. Y por otro lado, siempre cabe la posibilidad de interpretar sus resultados como una excepción o particularidad de la población escocesa de gato montés, tal y como sugirió Kitchener (1991), al afirmar que el gato montés europeo es una especie forestal aunque en Escocia también vive en hábitats abiertos. No deja de ser sospechoso sin embargo, además de las dudas previas existentes en la bibliografía, que el gato montés sea una especie forestal en Europa excepto en el único lugar precisamente donde se ha realizado un estudio sistemático sobre selección de hábitat, y realizado además a una escala espacial grande.

Habría que evitar también sacar conclusiones para la especie a partir de la selección de hábitat de unos pocos individuos estudiados mediante telemetría (e.g. Artois, 1985; Daniels et al., 2001; Urra, 2003; Phelan y Sliwa, 2005; Sarmento et al., 20061), ya que estos no tienen por qué ser significativos ni de su población ni de la especie en su conjunto, una vez reconocida, por un lado, la alta variabilidad individual en la selección de hábitat (Wittmer, 2001), y comprobada por el otro lado la diferencia existente en los resultados obtenidos en trabajos realizados a distinta escala espacial (compárese Easterbee et al., 1991 con Daniels et al., 2001).

El último estudio publicado y realizado a escala regional, en la provincia de Madrid y alrededores inmediatos, sobre abundancia de gato montés en relación a las características de hábitat (Lozano et al., 2003), reveló en primer lugar que no había diferencias entre tipos de hábitats considerados de forma categórica (encinares y matorral mediterráneo, bosques de roble o pinares de montaña), sino que la abundancia de la especie dependía más bien de la estructura interna del medio, tanto a nivel de microhábitat como a nivel de paisaje. Así, resultó que el gato montés fue más abundante en las áreas de mosaico constituídas por matorral y pastizales, que en zonas propiamente forestales. Un reciente trabajo realizado en el Parque Nacional de Monfragüe (Lozano et al., 2007) encontró de nuevo que la variable de hábitat que más claramente se relaciona con la abundancia de gato montés es el matorral, y no tanto el bosque. En conclusión, no es cierto que la especie se vincule especialmente con el medio forestal (aunque es indudable que los bosques son un medio más en los que se puede encontrar a la especie, siendo en algunos lugares los únicos refugios disponibles; Klar et al., 2008), y en todo caso la variable clave sería más bien el matorral, excepto en los hábitats donde el estrato arbustivo sea inexistente. Esto explica la abundancia de gatos monteses en las áreas deforestadas de Escocia, y de otros muchos lugares con presencia de la especie y escasa cobertura arbórea.

En general parece, por tanto, que el gato montés prefiere hábitats en mosaico (medios heterogéneos), con zonas abiertas y desarboladas donde poder cazar (pudiendo ser pastizales, cultivos, barbechos, matorral aclarado, grandes claros de bosque, etc), y zonas que por su estructura ofrezca refugio suficiente para descansar y traer al mundo a las crías (matorral denso, zonas arboladas, roquedos, etc; véase también Klar et al., 2008 para un resultado similar en Alemania). El matorral, además de ofrecer refugio, es un medio particularmente rico en presas potenciales, lo que podría explicar que sea la variable de hábitat que más se asocia con la abundancia de gato montés. Por otra parte, parece que existiendo un mínimo de refugio (como por ejemplo un soto fluvial; Virgós, 2001) la especie puede sobrevivir en cualquier lugar que ofrezca suficiente cantidad de alimento (Virgós et al., 2002), excepto en lugares cubiertos por una gruesa capa de nieve (a partir de 20 cm de espesor) durante varios meses, donde los gatos no se desenvuelven bien (Ragni, 1978; Liberek, 1999; Mermod y Liberek, 2002). El gato montés evita las áreas intensamente cultivadas, así como los bosques homogéneos y maduros de coníferas, con escaso estrato arbustivo, probablemente por una deficiente disponibilidad de presas (Easterbee et al., 1991; Lozano et al., 2003). También evita la presencia humana en cierto grado, pues en Alemania se ha podido comprobar que los gatos monteses no se encuentran en general a menos de 900 m de los pueblos y de 200 m de edificaciones aisladas y carreteras (Klar et al., 2008), aunque dependiendo de la estructura del terreno y de otros factores es posible una mayor cercanía.

 

Abundancia

La abundancia de gato montés varía mucho de unas regiones a otras (véanse las revisiones de Schauenberg, 1981 y Stahl y Leger, 1992), seguramente dependiendo de la distribución y cantidad de presas disponibles, de la organización social de una población determinada (si solapan o no los dominios de machos y hembras), también de la época del año, así como de factores humanos, como la persecución directa que la especie sufre aún en algunos lugares. Las estimas de densidad que ofrece la bibliografía abarcan prácticamente todos los intervalos posibles: desde un individuo por 0,6 km2 (1/0,6 km2) como cifra más elevada, calculada en una región de Alemania, hasta un gato montés por 100 km2 (1/100 km2) como densidad mínima, citada en una zona de Eslovaquia. Pero dentro de una misma región se dan también variaciones de abundancia importantes. Por ejemplo, en Vojvodina (en la antigua Yugoslavia) se han registrado densidades de 1/1,27 km2 y de 1/26,45 km2; de igual modo, en el ámbito de los Cárpatos se registró en las zonas más montañosas (menos favorables para el gato montés) una densidad de 1/8,33 km2, mientras que en zonas de menor altitud y formadas por colinas, la densidad de gato montés aumentó a 1/2,86 km2.

En el este de Escocia, Corbett (1979) calculó que en su área de estudio había una densidad de un gato montés por tres kilómetros cuadrados (1/3,3 km2), abundancia parecida a la recogida también en otros estudios europeos: 1/3 km2 en otra región de Alemania y 1/2,5 km2 en otra zona de Eslovaquia (Schauenberg, 1981); 1/3,75 km2 en Bélgica (Parent, 1975) y 1/2,5 km2 en el noroeste de Francia (Stahl et al., 1988). Por tanto, quizá una densidad de alrededor de 1/3 km2 podría representar una abundancia media de la especie en Europa, dentro de la amplia variabilidad existente.

 En España puede encontrarse con seguridad valores de abundancia similares a los del resto del continente. Por ejemplo, en el norte de la provincia de Madrid, en una zona de encinares y matorral montano favorable para el gato montés, se pudo registrar con total fiabilidad una densidad máxima de 1/2 km2 y una densidad mínima de 1/27 km2 (Lozano et al., datos inéditos no publicados). Considerando el tamaño del área residencial de los individuos en la zona, y la existencia de solapamiento intersexual, podría esperarse en unos 54 km2 de área de estudio una densidad de individuos residentes y reproductores de 1/3,86 km2. Además, con la venida al mundo de los jóvenes gatos monteses, la densidad de la especie en la misma zona aumentaría a 1/1 km2. Con la dispersión de los jóvenes del año la densidad volvería a disminuir, pero no tendría por qué quedarse solo en la de los individuos reproductores. Por ejemplo, en una superficie de 8 km2 de la misma zona, con solapamiento intersexual en cuanto a uso del espacio, pueden habitar dos hembras adultas residentes y un macho adulto residente, pero después del verano las jóvenes hembras criadas en esa superficie de terreno podrían quedarse con sus madres para pasar el invierno, y también sería esperable que jóvenes machos dispersantes se encontrasean en el área deambulando por los lugares menos defendidos de los territorios. Así, durante el otoño y el invierno, podría estimarse para esta zona una densidad mayor que la que resultaría de contabilizar solamente a los individuos residentes, pudiendo alcanzar valores de alrededor de 1/1,38 km2.  

 

Estatus de conservación y amenazas

El gato montés es una especie protegida por acuerdos internacionales y por las distintas legislaciones europea, nacional y autonómicas. Se encuentra catalogada como especie estrictamente protegida en el Convenio de Berna (Anexo II) y por la Directiva Europea de Hábitats (92/43/CEE; Anexo IV). El Reglamento CITES del Convenio de Washington, que regula el comercio internacional de especies amenazadas, lo incluye en su Anexo II. En España, el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas (RD 439/90) incluye al gato montés como especie “De Interés Especial”, otorgando la misma categoría de protección los catálogos autonómicos de Madrid, Murcia, Navarra, Castilla-La Mancha, Extremadura y Andalucía. La legislación catalana declara al gato montés como especie protegida de su fauna salvaje autóctona, y el País Vasco lo cataloga como especie “Vulnerable”. Además, en la nueva revisión que se ha realizado del Libro Rojo de los Mamíferos de España, el gato montés aparece catalogado como “Casi Amenazado NT” (López-Martín et al., 20071).

En general no existe información precisa sobre la tendencia poblacional del gato montés en Europa (Stahl y Artois, 1991; Nowell y Jackson, 1996), más allá de un par de excepciones donde se han realizado sondeos a nivel nacional, que permiten el seguimiento posterior de las poblaciones (Escocia y Hungría). Se cree que la mayoría de las poblaciones europeas han permanecido relativamente estables, después de una expansión de la especie al término de la II Guerra Mundial, habiéndose detectado declives fundamentalmente en Chequia, Eslovaquia y los países de la antigua Unión Soviética (Nowell y Jackson, 1996). En España casi no existe información sobre la tendencia poblacional del gato montés, pero los pocos y recientes datos disponibles señalan que en la provincia de Granada, entre la década de los noventa y comienzos de la siguiente, la población se mantuvo estable (Barea-Azcón et al., 2004); y en la provincia de Madrid, la población de gatos monteses también se ha mantenido estable durante los últimos nueve años (Lozano et al., 2005).

Basándose en la estabilidad generalizada del gato montés en Europa, así como en las estimas de densidad (unos 50.000 individuos reproductores) y en el área total de distribución de la especie, la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (IUCN) decidió cambiar el estatus de conservación del gato montés de “Vulnerable” al de “Preocupación Menor” en su última revisión (Cat Specialist Group, 2002). No obstante, esta entidad reconoce que la tendencia general de la especie es ahora decreciente (negativa), condicionada por una serie de amenazas crecientes. 

Una de las principales amenazas para el gato montés (véase una revisión resumida de las diferentes amenazas en McOrist y Kitchener, 1994), común a muchas otras especies, es la alteración y la destrucción de los hábitats donde vive. La deforestación (Langley y Yalden, 1977; Nowell y Jackson, 1996), la eliminación del matorral para combatir los incendios forestales (Lozano et al., 2003), y la creciente sustitución del medio natural por urbanizaciones, infraestructuras de transporte y cultivos intensivos (Easterbee et al., 1991; Stahl y Artois, 1991; McOrist y Kitchener, 1994; Nowell y Jackson, 1996) reducen las poblaciones del felino, las fragmentan y las aislan, incrementando su probabilidad de extinción.

Por otra parte, la persecución directa por el ser humano a través de continuas campañas de control de predadores, ha supuesto en el pasado la desaparición de la especie de gran parte de su área de distribución original, tanto por ser considerado como una alimaña por parte de los gestores de los cotos de caza, como también por satisfacer el mercado peletero en algunos países (Stahl y Artois, 1991; Pierpaoli et al., 2003). De hecho, aunque la deforestación jugó seguramente un papel importante en la desaparición del gato montés de Gran Bretaña, se atribuye principalmente al control de predadores este fenómeno (Langley y Yalden, 1977). En Escocia, Corbett (1979) pudo comprobar cómo casi el 80% de los gatos monteses morían a manos de los guardas de caza. Sin embargo, y a pesar de la protección legal, el control de predadores sigue siendo una importante amenaza para la especie, particularmente en España: ha podido demostrarse que las capturas y muertes en cajas-trampa son aún elevadas, por ejemplo en Castilla-La Mancha (Herranz, 2001) y en la provincia de Málaga (Duarte y Vargas, 2001).

El ejemplo más ilustrativo del efecto del actual control de predadores sobre las poblaciones de gato montés puede encontrarse en los resultados de un estudio realizado en la Comunidad de Madrid (Virgós y Travaini, 2005). La especie fue significativamente menos abundante en las fincas de caza menor, donde se realizaba control de predadores, que en las áreas dedicadas a otro tipo de aprovechamientos, lo que demostraba que se estaban eliminando ilegalmente gatos monteses. Por lo tanto, en estas zonas la persecución fue, por encima de la alteración del hábitat y de cualquier otra amenaza potencial, claramente el factor más importante de reducción de las poblaciones de gato montés. A este predador se le persigue todavía hoy por los mismos motivos que en el pasado, por competir por la caza con el hombre y creer éste que perjudica el felino a las poblaciones de las especies cinegéticas. Sin embargo, esta creencia no está justificada: en Escocia se argumentaba que el gato montés mataba demasiados faisanes y lagópodos, y se pudo demostrar que el predador a penas consumía aves y su efecto sobre estas especies de caza era por tanto insignificante (Corbett, 1979; Kitchener, 1995); en Madrid, acusado de eliminar demasiados conejos (al igual que los restantes predadores naturales, e incluso que los supuestos gatos domésticos asilvestrados), se comprobó que la población de conejo en la región aumentó significativamente un 65% en los últimos nueve años, incluso en zonas donde el gato montés también incrementó su abundancia (Lozano et al., 2005). Por tanto, el gato montés no está limitando (perjudicando) el crecimiento de la población de conejos.

Además de la persecución directa hay que añadir la indirecta, a través de la colocación de cebos envenenados en el campo, práctica que se ha incrementado en España a partir de los noventa, y que constituye de hecho un método no selectivo de control de predadores que afecta a una gran variedad de especies (Cano et al., 2006). El veneno puede estar afectando a las poblaciones de gato montés, al eliminar numerosos individuos, de forma parecida a las cajas-trampa: según los datos del Grupo de Trabajo de Ecotoxicología, después de los cánidos el gato montés es, junto con la gineta, la especie de carnívoro silvestre más afectada por los cebos envenenados (Ministerio de Medio Ambiente, datos inéditos no publicados). Por otra parte, un tipo de intoxicación accidental y no intencionada podría aparecer también por la ingesta de productos químicos de uso agrícola e industrial, que se encontrasen en la cadena trófica de los gatos monteses, como sugiere el descubrimiento de algún individuo con dieldrín en sus tejidos (compuesto altamente tóxico para los felinos) y otros tipos de pesticidas (McOrist y Kitchener, 1994), aunque no se conoce para las poblaciones de gato montés el alcance ni la gravedad de esta posible amenaza.

Recientemente se ha descubierto un tipo de amenaza no descrita hasta el momento en la literatura científica, responsable de la disminución de las poblaciones de gato montés, y relacionada por un lado con la gestión de la caza mayor y por otro con la interacción competitiva entre especies herbívoras (véase Lozano et al., 2007). Se ha comprobado en el Parque Nacional de Monfragüe, con una abundante población de ciervos y jabalíes, que la abundancia del gato montés disminuye más de seis veces donde la abundancia de estos ungulados es mayor. La abundancia de conejo se asoció también negativamente a la de los ungulados, pero positivamente a la del gato montés. De hecho, donde el conejo estaba ausente la abundancia media del predador cayó un 61,5%. Parece que la excesiva densidad de ciervo y jabalí, favorecida en los cotos de caza mayor, puede acabar con las poblaciones presa del felino (conejos y roedores, que compiten desventajosamente con los grandes ungulados), y dejar así sin alimento a las poblaciones locales de gato montés, que verían disminuir su abundancia y podrían llegar a desaparecer.

Una amenaza que inquietaba mucho a la comunidad científica hasta hace poco tiempo y que ha generado un gran debate científico (Stahl y Artois, 1991; Nowell y Jackson, 1996), es la “hibridación” o introgresión de alelos procedentes del gato doméstico en el acervo génico de las poblaciones de gato montés, que podrían comprometer su pureza genética. La inquietud inicial se debió fundamentalmente al descubrimiento de que la mayoría de los gatos monteses de Escocia presentaban introgresión (Hubbard et al., 1992), extremo que se confirmaría más adelante en sucesivos trabajos para la población escocesa (Beaumont et al., 2001; Pierpaoli et al., 2003). Sin embargo la investigación con distintas poblaciones de gato montés en el continente europeo terminó concluyendo que, salvo los casos de Escocia y de Hungría (este país con un grado de introgresión mucho menor en sus poblaciones respecto al de Escocia, del orden del 25 al 31%; Lecis et al., 2006), en general el flujo génico entre los gatos domésticos y monteses de las distintas poblaciones europeas es escaso, siendo por tanto, y de momento, solamente un problema local (Randi et al., 2001; Pierpaoli et al., 2003). El mismo resultado se ha encontrado para el gato montés africano en el sur de África (Wiseman et al., 2000).

Recientes trabajos genéticos han mostrado que la “hibridación” con gatos domésticos podría ser una amenaza en Portugal1. Aunque en un primer estudio no se detectó una introgresión significativa en los gatos portugueses (véase Pierpaoli et al., 2003), posteriormente se encontraron 4 “híbridos” en una muestra de 34 gatos monteses procedentes sobre todo del sur del país (Oliveira et al., 2008a), implicando un grado de introgresión del 12%. En una ampliación del tamaño de muestra se encontró un quinto individuo con alelos domésticos entre un total de 44 gatos monteses (Oliveira et al., 2008b), arrojando un grado de introgresión genética para el país vecino de alrededor del 11%. Será por tanto necesario un seguimiento continuado de sus poblaciones de gato montés, incrementando los tamaños de muestra en el centro y norte del territorio, para conocer la tendencia genética de la especie en Portugal y poder evaluar mejor si la introgresión supone un serio riesgo en todo el país o solamente en lugares particulares, tomando en todo caso las medidas pertinentes para evitar un incremento de la misma.

En España, Fernández et al. (1992) determinó con análisis craneométricos que al menos el 80% de los gatos monteses de Extremadura eran “puros”, sin que hubiese mezcla con gatos domésticos. Aunque los análisis genéticos, más precisos para el tema en cuestión, son muy escasos todavía, parece que en general el grado de introgresión es muy bajo, sin que de hecho fuera detectada por el trabajo de Oliveira et al. (2008b). Se ha podido demostrar en una muestra de gatos monteses de la provincia de Albacete que el grado de introgresión que presentaban no superaba el 4% (Ruiz-García et al., 2001), y estudios aún en marcha en la provincia de Granada parecen confirmar que tampoco allí la introgresión de alelos procedentes de gato doméstico es frecuente (Ballesteros-Duperón, com. pers.). El grado de introgresión podría aumentar y convertirse en un serio problema allí donde exista una población mermada de gato montés (por la alteración del hábitat o por persecución directa), o en zonas de baja densidad de la especie (áreas de baja calidad de hábitat o que han sido recientemente colonizadas), donde la abundancia de gato doméstico sea elevada (Stahl y Artois, 1991). Parecería por tanto que evitar una excesiva presencia humana en el medio natural (asociada con una mayor abundancia de gato doméstico), y sobre todo el mantener poblaciones de gato montés con buenas densidades, sería suficiente para impedir una introgresión significativa.

Algunos autores han llegado afirmar de hecho que del contacto con los gatos domésticos es mucho más preocupante la posible transmisión de enfermedades que el riesgo de introgresión (Nowell y Jackson, 1996). No obstante, tampoco se ha evaluado la incidencia real y los efectos posibles que el contagio de enfermedades procedentes del gato doméstico pudiera acarrear a las poblaciones de gatos monteses. Algunos virus, como el de la leucemia felina (FeLV), son comunes de por sí y mantenidos por las propias poblaciones de monteses, independientemente de que el gato doméstico pudiera actuar como fuente de infección (McOrist et al., 1991). Aunque no parece ser el caso del virus de la inmunodeficiencia felina (FIV), descrito de momento solamente en una población francesa de gato montés (Fromont et al., 2000), y que podría representar una amenaza real para la especie. Por otra parte, también se ha afirmado que la baja prevalencia de la mayoría de los agentes víricos por un lado, y la vida generalmente solitaria de los gatos monteses por el otro, hace que los virus no puedan dispersarse rápidamente en las poblaciones (Leutenegger et al., 1999).    

 

Medidas de conservación

Las principales medidas de conservación del gato montés deben dirigirse a eliminar las causas de pérdida de efectivos y poblaciones, debido a la mortalidad no natural y a la destrucción del hábitat. Así pues es necesario:

-Regular el control de depredadores para evitar la captura de gatos monteses (Virgós y Travaini, 2005).

-El mantenimiento y conservación de zonas con calidad de hábitat para la persistencia de

poblaciones de gato montés, favoreciendo los medios heterogéneos y respetando las formaciones de matorral (Lozano et al., 2003; Mangas et al., 2008), así como impidiendo la instauración de modelos insostenibles de gestión cinegética que alteren el equilibrio de las comunidades naturales (Lozano et al., 2007).

Además, aunque no se traten de medidas directas de conservación, es necesario realizar más estudios y seguimientos a largo plazo de las poblaciones de gato montés, para obtener información científica que permita:

-Conocer la distribución detallada de la especie a escala nacional (Palomo et al., 2007).

-Evaluar la tendencia poblacional de la especie en España (Lozano et al., 2005).

-Evaluar el grado de introgresión de alelos procedentes de gatos domésticos (López-Martín et al., 2007).

-Conocer la prevalencia en las poblaciones de gato montés de enfermedades transmitidas por gatos domésticos y/o cimarrones, y evaluar el posible impacto o grado de amenaza que podría implicar para su conservación a largo plazo (Leutenegger et al., 1999).

Otras medidas de conservación de carácter particular, cuya conveniencia para problemas y lugares concretos debe ser cuidadosamente valorada y justificada, podrían ser las siguientes (para el caso de España, y a la luz del conocimiento actual, ninguna de estas medidas parecen de momento necesarias):

-Traslocaciones de individuos para refuerzo genético de poblaciones bajo depresión por endogamia y/o para repoblar áreas con hábitat adecuado en las que la especie desapareció, sin que haya grandes probabilidades de una recolonización natural.

-Reintroducción de ejemplares nacidos en cautividad, básicamente con el mismo fin que las traslocaciones. Presenta el grave incoveniente de que las tasas de supervivencia de los individuos reintroducidos son relativamente bajas: gatos monteses criados en cautividad y reintroducidos (n = 37) en las montañas de los Ports de Tortosa i Beseit (Tarragona), tuvieron una tasa de supervivencia del 24,7% a los 180 días de la suelta, con una supervivencia media de 47 días (Such-Sanza et al., 2007)1.

-Control de las poblaciones de gatos cimarrones donde se demuestre previamente que suponen realmente un problema para el gato montés. Aunque esta medida se recomienda a veces de forma general (véase López-Martín et al., 2007), lo más probable es que sólo esté justificada en casos excepcionales y a nivel local, ya que los gatos monteses no suelen cruzarse con los domésticos (Pierpaoli et al., 2003; Klar et al., 2008) y es bastante dudoso que el posible contagio de enfermedades suponga un serio problema en general (Leutenegger et al., 1999). Además, y particularmente en España, los resultados obtenidos en campañas de foto-trampeo por diferentes lugares de nuestra geografía indican que no hay poblaciones estables de gatos cimarrones en el medio natural (Lozano et al., datos inéditos), por lo que en caso de existir alguna será más bien excepcional. Así pues, y antes de emprender costosas campañas de erradicación de gatos supuestamente asilvestrados sin saber siquiera si es necesario, las medidas de conservación deben concentrarse en mantener el hábitat y una buena densidad de gatos monteses, lo cual se estima como suficiente para evitar problemas con el gato doméstico (véase Stahl y Artois, 1991). 

 

Referencias

Artois, M. (1985). Utilisation de l´espace et du temps chez le renard (Vulpes vulpes) et le chat forestier (Felis silvestris) en Lorraine. Gibier Faune Sauvage, 3: 33-57.

Barea-Azcón, J. M., Ballesteros-Duperón, E., Moleón, M., Gil-Sánchez, J. M., Virgós, E., Chirosa, M. (2004). Distribución de los mamíferos carnívoros en la provincia de Granada. Acta Granatense, 3: 43-53.

Barja, I., Bárcena, F. (2002a). Selección de hábitat por Gato Montés. IX Congreso Nacional y VI Iberoamericano de Etología. Madrid, 61.

Barja, I., Bárcena, F. (2005). Distribución y abundancia de gato montés (Felis silvestris) en el Parque Natural Os Montes do Invernadeiro (Galicia, NO de España): factores de hábitat implicados y relación con la presencia de zorro y marta. Galemys, 17 (Número Especial): 29-40.

Beaumont, M., Barratt, E. M., Gotelli, D., Kitchener, A. C., Daniels, M. J., Pritchard, J. K., Bruford, M. W. (2001). Genetic diversity and introgression in the Scottish wildcat. Molecular Ecology, 10: 319-336.

Cano, C., Ayerza, P., de la Hoz , J. F. (2006). El veneno en España (1990-2005). Análisis del problema, incidencia y causas. Propuestas de WWF/Adena. WWF/Adena, Madrid.

Corbett, L. K. (1979). Feeding ecology and social organization of wildcats (Felis silvestris) and domestics cats (Felis catus) in Scotland . PhD Thesis, Aberdeen .

Council of Europe (1993). Seminar on the biology and conservation of the wildcat (Felis silvestris). Nancy , France , 23-25 September 1992. Council of Europe, Strasbourg .

Daniels, M. J., Beaumont, M. A., Johnson, P. J., Balharry, D., Macdonald, D. W., Barratt, E. (2001). Ecology and genetics of wild-living cats in the north-east of Scotland and the implications for the conservation of the wildcat. Journal of Applied Ecology, 38: 146-161.

Dötterer, M., Bernhart, F. (1996). The occurrence of wildcats in the southern Swiss Jura Mountains. Acta Theriologica, 41: 205-209.

Duarte, J., Vargas, J. M. (2001). ¿Son selectivos los controles de predadores en los cotos de caza? Galemys, 13: 1-9.

Easterbee, N., Hepburn, L. V., Jefferies, D. J. (1991). Survey of the status and distribution of the wildcat in Scotland, 1983-1987. Nature Conservancy Council for Scotland .

Fernández, E., de Lope, F., de la Cruz , C. (1992). Morphologie crânienne du chat sauvage (Felis silvestris) dans le sud de la Peninsule ibérique: importance de l’introgression par le chat domestique (Felis catus). Mammalia, 56: 255-264.

Fromont, E., Sager, A., Leger, F., Bourgemestre, F., Jouquelet, E., Stahl, P., Pontier, D., Artois , M. (2000). Prevalence and pathogenicity of retroviruses in wildcats in France . Veterinary Record, 146: 317-319.

García-Perea, R. (2002). Gato montés europeo Felis silvestris Schreber, 1775. Pp: 294-297. En: Palomo, L. J.,  Gisbert, J. (Eds). 2002. Atlas de los Mamíferos Terrestres de España. Dirección General de Conservación de la Naturaleza – SECEM – SECEMU, Madrid.

Guggisberg, C. A. W. (1975). Wild cats of the world. David & Charles, Newton Abbot, London .

Herranz, J. (2001). Efectos de la depredación y del control de predadores sobre la caza menor en Castilla-La Mancha. Tesis Doctoral. Universidad Autónoma de Madrid.

Hossfeld, E., Reif, U., Reith, U. (1993). The wildcat in the Taunus mountains results of preliminary investigations and a draft of a research and protection project. En: Seminar on the biology and conservation of the wildcat (Felis silvestris), Nancy , France , 23-25 September 1992. Council of Europe, Strasbourg .

Hubbard, A. L., McOrist, S., Jones, T. W., Boid, R., Scott, R., Easterbee, N. (1992). Is survival of European wildcats Felis silvestris in Britain threatened by interbreeding with domestic cats? Biological Conservation, 61: 203-208.

Cat Specialist Group (2002). Felis silvestris. En: 2006 IUCN Red List of Threatened Species. <www.iucnredlist.org>.

Kitchener, A. (1991). The Natural History of the Wild Cats. Cornell University Press, Ithaca , New York .

Kitchener, A. (1995). The Wildcat. The Mammal Society. London.  

Klar, N., Fernández, N., Kramer-Schadt, S., Herrmann, M., Trinzen, M., Büttner, I., Niemitz, C. (2008). Habitat selection models for European wildcat conservation. Biological Conservation, 141: 308-319.

Langley, P. J. W., Yalden, D. W. (1977). The decline of the rarer carnivores in Great Britain during the nineteenth century. Mammal Review, 7: 95-116.

Lecis, R., Pierpaoli, M., Birò, Z. S., Szemethy, L., Ragni, B., Vercillo, F., Randi, E. (2006). Bayesian analyses of admixture in wild and domestic cats (Felis silvestris) using linked microsatellite loci. Molecular Ecology, 15: 119-131.

Leutenegger, C. M., Hofmann-Lehmann, R., Riols, C., Liberek, M., Worel, G., Lups, P., Fehr, D., Hartmann, M., Weilenmann, P., Lutz, H. (1999). Viral infections in free-living populations of the European wildcat. Journal of Wildlife Diseases, 35: 678-686.

Liberek, M. (1999). Eco-etologie du Chat sauvage Felis s. silvestris, Schreber 1777 dans le Jura Vaudois (Suisse). Influence de la couverture neigeuse. Thèse. Université Neuchatel, Neuchatel.  

López-Martín, J. M., García, F. J., Duch, A., Virgós, E., Lozano, J., Duarte, J., España, A. J. (2007). Felis silvestris Schreber, 1777. Pp. 336-338. 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.

Lozano, J., Virgós, E., Malo, A. F., Huertas, D. L., Casanovas, J. G. (2003). Importance of scrub-pastureland mosaics on wild-living cats occurrence in a Mediterranean area: implications for the conservation of the wildcat (Felis silvestris). Biodiversity and Conservation, 12: 921-935.

Lozano, J., Virgós, E., Cabezas-Díaz, S. (2005). Tendencias poblacionales del gato montés (Felis silvestris) en el centro de España: ¿regula este predador las poblaciones de conejo (Oryctolagus cuniculus)? VII Jornadas de la Sociedad Española para la Conservación y Estudio de los Mamíferos (SECEM). Valencia , 118.

Lozano, J., Virgós, E., Cabezas-Díaz, S., Mangas, J. G. (2007). Increase of large game species in Mediterranean areas: is the European wildcat (Felis silvestris) facing a new threat? Biological Conservation. 138 (3-4): 321-329.  

Mangas, J.G., Lozano, J., Cabezas-Díaz, S., Virgós, E. (2008). The priority value of scrubland habitats for carnivore conservation in Mediterranean ecosystems. Biodiversity and Conservation, 17: 43-51.

McOrist, S., Boid, R., Jones, T. W., Hubbard, A. L., Easterbee, N., Jarret, O. (1991). Some viral and protozoal diseases of the European wildcat Felis silvestris. Journal of Wildlife Diseases, 27: 693-696.

McOrist, S., Kitchener, A. C. (1994). Current Threats to the European Wildcat, Felis silvestris, in Scotland . Ambio, 23: 243-245.

Mermod, C. P., Liberek, M. (2002). The role of snowcover for European wildcat in Switzerland . Zeitschrift für Jagdwissenschaft, 48: 17-24.

Nowell, K., Jackson, P. (1996). The wild cats: status survey and conservation action plan. International Union for Nature Conservation/Cat Specialist Group, Gland , Switzerland .

Okarma, H., Sniezko, S., Olszanska, A. (2002). The occurrence of wildcat in the Polish Carpathian Mountains. Acta Theriologica, 47: 499-504.  

Oliveira, R., Godinho, R., Randi, E., Alves, P.C. (2008b). Hybridization versus conservation: are domestic cats threatening the genetic integrity of wildcats (Felis silvestris silvestris) in Iberian Peninsula ? Phil. Trans. R. Soc. B, 363: 2953-2961. 

Oliveira, R., Godinho, R., Randi, E., Ferrand, N., Alves, P. C. (2008). Molecular analysis of hybridisation between wild and domestic cats (Felis silvestris) in Portugal: implications for conservation. Conservation Genetics, 9 (1): 1-11.

Parent, G. H. (1975). La migration récente, à caractère invasionnel, du chat sauvage, Felis silvestris silvestris Schreber, en Lorraine Belge. Mammalia, 39: 251-288.

Phelan, P., Sliwa, A. (2005). Range size and den use of Gordon’s wildcats Felis silvestris gordoni in the Emirate of Sharjah, United Arab Emirates. Journal of Arid Environments, 60: 15-25.

Pierpaoli, M., Birò, Z. S., Herrmann, M., Hupe, K., Fernandes, M., Ragni, B., Szemethy, L., Randi, E. (2003). Genetic distinction of wildcat (Felis silvestris) populations in Europe, and hybridization with domestic cats in Hungary . Molecular Ecology, 12: 2585-2598.

Ragni, B. (1978). Observations on the ecology and behaviour of the wild cat (Felis silvestris Schreber, 1777) in Italy . Carnivore Genetics Newsletters, 3: 270-274.

Randi, E., Pierpaoli, M., Beaumont , M., Ragni, B., Sforzi, A. (2001). Genetic Identification of Wild and Domestic Cats (Felis silvestris) and Their Hybrids Using Bayesian Clustering Methods. Molecular Biology and Evolution, 18: 1679-1693.

Ruiz-García, M., García-Perea, R., García, F. J., Guzmán, N. (2001). Primeros resultados sobre el análisis genético de poblaciones españolas de gato montés (Felis silvestris) y su posible hibridación con gatos domésticos (Felis catus). V Jornadas de la Sociedad Española para la Conservación y Estudio de los Mamíferos (SECEM). Vitoria-Gasteiz, 123.

Sarmento, P. (1996). Feeding ecology of the European wildcat Felis silvestris in Portugal . Acta Theriologica, 41: 409-414.  

Sarmento, P., Cruz, J., Tarroso, P., Fonseca, C. (2006). Space and habitat selection by female European wild cats (Felis silvestris silvestris). Wildlife Biology in Practice, 2 (2): 79-89.

Schauenberg, P. (1981). Elements d’ecologie du chat forestier d’Europe Felis silvestris Schreber, 1777. Revue d’Écologie (Terre et Vie), 35: 3-36.

Stahl, P. (1986). Le Chat forestier d'Europe (Felis silvestris Schreber, 1777). Exploitation des ressources et organisation spatiale. Thèse. Université Nancy, Nancy.

Stahl, P., Artois, M. (1991). Status and Conservation of the wild cat (Felis silvestris) in Europe and around the mediterranean rim. Council of Europe, Strasbourg .

Stahl, P., Artois , M., Aubert, M. F. A. (1988). Organisation spatiale et déplacements des chats forestiers adultes (Felis silvestris, Schreber, 1777) en Lorraine . Revue d’Écologie (Terre et Vie), 43: 113-131.

Stahl, P., Leger, F. (1992). Le chat sauvage (Felis silvestris, Schreber, 1777). En: Artois, M. y Maurin, H. (Eds). Encyclopédie des Carnivores de France. Société Française pour l’Etude et la Protection des Mammifères (S.F.E.P.M.), Bohallard, Puceul.  

Such-Sanz, A., López-Martín, J. M., Martínez-Martínez, D., Pinol, C. (2007). Tasa de supervivencia del gato montés Felis silvestris (Schreber, 1777), criado en cautividad y reintroducido en la naturaleza. Resultados preliminares. Galemys, 19 (Número especial): 235-250.

Sunquist, M., Sunquist, F. (2002). Wild Cats of the World. The University of Chicago Press, Chicago.

Urra, F. (2003). El gato montés en Navarra: Distribución, ecología y conservación. Tesis Doctoral. Universidad Autónoma de Madrid.

Virgós, E. (2001). Relative value of riparian woodlands in landscapes with different forest cover for medium-sized Iberian carnivores. Biodiversity and Conservation, 10: 1039-1049.

Virgós, E., Tellería, J. L., Santos , T. (2002). A comparison on the response to forest fragmentation by medium-sized Iberian carnivores in central Spain . Biodiversity and Conservation, 11: 1063-1079.

Virgós, E., Travaini, A. (2005). Relationship between Small-game Hunting and Carnivore Diversity in Central Spain . Biodiversity and Conservation, 14: 3475-3486.

Wiseman, R., O’Ryan, C., Harley, E. H. (2000). Microsatellite analysis reveals that domestic cat (Felis catus) and southern African wild cat (F. lybica) are genetically distinct. Animal Conservation, 3: 221-228.

Wittmer, H. U. (2001). Home range size, movements, and habitat utilization of three male European wildcats (Felis silvestris Schreber, 1777) in Saarland and Rheinland-Pfalz ( Germany ). Mammalian Biology, 66: 365-370.

 

 

Jorge Lozano

Dpto. Matemáticas, Física Aplicada y Ciencias de la Naturaleza. ESCET

Universidad Rey Juan Carlos. C/ Tulipán s/n. 28933 Móstoles, Madrid

 

Fecha de publicación: 10-07-2007

 

Revisiones: 3-02-2009

 

Otras contribuciones: 1. Alfredo Salvador. 29-05-2008

                                                                                     

Lozano, J. (2007). Gato montés – Felis silvestris. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Carrascal, L. M., Salvador, A. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/