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Key words: Iberian Lynx, habitat, abundance, status, threats, conservation.
Hábitat A excepción de la población costera del Parque Nacional de Doñana y su entorno, los linces se encuentran en áreas montanas entre 400 y 1.300 m de altitud con formaciones vegetales mediterráneas pseudonaturales no sometidas a usos intensivos (Rodríguez y Delibes, 1990). En el pasado, cuando su área de distribución cubría buena parte de la península Ibérica, pudo haber ocupado ambientes más atlánticos. De hecho, el espécimen tipo sobre el que Temminck decribió la especie fue capturado a orillas del Tajo, a unos 50 km de la costa atlántica (Almaça, 1992). La selección de hábitat del lince ibérico se ha analizado a múltiples escalas espaciales. A escala geográfica, en unidades de muestreo de 100 km2, la distribución y abundancia del matorral mediterráneo, en formaciones puramente arbustivas o como sotobosque, es el factor favorable más claramente seleccionado por el lince ibérico (Rodríguez, 1997). La dominancia local de los eucaliptales, la superficie ocupada por usos que no ofrecen cobertura arbustiva (cultivos, pastos y dehesas), la densidad de focos permanentes de actividad humana y la densidad de vías de acceso son variables seleccionadas negativamente (Rodríguez, 1997). En Sierra Morena selecciona zonas con un elevado porcentaje de rocas y de matorral mediterráneo (Fernández et al., 2006).1 A una escala regional adecuada para observar la dinámica de la metapoblación de linces de Doñana (unidades de muestreo de 25 km2), la presencia de lince está correlacionada positivamente con la cobertura del matorral y con la abundancia de conejos, estimada directamente a partir de la densidad de signos o indirectamente por asociación con las áreas de mayor humedad edáfica, y negativamente con las plantaciones forestales de pinos y eucaliptos (Palomares et al., 1991). A esa misma escala espacial, la probabilidad de presencia de linces en el Algarve occidental (Portugal) también aumenta con la abundancia de conejos y con la cobertura del matorral mediterráneo, y disminuye con la densidad de carreteras y la densidad de zonas urbanizadas (Palma et al., 1999). La única variable que discrimina entre territorios de lince y áreas de tamaño similar distribuídas al azar en Andalucía fue la superficie de matorral denso, con un efecto positivo (Palomares et al., 1999). La probabilidad de que una hembra adulta establezca un territorio de cría aumenta considerablemente con la densidad de ecotonos de la interfase matorral-pasto (Fernández et al., 2003), que parece indicar tanto la idoneidad estructural del hábitat para los conejos como la captura de éstos por los linces. Un aumento en la densidad de ecotonos y la cobertura media de arbustos altos (lentiscos y mirtos en Doñana), que proporcionan refugio a los conejos, también permiten una reducción del tamaño de los territorios de lince (Fernández et al., 2003) y, por tanto, un aumento de la densidad poblacional. Durante la dispersión juvenil, los linces utilizan a menudo parches forestados de anchura inferior a 300 m, donde la cobertura del matorral es superior a puntos adyacentes no utilizados (Palomares, 2001). En Doñana, dentro de las áreas de campeo de individuos residentes, el matorral mediterráneo es la formación vegetal más frecuente y la utilizada con mayor intensidad (Palomares et al., 2000). Este tipo de hábitat contiene casi el 75% de los conejos disponibles dentro del área de campeo (Palomares et al., 2001). Durante la dispersión juvenil y la fase postdispersiva, las plantaciones de pinos son utilizadas con frecuencia por los linces (25-30% de las localizaciones de individuos redioequipados), no así las de eucaliptos (Palomares et al., 2000). La densidad de conejos en las plantaciones de pinos es entre 15 y 20 veces inferior que en el matorral (Palomares et al., 2001). Los espacios abiertos (cultivos, pastizales, dunas y marismas) se encuentran en baja proporción dentro del área de campeo de individuos residentes y se utilizan de acuerdo con su disponibilidad; sin embargo son activamente evitados por individuos dispersantes (Palomares et al., 2000). El tamaño del territorio aumenta con la cobertura del matorral en su interior y disminuye con la abundancia de conejos (Palomares, 2001). La abundancia media de conejos dentro del área de campeo de linces residentes en el norte del Parque Nacional de Doñana es de 5,6 individuos/ha, y la densidad mínima que no conlleva una alteración de la organización espacial de las hembras reproductoras se ha estimado en 1 conejo/ha durante el mínimo anual de abundancia (Palomares et al., 2001). La presencia de puntos de agua y una actividad humana reducida son también elementos definitorios de un hábitat de calidad para la reproducción del lince ibérico. En un análisis de microhábitat, con variables medidas en un radio de 50 m alrededor de las localizaciones de lince obtenidas a partir de radio-rastreo (Palomares, 2001), los individuos residentes utilizan sitios con menor cobertura arbórea, mayor cobertura de matorral noble, mayor cobertura total y mayor densidad de excrementos de conejo que sitios situados a 400-1.500 m de cualquier punto utilizado por la población de linces durante un periodo continuo de 32 meses. Dentro de las áreas de campeo, la proporción de cultivos forestales es <25%, y su uso por los linces es menor que la que cabría esperar según su disponibilidad (Palomares et al., 2001). En el 86% de las localizaciones de linces residentes en espacios abiertos (marisma y pastos) la distancia a los hábitats preferidos (matorral mediterráneo y fresnedas) es inferior a 300 m, mientras que las distancias de penetración en hábitats forestados no preferidos (pinares y eucaliptales) pueden aumentar a más del doble (Palomares et al., 2001). Alrededor de las localizaciones registradas durante la dispersión juvenil la cobertura del matorral y la densidad de excrementos de conejo son mayores que en puntos no utilizados por los linces, y la proporción de arbustos en los sitios utilizados aumentó a lo largo del proceso de dispersión (Palomares, 2001). Entre los componentes de microhábitat relacionados con la reproducción, Fernández y Palomares (2000) indican que las hembras adultas de Doñana seleccionan como madrigueras de cría huecos espaciosos en árboles grandes (truecas con un área basal media de 0,4 m2), a menudo en alcornoques muertos con varios huecos por donde acceder a la cavidad. Estos recursos están ausentes en bosques jóvenes, que resultan poco atractivos para que las hembras se reproduzcan. La madre saca a los cachorros de dos semanas de la madriguera natal y los traslada a una madriguera auxiliar, generalmente situada en una masa de monte noble de unos 200 m2, poco accesible y visible desde el exterior (Fernández y Palomares, 2000). Los linces evitan los cultivos de regadío al establecer su dominio vital, pero a menudo seleccionan cultivos permanentes como olivares y campos agrícolas heterogéneos (Gastón et al., 2016)3. Durante la dispersión utiliza tanto zonas agrícolas como áreas de matorrales y evita en menor medida las carreteras y zonas escarpadas (Gastón et al., 2016)3.
Abundancia Los restos de lince ibérico hallados en yacimientos arqueológicos (2.500 a.C.- 900 d.C.) se distribuyen ampliamente por toda la península Ibérica. Puesto que la correlación positiva entre amplitud en la distribución y abundancia local es un fenómeno general, el lince ibérico pudo haber sido una especie común. Este patrón no es el que se observa en los últimos 50 años: la distribución de la densidad de linces es muy heterogénea y la distribución de frecuencias está fuertemente sesgada hacia los valores de densidad bajos (Rodríguez y Delibes, 2002). Sólo en el 17% del área de presencia estable se han registrado densidades relativamente altas (>12,8 linces/100 km2; Rodríguez y Delibes, 1992), que localmente pueden ser sustancialmente mayores: en un área de 50 km2 en el norte del Parque Nacional de Doñana, la densidad media estacional de adultos entre 1993 y 1996 fue de 0,77 individuos/km2, y la de juveniles y subadultos 0,46 individuos/km2 (Palomares et al., 2001). En áreas adyacentes de la misma población, y a partir del tamaño medio de las áreas de campeo, la densidad no llega a la mitad de estos valores (Ferreras et al., 1997). Desde un punto de vista metodológico, las estimas de abundancia de linces mediante conteo de excrementos son un método útil y seis veces más barato que mediante foto-trampeo. Un estudio mostró una correlación positiva de ambos métodos en dos zonas diferentes (Garrote et al., 2014)3.
Tamaño de población En el este de Sierra Morena, el número de territorios potenciales de hembras aumentó de 18 en 2002 a 35 en 2008 (Gil-Sánchez et al., 2011)2. Mediante trampeos fotográficos se ha estimado que la población de Doñana se componía de 26 linces, lo que constituye una fuerte disminución desde los 45 individuos estimados en 1980 (Garrote et al., 2011)2. En 2002 había menos de 100 linces. Como resultado de las medidas de conservación tomadas a partir de 2002, en 2011 había 326 linces (López et al., 2012)3. En 2012 había 144 adultos en Andújar, 17 en Guadalmellato, 8 en Guarrizas y 58 en Doñana (Calzada, 2013)1. En 2015 había 11 hembras territoriales en Guarrizas (Gil Sánchez, 2016)3.
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2014): En Peligro D (Rodríguez y Calzada, 2015)3. Se ha justificado por el incremento de población y por el incremento del área de ocupación registrados entre 2002 y 2012 (Rodríguez y Calzada, 2015)3. Incluido anteriormente (2008) en la categoría de En Peligro Crítico C2a(i) (Von Arx y Breitenmoser-Wursten, 2011) 2. Categoría para España (2006): en peligro crítico CR A2bc; C2a(i) (Calzada et al., 2007).1 Los criterios se justifican porque en 16 años (tres generaciones) el área de ocupación ha disminuido un 87%, el área donde se reproduce regularmente se ha contraído un 93%, el número de individuos de más de un año se ha reducido en un 86% y el número de hembras reproductoras ha descendido un 90%. Además las causas que originaron esa disminución no han cesado, tan solo quedan dos subpoblaciones reproductoras y probablemente ninguna con más de 50 linces maduros (Calzada et al., 2007).1 Entre 1983 y 2008 se produjo un deterioro demográfico y genético del lince en Doñana. La sex-ratio se desvió hacia las hembras, disminuyeron la edad de adquisición de territorio, el tamaño de camada y la heterocigosidad individual mientras que aumentaron las tasas de mortalidad no traumática (Palomares et al., 2012)3. Las principales causas de la situación actual del lince son el pequeño tamaño de las áreas en las que se han tomado medidas de conservación, la falta de incorporación de medidas basadas en las evidencias, de seguimiento científico, y la desconfianza de las agencias de conservación en la información científica (Palomares et al., 2011)2. Un detallado análisis sobre la protección legal del lince ibérico se encuentra en Calzada et al. (2010)2.
Amenazas Durante el último siglo, la contracción del área de distribución ha estado posiblemente ligada a transformaciones agrícolas y silvícolas a gran escala, que han producido pérdida de hábitat y cambios importantes en la estructura del paisaje, y al declive de las poblaciones de conejo (Palma, 1980; Rodríguez y Delibes, 1990, 2002; Delibes et al., 2000). Alteración y destrucción de hábitat. El lince ibérico es un especialista de hábitat que sólo vive en el monte mediterráneo. Grandes áreas de monte se eliminan para construir urbanizaciones, embalses e infraestructuras industriales y de transporte, o para establecer explotaciones agropecuarias y silvícolas. Las masas de monte que quedan se ven alteradas por la intensificación y gestión inadecuada de la ganadería, la silvicultura y la caza (Calzada et al., 2007)1. Fragmentación de hábitat. Los espacios adecuados para la especie se encuentran cada vez más aislados entre sí. La fragmentación del monte mediterráneo reduce la posibilidad de que haya poblaciones grandes y continuas. La pérdida de calidad de los hábitats incrementa la mortalidad de los linces durante la dispersión juvenil y reduce la frecuencia de contacto entre poblaciones cercanas (Calzada et al., 2007)1. El análisis de 25 rasgos biométricos de 95 cráneos de lince procedentes de Doñana, Sierra Morena y Montes de Toledo recogidos entre 1872 y 2003 muestra diferencias de talla y forma en machos y hembras. Los machos de la población de Doñana muestran reducción de la talla de algunos caracteres con el tiempo, lo que podría deberse a endogamia (Pertoldi et al., 2006).1 La tasa de extinción en poblaciones pequeñas de lince durante un periodo de 40 años es detectable a partir de núcleos que ocupan <500 km2 (Rodríguez y Delibes, 2003). En poblaciones pequeñas, la contracción observada por unidad de área ocupada es mayor que en poblaciones grandes, lo que sugiere que, una vez descartados los efectos de borde, la inestabilidad demográfica de las poblaciones pequeñas puede explicar en parte su vulnerabilidad. Dicha inestabilidad puede haber sido potenciada por una menor colonización de inmigrantes debida, entre otros factores, a un aislamiento creciente de las poblaciones (Rodríguez y Delibes, 2003). Se ha llamado la atención sobre el alto riesgo de extinción que corren estas poblaciones pequeñas debido a eventos catastróficos, por ejemplo la irrupción de enfermedades o el incremento de la prevalencia de las ya existentes (Pérez y Palma, 2001; Pérez et al., 2001). Una forma de reducir este riesgo es recuperar poblaciones recientemente extintas mediante reintroducción (Rodríguez et al., 2001, 2003), a partir de 1) linces silvestres translocados, 2) linces nacidos en programas de cría en cautividad y 3) rehabilitación y suelta de individuos heridos (Rodríguez et al. 1995). Disponibilidad de alimento. El lince ibérico es un especialista trófico que basa su dieta en el conejo. Por ello la escasez de conejos es una de sus principales amenazas (Calzada et al., 2007)1. Las regiones en las que el lince quedó confinado antes de 1989 son actualmente menos favorables para el conejo, mientras que áreas más favorables quedan fuera del área ocupada por los linces (Real et al., 2009)2. En la drástica y persistente disminución de la disponibilidad de conejos han intervenido sin duda sus dos epizootias, la mixomatosis a finales de los años 1950 y la enfermedad hemorrágica en los últimos años 80 del siglo XX, inducidas por la acción humana. El efecto de las sinergias entre la dinámica de las enfermedades y otros factores ecológicos y de gestión (cinegética y para la conservación) sobre la demografía de los conejos silvestres es aún poco conocido y posiblemente de gran importancia para la conservación del lince ibérico. La vulnerabilidad de las poblaciones de lince a la escasez de alimento puede haberse visto potenciada por la incidencia de la mortalidad no natural sobre la demografía de una especie longeva pero relativamente poco productiva (Ferreras et al., 2001; Rodríguez y Delibes, 2004). El consumo de conejos no sufrió cambios tras la llegada de la enfermedad hemorrágica a Doñana en 1990, pero alteró el sistema social del lince. Las hembras incrementaron el tamaño de su dominio vital y los subadultos no se dispersaron, causando un aumento de la densidad (Ferreras et al., 2011)2. Las enfermedades emergentes pueden alterar las interacciones entre especies en las redes tróficas. Recientemente la enfermedad hemorrágica del conejo (RHDV2) ha provocado el declive del 60-70% de las poblaciones de conejo, lo que ha provocado un descenso de la fecundidad del 65,7% en el lince ibérico (Monterroso et al., 2016)3. Muertes por cepos y lazos. Durante la década de los 80, el 49% de las 1.258 muertes no naturales registradas se produjeron en cepos y lazos. Entre 2000 y 2003, 4 de las 18 muertes no naturales registradas fueron debidas al trampeo ilegal (Calzada et al., 2007)1. Caza ilegal. La caza ilegal es la principal causa de muerte durante la fase de dispersión, y en gran medida la causa de que las tasas de mortalidad en individuos dispersantes sean mayores que en no dispersantes (Ferreras et al., 2004). Aproximadamente la mitad de los jóvenes linces de Doñana mueren por causa humana antes de asentarse y reproducirse. La mortalidad por causa humana, básicamente caza y control de depredadores, puede haber debilitado las poblaciones de lince menos densas situadas en las áreas donde los conejos han sido un recurso cinegético gestionado intensivamente (Rodríguez y Delibes, 2004). Durante la década de los 80, el 30% de las 1.258 muertes no naturales se produjeron por la caza ilegal. Entre 2000 y 2003, una de las 18 muertes no naturales registradas fue debida a disparos (Calzada et al., 2007)1. El seguimiento de linces radio-marcados de Sierra Morena y Doñana (n= 79) durante el periodo 2006-2011 mostró que la segunda causa de mortalidad fue la caza ilegal (23,1%) (López et al., 2014)3. Atropellos. Los atropellos en carretera son un fenómeno reciente (Rodríguez y Delibes, 1990) que puede llegar a ser localmente importante (Ferreras et al., 1992). Las bajas de lince debidas a la acción humana directa han disminuído durante los últimos 50 años, en gran medida debido al auge de la caza mayor en buena parte de su área de distribución y el modelo de gestión asociado (Rodríguez y Delibes, 2004). No obstante, el efecto de una tasa de mortalidad baja puede ser relevante para la viabilidad de pequeñas poblaciones de lince (Gaona et al., 1998; Ferreras et al., 2001). Las colisiones de carnívoros con vehículos, incluyendo lince, representaron el 5% de los 74.600 colisiones registradas entre 2006 y 2012 en carreteras de España (Sáenz de Santa María y Tellería, 2015)3. Durante la década de los 80, el 5% de las 1.258 muertes no naturales se produjeron por atropellos. Entre 2000 y 2003, 13 de las 18 muertes no naturales registradas fueron debidas a atropellos (Calzada et al., 2007)1. El número de linces muertos por atropello ha pasado de 2-3 individuos/año entre 2002 y 2006 a los 21 individuos de 2014 (Gil Sánchez, 2016)3. Transmisión de enfermedades. La infección de los linces de Doñana por leucemia felina se originó probablemente a través de gatos domésticos (Meli et al., 2009)2. La prevalencia de algunos patógenos (Cytauzoon felis, virus de la leucemia felina) en especies simpátridas de carnívoros en las zonas de reintroducción representa una amenaza potencial para el lince (León et al., 2017)3. En zonas de reintroducción del lince en el sur de Portugal, se han identificado en garrapatas los patógenos Coxiella burnetii y Anaplasma platys (Santos-Silva et al., 2017)3. Erosión genética. La diversidad mitocondrial es muy baja, con solamente dos haplotipos, uno en Doñana y otro en Sierra Morena. La diversidad genética en marcadores microsatélites es muy baja, especialmente en Doñana. La diferenciación genética entre ambas poblaciones es elevada (Casas-Marce et al., 2013)3. Se han encontrado múltiples evidencias de erosión genética en las dos poblaciones de lince, lo que puede dificultar su viabilidad a corto y a largo plazo (Abascal et al., 2016)3.
Medidas de conservación Una nueva estrategia para la conservación del lince ibérico establece las siguientes metas: 1) estabilizar las poblaciones existentes. 2) Aumentar el número de individuos que viven en las poblaciones silvestres hasta que al menos una de ellas supere los 50 individuos maduros. 3) Aumentar el número de poblaciones silvestres, consiguiendo que el número total de linces maduros en la naturaleza sea superior a 250 (Calzada et al., 2009)2. En Andalucía los esfuerzos de conservación se centran en los siguientes objetivos: 1) Mantener y expandir las dos poblaciones existentes. El número de adultos en Sierra Morena se ha incrementado desde 38 en 2001 a 95 en 2008. 2) Crear nuevos núcleos poblacionales. 3) Maximizar la variabilidad genética. 4) continuar promoviendo el apoyo local, nacional e internacional (Simón et al., 2009)2. Se necesita conocer cómo restaurar las condiciones ecológicas que permiten el asentamiento y reproducción de los linces, conocer las nuevas amenazas como la mayor susceptibilidad a enfermedades infecciosas y evaluar la respuesta de los linces a las medidas de conservación (Ferreras et al., 2010)2. Planes de conservación. Se han redactado tres planes de conservación generales: el “Status Survey and Conservation Action Plan” (IUCN/SSC, 1996), la “Estrategia para la conservación del lince ibérico (Lynx pardinus) en España” (Comisión Nacional de Conservación de la Naturaleza, 1999) y el “Action Plan for the Iberian Lynx in Europe (Lynx pardinus)” (Consejo de Europa, 2000). Se han aprobado dos planes de recuperación, el de Castilla-La Mancha (2003) y el de Extremadura (2004) y también se ha aprobado el “Plan de manejo del lince ibérico del parque nacional de Doñana” (1988). En Portugal se aprobó en 2008 un plan de acción nacional de conservación, cuyo fin es promover la reintroducción de la especie. Este plan incluye la construcción de un centro de reproducción en cautividad (Sarmento et al., 2009)2. Proyectos Life. Entre 1992 y 2016 se han llevado a cabo diversos proyectos Life por un importe total de unos 94 millones de euros. Como resultado de estos proyectos, entre otras medidas, se han realizado trabajos de mejora de hábitat en 158.173 ha (Simón et al., 2012)3. Reproducción en cautividad. La Comisión Nacional de Conservación de la Naturaleza aprobó en 2001 el “Plan de acción para la cría en cautividad del lince ibérico”. Este plan, financiado por la Dirección General de Biodiversidad del Ministerio de Medio Ambiente en colaboración con la Junta de Andalucía, persigue establecer poblaciones cautivas y proporcionar linces nacidos en cautividad para su utilización en programas de reintroducción y de refuerzo de poblaciones silvestres (Calzada et al., 2007).1 El programa de reproducción en cautividad tiene como objetivos mantener una población en cautividad conservando el 85% de la diversidad genética observada en el campo mediante un grupo de reproducción formado por 30 machos y 30 hembras adultos y crear nuevas poblaciones mediante reintroducciones (Vargas et al., 2009)2. Para maximizar la diversidad genética de partida, se estimó la contribución óptima en un 64% de individuos de Sierra Morena y un 36% de individuos de Doñana (Godoy et al., 2009)2. Se han desarrollado protocolos de crianza artificial de cachorros que no han podido ser criados por sus madres (Rivas et al., 2009)2. Las peleas precoces entre hermanos de camada se caracterizan por la ausencia de elementos rituales y por su alto nivel de motivación, que puede acabar en fratricidio, constituyendo uno de los mayores riesgos de mortalidad de cachorros en cautividad. Después de iniciada la pelea, los cachorros agresivos son separados temporalmente aunque mantienen contacto con sus hermanos (Antonevich et al., 2009)2. Se ha creado un grupo asesor de aspectos sanitarios que desarrolla acciones veterinarias sobre linces silvestres y linces del programa de reproducción en cautividad (Martínez et al., 2009)2. El programa de reproducción en cautividad tuvo un severo contratiempo en sus inicios. El suplemento en la dieta a un grupo de linces mantenidos en cautividad (n= 40) de dosis de vitamina D3 elevadas (30 veces superior a la recomendada), produjo intoxicación crónica, provocando fracaso renal en la mayoría de ellos (n= 28) y calcificación extra-esquelética (López et al., 2016)3. Translocaciones. Las estrategias de conservación deberían incluir la restauración genética mediante traslocaciones (Casas-Marce et al., 2013)3. Se recomienda que las reintroducciones en Doñana se realicen en áreas con suficiente abundancia de conejos, preferentemente con individuos de Sierra Morena y teniendo en cuenta el sexo, la edad y la sex-ratio de la población existente en el área de suelta. Se sugiere soltar a los linces varios meses antes de la estación de reproducción con el fin de que se familiaricen con el medio y con los linces residentes. Se propone que el método de suelta incluya una fase de aclimatación si los individuos provienen de Sierra Morena (Palomares et al., 2009) 2. Un macho translocado desde Sierra Morena a Doñana se asentó en la zona de suelta (Ruiz et al., 2009)2. Como resultado de los proyectos Life, la diversidad genética de la población de Doñana se incrementó mediante la traslocación de cuatro linces de Sierra Morena (Simón et al., 2012)3. Recuperación de las poblaciones de conejo de monte. (Calzada et al., 2007).1 Como resultado de los proyectos Life, se ha incrementado en Sierra Morena la densidad de conejo de 1,52/ha en 2003 a 4,05/ha en 2010. Sin embargo en Doñana disminuyó de 1,5/ha en 2003 a 0,77/ha en 2010 (Simón et al., 2012)3. Alimentación suplementaria. Se han puesto a punto técnicas para utilizar programas de alimentación suplementaria como medida urgente de aumento de la capacidad de carga para el lince en el Parque Nacional de Doñana (Palomares y Rivilla, 2003). En Doñana se estableció un programa de alimentación suplementaria a partir de 2002. Tras la instalación de 27 puntos de alimentación suplementaria entre 2002 y 2005, los linces tardaron 14 semanas en familiarizarse con ellos y utilizarlos regularmente (López-Bao et al., 2008)2. Como resultado, el tamaño de los dominios vitales no se alteró pero sí se redujo el tamaño de las áreas más usadas (core areas). No se han observado cambios en la productividad ni en las tasas de dispersión (López-Bao et al., 2010)2. El consumo de conejo doméstico procedente de puntos de alimentación suplementaria representa hasta el 50% de la dieta. El consumo de conejo doméstico disminuye no linealmente cuando la abundancia de conejo silvestre aumenta. Sin embargo, cuando la abundancia de conejo silvestre es menor de un conejo por km2, la alimentación suplementaria es estrictamente necesaria para retener al lince. El consumo de conejo doméstico no aumenta con la duración del periodo de alimentación suplementaria. El lince continúa consumiendo conejos silvestres en proporción a su abundancia, lo que sugiere que no se hace dependiente de la alimentación suplementaria (López-Bao et al., 2010)2. Todos los individuos que viven en las zonas con sitios de alimentación suplementaria acuden regularmente a ellas, pero los individuos dominantes visitan más los sitios que los individuos subordinados. Los machos visitan más los sitios que las hembras y el consumo en estos sitios aumenta con la edad y con la masa corporal. El acceso de individuos subordinados aumenta cuando es mayor el número de puntos dentro de los territorios (López-Bao et al., 2009)2. Se ha sugerido que los puntos de alimentación suplementaria tienen un papel en la transmisión del virus de la leucemia felina (López et al., 2011). Palomares et al. (2011) han propuesto un escenario ecológico que considera otras posibles causas para explicar el brote de esta enfermedad2. Enfermedades. Los esfuerzos de conservación deberían dirigirse a combatir las enfermedades, que representan la primera causa de mortalidad (López et al., 2014)3. Caza ilegal. Debería combatirse en mayor medida la caza ilegal, que representa la segunda causa de mortalidad (López et al., 2014)3. Como resultado de los proyectos Life, en Doñana la mortalidad de origen humano disminuyó del 40% en 1992-1995 a 7,4% en 2006-2010 (Simón et al., 2012)3. Daños a la ganadería y avicultura. Durante un periodo de seis años se registraron en Sierra Morena 31 ataques a aves domésticas y nueve a corderos, con un total de 716 animales muertos. La mayoría de los ataques (78%) tuvieron lugar a aves, aunque los daños económicos por la muerte de corderos fueron superiores (Garrote et al., 2013)3. Se ha establecido un programa de compensación de daños a la avicultura y ganadería para mitigar el conflicto (Garrote et al., 2013)3. El encierro experimental de ovejas con corderos durante la noche mediante vallas electrificadas portátiles evitó la depredación (Garrote et al., 2015)3. Creación de corredores. Es necesario mejorar y proteger adecuadamente, cuando no crear, conexiones entre las distintas áreas con linces que se prevé establecer mediante reintroducción (Calzada et al., 2007).1 Medidas para evitar los atropellos. Hay que mejorar la impermeabilización de la red viaria existente a la par que se construyen pasos adecuados (Calzada et al., 2007).1 Seguimiento de la especie. Realizar al menos un seguimiento anual de la especie y de las amenazas que le afectan, tanto en su área de distribución actual como en la potencial (Calzada et al., 2007).1 El uso de foto-trampeo es más eficiente en letrinas activas que en estaciones de olor y en puntos de aprovisionamiento de presas vivas (Guil et al., 2010)2. El uso de datos sobre observaciones anecdóticas sobreestima el área de distribución del lince al compararlo con los datos de excrementos y/ fototrampeo. Las decisiones de manejo deberían estar basadas en citas verificadas y no en observaciones anecdóticas con el fin de ahorrar recursos y evitar decisiones de manejo inapropiadas (Garrote y Pérez de Ayala, 2015)3. El uso de cebos en estaciones de foto-trampeo mejora la eficiencia de capturas y recapturas (Garrote et al., 2012)3. Creación de nuevas poblaciones. (Calzada et al., 2007).1 Como resultado de los proyectos Life, el programa de reintroducción ha creado nuevas áreas donde se había extinguido. Se soltaron 12 linces en Guadalmellato y cinco en Guarrizas, a unos 50 km de las poblaciones existentes (Simón et al., 2012)3. También se ha reintroducido linces en el valle del Guadiana en Portugal, Valdecigüeñas y valle del Matachel en Badajoz, sector norte de Montes de Toledo y Sierra Morena de Ciudad Real (Gil Sánchez, 2016)3. Coordinación de administraciones. Involucrar a todas las administraciones con competencias en medio ambiente en una labor coordinada y eficaz (Calzada et al., 2007).1 Impulsar la investigación sobre el lince ibérico, especialmente la aplicada a su conservación y su gestión (Calzada et al., 2007).1 Dar a conocer a la sociedad la necesidad e importancia de la conservación del lince ibérico (Calzada et al., 2007).1 Protección de espacios naturales. Doñana es un claro ejemplo del efecto positivo que el grado de protección de los espacios naturales tiene sobre la conservación del lince ibérico. La distribución y abundancia del lince está sesgada hacia el interior del Parque Nacional de Doñana, donde la estructura de la vegetación es más estable y el riesgo de muerte por causa humana es menor (Palomares et al., 1991; Ferreras et al., 1992). La elevada mortalidad de jóvenes en fase de dispersión (Ferreras et al., 2004) y de adultos que establecen sus territorios fuera del Parque Nacional es una fuente importante de inestabilidad demográfica y aumenta considerablemente el riesgo de extinción de la población (Gaona et al., 1998). En la subpoblación estudiada por Palomares et al. (2001), los linces residentes utilizaron con mucha más frecuencia el interior del Parque Nacional (82% de las localizaciones) que el exterior, y cuando usaban el exterior tendían a apartarse de los núcleos de actividad humana. En España se han designado Zonas Importantes para los Mamíferos (ZIM) relacionadas entre otras especies con L. pardinus (Lozano et al., 2016)3. Establecimiento de un banco de recursos genéticos. Se han obtenido muestras de tejidos y células de linces ibéricos mediante 7 biopsias y 6 necropsias. Se han obtenido y crioconservado células de un 86% de las biopsias. Se han obtenido y crioconservado muestras de tejidos de un 100% de los individuos y células de un 67% de estos (Crespo et al., 2007).1 Se han propuesto métodos de criopreservación de tejidos procedentes de biopsias de la piel (León-Quinto et al., 2011)2. Se ha establecido un protocolo de criopreservación de esperma (Ganán et al., 2009)2. Se han establecido un banco de recursos genéticos y reproducción asistida (Roldán et al., 2009)2 y un banco de recursos biológicos ((León-Quinto et al., 2009) 2. Recuperación de ejemplares conservados. Los ejemplares que se encuentran en pequeños museos y colecciones privadas representan una importante herramienta científica y su conservación a largo plazo debería asegurarse (Casas-Marce, et al., 2012)3. Otras propuestas de conservación. Otras propuestas y aportaciones para la conservación del lince ibérico se encuentran en Calzada et al. (2013)3.
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Alejandro Rodríguez Fecha de publicación: 14-07-2004 Otras contribuciones: 1. Alfredo Salvador. 21-05-2008; 2. Alfredo Salvador. 28-03-2012; 3. Alfredo Salvador. 7-07-2017 Rodríguez, A. (2017). Lince ibérico - Lynx pardinus. 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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