El canibalismo en rapaces; ¿un fenómeno en aumento?

El canibalismo es uno de los aspectos de la dieta menos conocidos en rapaces, el fratricidio es el que más se ha descrito, pero existen otros comportamientos que abarcan otros tipos de canibalismo. Los pollos y aves jóvenes son los grupos que más le afectan. En los últimos años se han incrementado las publicaciones sobre estos comportamientos, este incremento puede haberse provocado por una mejora en la metodología en el monitoreo de nidos, o puede ser un incremento de casos como respuesta a perdida de recursos tróficos como consecuencia de la perdida de biodiversidad. En muchas especies se ha asociado la escasez de recursos tróficos con el aumento de casos de fratricidio, existen herramientas de manejo para reducir su impacto.

Text in English after Spanish

Las estrategias de alimentación y la selección de presas son fundamentales para el mantenimiento de cualquier ecosistema y esto pasa por un equilibrio entre depredadores y presas. Para cualquier depredador la elección de presas dicta su nicho y su habitat, ademas de condicionar su comportamiento, su éxito reproductivo y supervivencia (Simmons, 1988, Newton 2010, Guil et al. 2011). Alimentarse, para una especie oportunista o generalista es más fácil ya que aprovechan cualquier oportunidad que se le presenta, mientras que las especialistas, en ocasiones les resulta mas complicado encontrar los recursos adecuados. Sé consideran especialistas aquellas especies que se alimentan de una pocas especies o de un estrecho rango y con un amplitud de nicho muy bajo.

Halcón peregrino juvenil en vuelo – Peregrine falcon in flight Photography: R. Sanchez ©

Algunas especies de depredadores especialistas no presentan un buen estado de conservación, las causas están identificadas y suelen estar relacionadas con la mortalidad no natural y la destrucción del habitat, sin embargo se ha comprobado que la escasez de recursos tróficos son cada vez más escasos. Algunas especies amenazadas aunque actualmente presenten una recuperación en su estado de conservación, su futuro depende de las dinámicas poblacionales de sus principales presas, un ejemplo claro de una especie de Accipitridae es el águila imperial ibérica  (Aquila adalberti), esta especie en la década de los 70 del siglo pasado estaba considerada como una de las 7 especies de rapaces más amenazadas, entonces su población mundial no superaba las 38 parejas reproductoras, en 2004 eran 198 parejas reproductoras y en 2016  ya superaban las 500 parejas reproductoras en 2016 (González et al. 2008), esta especie basa su alimentación en el Conejo de campo (Oryctolagus cuniculus). Este lagomorfo como consecuencia de dos epizootia, sus poblaciones en la peninsula ibérica decrecen y por ende a corto plazo el futuro de las poblaciones de águila imperial ibérica están subordinadas a la evolución de las poblaciones de su presa principal (Sánchez et. al. 2009). Por el contrario en especies generalistas  ocurre lo contrario, especies como el milano negro (Milvus migrans) en Eurasia y África, o el gallinazo (Coragyps atratus) en Sudamérica, sus poblaciones crecen exponencialmente, como consecuencia de verse favorecidas por las actividades humanas.

Gallinazo (Coragyps atratus) en un posadero – Black Vulture (Coragyps atratus) in perched Photography R. Sánchez © 

Los estudios de la dieta en rapaces son numerosos y amplios (Newton, Marquiss 1982, Mañosa 1994, Delibes 1978, Katzner et al. 2006, Sarasola et al. 2003). Este tipo de investigaciones son imprescindibles para conocer aspectos importantes de la ecología de los depredador y sus presas. Sin embargo, hay aspectos descritos en numerosos trabajos que de manera independiente sus resultados no tienen relevancia, pero desde una visión global presentan otras perspectiva; esto ocurre con el canibalismo, en rapaces toma múltiples formas con diferentes impulsores evolutivos y a grandes rasgos, es la acción de consumir como alimento a individuos de la misma especie, y es la estrategia menos común para obtener alimentos (Allen, et al. 2020). 

Se ha publicado una investigación que abarca las diferentes formas de canibalismo en rapaces con una perspectiva amplia y global (Allen, et al. 2020). Este comportamiento se ha encontrado en numerosas especies del orden de los Accipitriformes y de Falconiformes (Bortollotti et al. 1991, Steffen 1977, Negro et al. 1992, de Lecea et al. 2007, Arroyo 1997, Markham and Watts 2007, Caro et al. 2014,) para describir los casos de canibalismo se contemplan 5 situaciones; el fratricidio, consiste en el acto de matar a un hermano; el filicidio, cuando uno de los adultos sacrifica a uno de los pollos para alimentarse o para alimentar a otro polluelo; el infanticidio no parental, cuando un adulto conespecifico mata a un pollo para alimentarse; la lucha entre individuos conespecificos, muerte por lucha entre individuos de una misma especie y finalmente 

 el consumo de carroña entre individuos conespecificos, consiste en comer individuos o restos de cadáveres de su misma especie. La información sobre cualquiera de estos 5 casos de canivalismo crece desde 1970, ese año solo se reporto en 4 publicaciones en especies de Norteamérica, mientras que en 2010 se reportó en 10 publicaciones en especies de Europa, Asía, Norteamérica y Australia  y la técnica que más se ha utilizado para describirlos fue la observación directa de los nidos, también se obtuvo información mediante usos  de cámaras trampa, y en menor medida a través del ánalisis de egagrópilas (Allen, et al. 2020)

Esta interesante investigación (Allen, et al. 2020), ofrece información sobre cuatro de los 5 supuestos de canibalismo, en esa investigación no consideran los casos de fratricidio por considerarlos comunes. De las especies estudiadas este comportamiento parece muy frecuente en especies de la familia Accipitridae (52.2%), en Falconidae (26.1%) y en Estrigidae (21.7%),  en dos especies, Red-tailed Hawk (Buteo jamaicensis) y Griffon Vulture (Gyps fulvus) se registraron 2 causas relacionadas con el canibalismo muerte por lucha entre individuos conespecificos y carroñero conespecifico, en el resto de especies solo describen una causa, en Cinereous Vulture (Aegypius monachus) muerte por lucha entre individuos, el filicidio los describen en 10 especies (Falco sparverius, Aquila fasciata, Buteo platypterus, Aquila chrysaetos, Falco columbarius, Accipiter gentilis, Falco peregrinus, Falco mexicanus, Ninox strenua y Tyto alba). Por infanticidio no parental se han descrito 5 especies (Haliaeetus leucocephalus, Milvus migrans, Falco eleonorae, Falco naumanni y Circus pygargus). Por carroñero conespecifico lo describen en 4 especies más (Clanga clanga, Gyps bengalensis, Athene cunicularia y Bubo virginianus). Sobre las causas incluidas en esta investigación no se han reportado informes sobre especies Sagittariidae o Sagittariidae, para Cathartidae hacen referencia a 3 especies (Aegypius monachus, Gyps fulvus y Gyps bengalensiss) estas especies corresponden a Accipitriformes del género Aegypius y Gyps (del Hoyo, et al. 2014).

Estos investigadores encontraron que la  mayor parte de eventos descritos involucran a polluelos en crecimiento, la vulnerabilidad de estos es mayor, el siblicidio, el filicidio fue el tipo de canibalismo más común. En los últimos años estos autores han encontrado un aumento de reportes de casos de canivalismo, explican este aumento al uso de cámaras de fototampeo, aunque lo consideran intrínsecamente raro.  Los autores sugieren que este comportamiento en aves rapaces parece ocurrir cuando están energéticamente estresadas; la mayoría de los incidentes ocurrieron durante la temporada de anidación durante el periodo de crecimiento de los pollos.

Sobre el consumo de carroña conespecifico, se han observado en especies de Falconiformes y de Accipitriformes alimentar a los pollos con cadáveres de pollos muertos en el nido por inanición, en 1992 en un nido con 5 pollos de Halcón peregrino de España monitoreado diariamente durante las horas de luz, se observo como el pollo pequeño no comía durante varios días, por ello murió y la hembra alimento a sus hermanos con su cadáver. Algo similar ocurrió también en España, en 2004 en un nido de águila imperial ibérica se comprobó que durante las cebas el pollo pequeño rechazaba la comida, finalmente murió y la hembra alimento al pollo grande con su cadáver, no se observaron ataques fratricidas en ambos nidos. 

Otra especie en la que se ha observado consumo de carroña conespecifico, pero en este caso fuera de nidos es el gallinazo, en 2019 en Ecuador, en una colonia de gallinazos se observo el cadáver de un ejemplar inmaduro o adulto, con el se alimentaron al menos un ejemplar adulto.

Sobre mortalidad por lucha entre individuos conespecíficos se han observado casos en el águila imperial ibérica, la mortalidad por lucha conocida siempre afecta a hembras reproductoras asesinadas por otras hembras que se quedan en el territorio para posteriormente reproducirse, se conocen casos de mortalidad por esta modalidad de canivalismo en la Comunidad Autónoma de Madrid y en Extremadura. 

La mortalidad por fratricidio no fue valorada en la investigación realizada recientemente. La reducción de la pollada esta influenciada por las diferencias de tamaño de los pollos y la disponibilidad de alimento (Edwards y Collopy, 1983, Bortolotti, 1986, Viñuela, 1999). Para el fratricidio se han descrito dos variantes, el obligado y el facultativo. En las especies con fratricidio obligado, la muerte del pollo sucede de manera sistemática y sin que influyan factores de estrés trófico, una especie donde se ha descrito es el águila pomerana (Clanga pomarina), por el contrario el fratricidio facultativo, es cuando esta condicionado, casi siempre por estrés trófico, el cainismo facultativo ocurre en una mayor gama de especies, se ha descrito ampliamente en especies del género Aquila (Aquila chrysaetos, Aquila Adalberti, Aquila heliaca, Aquila nipalensis, etc). Con el águila imperial ibérica se ha comprobado que la presencia de cainismo esta muy condicionada con la abundancia de su principal presa, en algunas regiones donde las poblaciones de conejo se han desplomado, el cainismo a pasado de ser un fenómeno que ocurría con poca frecuencia y en años en el que las condiciones son adversas, actualmente es un fenómeno recurrente y que se desata con mucha frecuencia, y el cainismo es una de las principales causas de mortalidad de pollos durante el periodo de crecimiento (González et al. 2006).

En el trabajo (Allen, et al. 2020) apuntan a que el aumento de casos de canibalismo de los últimos años podría estar relacionado por la implementación de nuevas tecnologías para el monitoreo de nido, las cámara trampa. Sin embargo el monitoreo de nidos es una actividad importante y con una larga tradición, En algunas especies se ha comprobado que el aumento de los casos de canibalismo están relacionados con una disminución de presas. En las últimas décadas estamos asistiendo a una importante perdida de biodiversidad, algunas especies que durante el siglo pasado tenían recursos tróficos suficientes, las especies presas han decrecido y esto además de reducir el tamaño de las poblaciones de predadores, puede estar modificando su conducta trófica y puede estar provocando un aumento de comportamientos aberrantes, es este caso el canibalismo.

Se han desarrollado herramientas de manejo para paliar esta causa de mortalidad y sus resultados han sido cruciales para la recuperación de especies de rapaces e incluso alguna de ellas catalogadas como en peligro critico de extinción (Hansen, 1987, González et al. 2006). La alimentación suplementaria ha sido recomendada en situaciones de alimento disponible inadecuado o contaminados (Newton, 1979).


Cannibalism in raptors; A phenomenon on the rise?

Cannibalism is one of the least known aspects of the diet in raptors, fratricide is the one that has been most described, but there are other behaviors that encompass other types of cannibalism. Nestling and juveniles are most affected. In recent years, publications on these behaviors have increased, this increase may have been caused by an improvement in the methodology in monitoring nests, or it may be an increase in cases in response to loss of trophic resources as a consequence of the loss of biodiversity. In many species, the scarcity of trophic resources has been associated with the increase in cases of fratricide, there are management tools to reduce its impact.

Feeding strategies and prey selection are essential for the maintenance of any ecosystem and this requires a balance between predators and prey. For any predator, the choice of prey dictates its niche and habitat, in addition to conditioning its behavior, reproductive success and survival (Simmons, 1988, Newton 2010, Guil et al. 2011). Feeding, for an opportunist or generalist species, is easier since they take advantage of any opportunity that is presented to them, while specialists sometimes find it more difficult to find the appropriate resources. Species that feed on a few species or a narrow range and with a very low niche width are considered specialists.

Some species of specialist predators do not present a good state of conservation, the causes have been identified and are usually related to non-natural mortality and habitat destruction, however it has been proven that the scarcity of trophic resources is increasingly scarce. Although some threatened species are currently recovering in their conservation status, their future depends on the population dynamics of their main prey, a clear example of a species of accipitridae is the Spanish Imperial Eagle (Aquila adalberti), this species in the decade of The 70s of the last century were considered one of the 7 most threatened raptor species, then its world population did not exceed 38 breeding pairs, in 2004 there were 198 breeding pairs and in 2016 they already exceeded 500 breeding pairs in 2016 (González et al.  2008), this species bases its diet on the Wild Rabbit (Oryctolagus cuniculus). This lagomorph as a consequence of two epizootics, its populations in the Iberian peninsula decrease and therefore in the short term the future of the Iberian imperial eagle populations are subordinate to the evolution of the populations of its main prey (Sánchez et. al. 2009) . On the contrary, the opposite occurs in generalist species, species such as the Black Kite (Milvus migrans) in Eurasia and Africa, or the Black Vulture (Coragyps atratus) in South America, their populations grow exponentially, as a consequence of being favored by human activities.

Diet studies in raptors are numerous and extensive (Newton, Marquiss 1982, Mañosa 1994, Delibes 1978, Katzner et al. 2006, Sarasola et al. 2003). This type of research is essential to know important aspects of the ecology of predators and their prey. However, there are aspects described in numerous works that independently their results are not relevant, but from a global vision they present other perspectives; This occurs with cannibalism, in raptors it takes multiple forms with different evolutionary drivers and broadly speaking, it is the action of consuming individuals of the same species as food, and it is the least common strategy to obtain food (Allen, et al. 2020) .

Research covering the different forms of cannibalism in raptors with a broad and global perspective has been published (Allen, et al. 2020). This behavior has been found in numerous species of the order Accipitriformes and Falconiformes (Bortollotti et al. 1991, Steffen 1977, Negro et al. 1992, de Lecea et al. 2007, Arroyo 1997, Markham and Watts, 2007 Caro et al. 2014) to describe the cases of cannibalism, 5 situations are contemplated; fratricide, consists of the act of killing a brother; filicide, when one of the adults euthanizes one of the chickens to feed itself or to feed another chick; non-parental infanticide, when a conspecific adult kills a chicken for food; the fight between conspecific individuals, death by fight between individuals of the same species and finally the consumption of carrion between conspecific individuals, consists of eating individuals or the remains of corpses of the same species. The information on any of these 5 cases of canivalism has grown since 1970, that year it was only reported in 4 publications in North American species, while in 2010 it was reported in 10 publications in species in Europe, Asia, North America and Australia and the technique that The most widely used to describe them was the direct observation of the nests, information was also obtained through the use of camera traps, and to a lesser extent through pellet analysis (Allen, et al. 2020)

Bibliografía – References 

ALLEN, M. L., INAGAKI, A., & WARD, M. P. (2020). THE JOURNAL OF RAPTOR RESEARCH. J. Raptor Res, 54(4), 000-000.

Arroyo, B. E. (1997). Between-brood cannibalism in the Montagu’s Harrier. Journal of Raptor Research 31:390– 391.

Bortolotti, G. R., K. L. Wiebe, and W. M. Iko (1991). Cannibalism of nestling American Kestrels by their parents and siblings. Canadian Journal of Zoology 69:1447–1453. 

Caro, J., Ontiveros, D., & Pleguezuelos, J. M. (2014). Cannibalism in Bonelli’s eagle (Aquila fasciata). Journal of Raptor Research, 48(3), 292-294.

de Lecea, F. M., A. Hernando, A. Illana, and J. Echegaray (2011). Cannibalism in Eurasian Griffon Vultures Gyps

fulvus. Ardea 99:240–243.

Delibes, M. 1978: Ecología alimenticia del Águila impe- rial ibérica (Aquila adalberti) durante la crianza de los pollos en el Coto de Doñana. — Doñana Acta Verte- brata 5: 35–60. (In spanish) 

Edwards, T.C., Collopy, M.C., 1983. Obligate and facultative brood reduction in eagles: an examination of factors that influence fratricide. The Auk 100, 630–635.

Gonzalez, L. M., Margalida, A., Sanchez, R., & Oria, J. (2006). Supplementary feeding as an effective tool for improving breeding success in the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti). Biological Conservation, 129(4), 477-486.

González, L. M., Oria, J., Sánchez, R., Margalida, A., Aranda, A., Prada, L. & Molina, J. I. (2008). Status and habitat changes in the endangered Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti population during 1974–2004: implications for its recovery. Bird Conservation International, 18(3), 242-259.

Guil, F., Fernández-Olalla, M., Moreno-Opo, R., Mosqueda, I., Gómez, M. E., Aranda, A., & Margalida, A. (2011). Minimising mortality in endangered raptors due to power lines: the importance of spatial aggregation to optimize the application of mitigation measures. PLoS One

Hansen, A.J., 1987. Regulation of bald eagle reproductive rates in Southeast Alaska. Ecology 68, 1387–1392.

Katzner, T.E., Bragin, E.A., Knick, S.T. & Smith, A.T. 2006: Spatial structure in diet of imperial eagles Aquila heliaca in Kazakhstan. — Journal of Avian Biology 37: 594–600. 

Markham, A. C., and B. D. Watts (2007). Documentation of infanticide and cannibalism in Bald Eagles. Journal of Raptor Research 41:41–45.

Mañosa, S. 1994: Goshawk diet in a Mediterranean area of northeastern Spain. — Journal of Raptor Research 28: 84–92.6(11), e28212.  

Meyburg, B. U. (1987). Clutch size, nestling aggression and breeding success of the Spanish imperial eagle. British Birds, 80(7), 308-320.

Negro, J. J., J. A. Donazar, and F. Hiraldo (1992). Kleptoparasitism and cannibalism in a colony of Lesser Kestrels (Falco naumanni). Journal of Raptor Research 26:225–228.

Newton, I. & Marquiss, M. 1982: Food, predation and breading season in Sparrowhaks. — Journal of Zool- ogy 197: 221–240.  

Newton, I., 1979. Population ecology of raptors. Berkhamsted. Poyser, London.

Sánchez, R., Margalida, A., Mariano González, L., & Oria, J. (2009). Temporal and spatial differences in the feeding ecology of the Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti during the non-breeding season: effects of the rabbit population crash. Acta Ornithologica, 44(1), 53-58. 

Sarasola, J.H., Santillán, M.A. & Galmes, M.A. 2003: Food habits and foraging ecology of American kes- trels in the semiarid forests of central Argentina. — Journal of Raptor Research 32: 236–243. 

Steffen, J. F. (1977). Cannibalism in adult nesting Red- tailed Hawks. The Auk 94:593–594. 

Viñuela, J., 1999. Sibling aggression, hatching asynchrony, and nestling mortality in the black kite (Milvus migrans). Behavioural Ecology and Sociobiology 45, 33–45.

Uso del hábitat de caza y comportamiento de alimentación del águila imperial ibérica

El uso del hábitat de caza y el comportamiento de alimentación de un ave de presa es fundamental para entender procesos importantes de su ecología. El tipo de hábitat mas utilizado es la dehesa y los mamíferos son las presas que selecciona con mayor frecuencia. Generalmente se alimentan en solitario donde mayor éxito de caza tienen es en las zonas con menor densidad de vegetación, tanto arbórea como arbustiva, se alimenta con mayor frecuencia de aves cuando busca su comida en zonas de bosque cerrado, en ellos caza más en vuelo sobre el dosel. En cuanto al éxito de caza con su presa favorita no aumenta el éxito de caza en relación con el habitat.    

Text in English after Spanish

Descarga el Post en PDF, con muchas imágenes e información complementaria Download the Post in PDF, with many images and complementary information.

El estudio de la dieta es imprescindible para comprender la biología y la ecología de cualquier especie. En el caso del águila imperial ibérica (Aquila adalberti) la mayoría de las investigaciones sobre este aspecto, se centran en la dieta (Valverde 1967, Garzón 1973, Delibes 1978, Veiga et al. 1984, González 1991, Castaño 2005, Sánchez et al. 2009). Sin embargo los trabajos para comprender la dieta de esta especie endémica de la peninsula ibérica son escasos, se han comparado los distintos métodos utilizados para evaluar la dieta (Sánchez et al 2008). Estos autores compararon la evaluación de la dieta durante el periodo de reproducción mediante la observación directa, el ánalisis de egagrópilas, de restos de presas y mediante datos agrupados, es decir egagrópilas mas restos. Encontraron diferencias significativas entre los distintos métodos, además de sesgos importantes. Como conclusión comprobaron que cuando se evaluó la dieta a través del análisis de presas las aves se sobrestimaron y los mamíferos se subestimaron. También comprobaron que cuando estos trabajos se evaluó la dieta a través de los datos agrupados se encontraron sesgos importantes, también sobrestimaron a las aves y subestimaron a los mamíferos, este método fue utilizado para la evaluación de la dieta en Doñana (Valverde 1967, Delibes 1978). El mejor método indirecto sustitutivo a la observación directa fue, el ánalisis de egagrópilas que fue utilizado por (González 1991, Castaño 2005, Sánchez et al. 2009).

Águila imperial ibérica portando una liebre / Iberian imperial eagle carrying a Hare Photography: Roberto Sanchez ©

Los trabajos enfocados a conocer el comportamiento de forrajeo son escasos, las primeras referencias a este comportamiento aparecen en (Valverde, 1967), en este trabajo describe las técnicas de caza utilizadas por las águilas pero apenas hay referencias al habitat y la éxito de caza.  Actualmente el único trabajo que estudia en profundidad el comportamiento de forrajeo.

Todos los trabajos coinciden que el conejo de campo (Oryctolagus cuniculus) es la presa principal del águila imperial ibérica (Valverde 1967, Delibes 1978, González 1991, Sánchez et al. 2009). Sobre el origen de esta especie se sugiere que fue como consecuencia de la sedentarización de ejemplares de águila imperial oriental al adaptarse al ecosistema mediterrananeo, al especializarse en en la captura del Conejo de campo abundante todo el año (González, 2008).  Algo similar sucedió con el Lince ibérico (Linx pardina), especie de felino endémica de la peninsula ibérica.

Arriba conejo de campo en la boca de la madriguera, abajo a la izquierda águila imperial ibérica transportando un conejo de campo y abajo a la derecha lince ibérico capturando un conejo. / Above Wild Rabbit in the mouth of the burrow, below left Spanish Imperial Eagle carrying a field rabbit and below right Iberian Lynx capturing a rabbit.
Photography: Roberto Sánchez  ©

Sobre el uso del habitat, fue descrito para los reproductores (Fernandez et al. 2010). En este trabajo se describen las zonas de reproducción y las áreas de campeo, ademas del comportamiento territorial. Describieron por primera vez este comportamiento, para ello marcaron 8 ejemplares reproductores y se realizó seguimiento continuo a lo largo del año.

Superficie de los territorios 

En este trabajo ya se describieron por primera vez la superficie de un territorio reproductor de águila imperial ibérica. La mediana de las áreas de campeo durante la época de cría 28,008 has y de 10,504 has durante el periodo no reproductor. Las mayoría de las áreas centrales de campeo obtenidas tenían mayores superficies durante la época de cría que en la de no cría, la mediana de las áreas centrales de campeo fue de 4.115 has durante la época de cría y 1989 has durante la época de no-cría, su extensión a la superficie total del territorio representan el 15% y un 10% respectivamente (Fernandez et al. 2010). Los autores de este trabajo encontraron diferencias de tamaño entre cada territorio y sugieren que el tamaño de los territorios varia dependiendo la densidad del conejo, a mayor densidad menor tamaño y viceversa (Fernandez et al. 2010).

Defensa territorial

El águila imperial defiende el territorio de manera constante y a lo largo del año, ambos sexos participan y se realizaron en las áreas centrales del territorio, donde estaba ubicado el nido (94.2%) de los eventos de defensa observados y el resto en los extremos de los territorios. La mayoría de vuelos y acciones de caza se registraron en las denominados como cazadores cercanos, están situados dentro de las denominadas áreas de campeo centrales o contiguo a estas (Fernandez et al. 2010). Fuera del periodo de cría las águilas utilizaron los denominados territorios de caza alejados, estos estaban más alejados del nido (entre 16.2 km y 28.9 km). Ambas zonas de caza se diferencian principalmente por que en el primer caso, los cazadores cercanos, son defendidos intensamente y no se solapan entre sí, mientras que en los cazadoeros lejanos no se observaron vuelos de display ni comportamiento territorial y se pueden solapar los de distintas parejas entre si (Fernandez et al. 2010).

 Uso del Habitat

Las zonas de caza se han estudiado en una investigación reciente (Margalida et al. 2017), este trabajo esta basado en 466 observaciones directas de acciones de forrajeo por individuos de diferentes grupos de edad de águila imperial ibérica. Una de las variables estudiadas por estos autores fue el tipo de paisaje y su influencia sobre la caza

Un primer resultado fue que el tipo de paisaje influye sobre el éxito en los ataques, el éxito de caza encontrado fue menor en las zonas de paisaje con vegetación cerrada que en paisajes abiertos y con poca cobertura vegetal (Margalida et al. 2017).

A grandes rasgos las águilas se alimentan en  cuatro tipos de habitat en base a su cobertura vegetal, en zonas adehesadas, en zonas boscosas, en zonas desarboladas y en zonas humanizadas. El paisaje donde más ataques fueron observados fue en las zonas de dehesa, aquí se observo el 42.7%, después en las zonas desarboladas con el 36.9%, en las zonas de bosque se observaron un 19.3% y finalmente en zonas humanizadas un 1.0% de los ataques

 Hábitat de dehesa 

En las dehesas el 57.2% de los ataques fuera acciones de caza en vuelo o desde posadero, mientras que el 42,7% fueron acciones de carroñeo, si se encontraron diferencias significativas entre ellas (χ  = 4.226, df = 2,  p = 0,03). En este tipo de paisaje seleccionaron con mayor frecuencia mamíferos (69,3%), aves (22,8%) y reptiles (4,39%), si se encontraron diferencias significativas entre estas clases de presas      (χ2 = 79.327, df=3, p= < 0.001).  

En cuanto al éxito en los ataques, en general en este paisaje fue del 66.3% si se encontraron diferencias estadísticamente significativas (χ = 21.23, df = 1, p = 0,004). Por grupos de presas el mayor porcentaje de éxito lo obtuvieron en los Reptiles (100%),  

 seguidos de los mamíferos (65.6%)  y de las aves (53.6%), se encontraron diferencias estadísticamente significativas entre el éxito de caza en  los 3 grupos de presas (χ  = 16.681, df=1, p= < 0.001).

Hábitat desarbolado 

En las zonas desarboladas el 66.2 % de los ataques fuera acciones de caza en vuelo o desde posadero, mientras que el 33,7% fueron acciones de carroñeo, si se encontraron diferencias significativas entre ellas (χ  = 18.233, df = 2,  p = <0,001). En este tipo de paisaje seleccionaron con  mayor frecuencia mamíferos (76.3%), aves (23.6%) y reptiles (6.6%), si se encontraron diferencias significativas entre estas clases de presas     (χ2 = 89.895, df=3, p= < 0.001).

En cuanto al éxito en los ataques, en general en este paisaje fue del 59.8% si se encontraron diferencias estadísticamente significativas (χ = 21.23, df = 1, p = 0,004). Por grupos de presas el mayor porcentaje de éxito lo obtuvieron en los Reptiles (100%),  seguidos de los mamíferos (61,9%)  y de las aves (41,9%), se encontraron diferencias estadísticamente significativas entre el éxito de caza en  los 3 grupos de presas (χ  = 6.368, df=1, p= < 0.01). 

Hábitat de Bosque

En las zonas de bosque el 41.1% de los ataques fuera acciones de caza en vuelo o desde posadero,  mientras que el 58.9% fueron acciones de carroñeo, si se encontraron diferencias significativas entre ellas (χ  = 2.8444, df = 2,  p = 0,09). En este tipo de paisaje seleccionaron con mayor frecuencia aves (91.8%) mamíferos  (8.11%) y reptiles (0.0%), si se encontraron diferencias significativas entre estas clases de presas     (χ2 = 25.973, df=3, p= < 0.001).

En cuanto al éxito en los ataques, en general en este paisaje fue del 70,0% si se encontraron  diferencias estadísticamente significativas (χ = 33.923, df = 1, p = < 0,001). Por grupos de presas el mayor porcentaje de éxito lo obtuvieron en los mamíferos (96.1%),  seguidos de las aves (35.9%) en este tipo de habitat nunca atacaron a reptiles, se encontraron diferencias estadísticamente significativas entre el éxito de caza en  los 3 grupos de presas (χ  = 14.4, df=1, p= < 0.001).  

Éxito obtenido en la caza del conejo

El éxito de caza con el conejo no aumenta dependiendo del habitat (χ  = 2.1879, df=1, p= < 0.13), podría ser una respuesta estratégica de de defensa que está especie ha desarrollado, independientemente del tipo de hábitat.

Comportamiento de caza

Las águilas imperiales, normalmente cazan en solitario, si bien en ocasiones pueden cazar colectivamente, cuando son reproductores en compañía de su pareja y cuando son ejemplares no reproductores acompañados de otros ejemplares, a veces del mismo sexo. Los ejemplares no reproductores en general son más gregarios y menos territoriales que los individuos reproductores, esto también le afecta al  comportamiento de alimentación. Esto esta relacionado con la capacidad de obtener el alimento, alimentarse en grupo es una estrategia para obtener la energía necesaria en el menor tiempo posible, en las zonas de dispersión a menudo se alimentan los juveniles de las mismas presas aunque a veces de manera no simultánea. 

Los ejemplares reproductores en el 86.4% de las ocasiones se observaron alimentándose solos, mientras que en el 13.5% lo hacían en pareja, los inmaduros no reproductores se alimentaron en solitario en el 79.1% y en el 20.9% de las ocasiones colectivamente y los juveniles en el 64.7% de las ocasiones se alimentaron en solitario y en el 35.5% colectivamente (χ  = 150.21, df=1, p= < 0.001)

Citar como / Cite as: Sánchez, R. 2020. Uso del hábitat de caza y comportamiento de forrajeo del águila imperial ibérica. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 58.

Sánchez, R. 2020. Use of hunting habitat and foraging behavior of the Spanish Imperial Eagle. Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 58.

Use of hunting habitat and foraging behavior of the Spanish Imperial Eagle

The use of the hunting habitat and feeding behavior of a bird of prey is critical to understanding important processes in its ecology. The type of habitat most used is the pasture and mammals are the prey that it selects most frequently. Generally they feed alone where they have the greatest hunting success is in areas with less vegetation density, both arboreal and shrub, they feed more frequently on birds when looking for their food in areas of closed forest, where they hunt more in flight over the canopy. Hunting success with your favorite prey does not increase hunting success in relation to habitat.

The study of diet is essential to understand the biology and ecology of any species. In the case of the Spanish Imperial Eagle (Aquila adalberti), most of the research on this aspect focuses on diet (Valverde 1967, Garzón 1973, Delibes 1978, Veiga et al. 1984, González 1991, Castaño 2005, Sánchez et al. . 2009). However, studies to understand the diet of this endemic species of the Iberian Peninsula are scarce, the different methods used to evaluate the diet have been compared (Sánchez et al. 2008). These authors compared the evaluation of the diet during the reproduction period through direct observation, pellet analysis, prey remains and through grouped data, that is pellets plus remains. They found significant differences between the different methods, as well as significant biases. As a conclusion, they found that when the diet was evaluated through the prey analysis, the birds were overestimated and the mammals were underestimated. They also verified that when these studies diet was evaluated through pooled data, significant biases were found, they also overestimated birds and underestimated mammals, this method was used for the evaluation of diet in Doñana (Valverde 1967, Delibes 1978 ). The best indirect substitute method for direct observation was the pellet analysis that was used by (González 1991, Castaño 2005, Sánchez et al. 2009).

The works focused on knowing the foraging behavior are scarce, the first references to this behavior appear in (Valverde, 1967), in this work he describes the hunting techniques used by eagles but there are hardly any references to the habitat and hunting success. Currently the only work that studies foraging behavior in depth.

Adulto de águila imperial en vuelos de caza en una dehesa extremeña / Adult of the imperial eagle on hunting flights in an Extremadura dehesa.
Photography: Roberto Sánchez ©

All studies agree that the field rabbit (Oryctolagus cuniculus) is the main prey of the Spanish Imperial Eagle (Valverde 1967, Delibes 1978, González 1991, Sánchez et al. 2009). Regarding the origin of this species, it is suggested that it was as a consequence of the sedentarization of specimens of the eastern imperial eagle when adapting to the Mediterranean ecosystem, by specializing in capturing the abundant Field Rabbit all year round (González, 2008). Something similar happened with the Iberian lynx (Linx pardina), a species of feline endemic to the Iberian Peninsula.

On the use of the habitat, it was described for the reproducers (Fernandez et al. 2010). In this work, the breeding areas and range areas are described, in addition to the territorial behavior. They described this behavior for the first time, for which they marked 8 reproductive specimens and continuous monitoring was carried out throughout the year.

Area of the territories

In this work, the surface of a breeding territory of the Spanish Imperial Eagle was already described for the first time. The median of the grazing areas during the breeding season is 28,008 hectares and 10,504 hectares during the non-reproductive period. The majority of the central range areas obtained had larger areas during the breeding season than in the non-breeding season, the median of the central range areas was 4,115 ha during the breeding season and 1989 ha during the non-breeding season. breeding, its extension to the total surface of the territory represents 15% and 10% respectively (Fernandez et al. 2010). The authors of this work found differences in size between each territory and suggest that the size of the territories varies depending on the density of the rabbit, the higher the density, the smaller the size and vice versa (Fernandez et al. 2010).

Territorial defense

The imperial eagle defends the territory constantly and throughout the year, both sexes participate and were carried out in the central areas of the territory, where the nest (94.2%) of the observed defense events was located and the rest in the extremes of the territories. Most of the flights and hunting actions were recorded in the so-called nearby hunters, they are located within the so-called central range areas or adjacent to them (Fernandez et al. 2010). Outside of the breeding period, the eagles used the so-called remote hunting territories, these were further away from the nest (between 16.2 km and 28.9 km). Both hunting areas differ mainly because in the first case, nearby hunters are intensively defended and do not overlap each other, while in distant hunters no display flights or territorial behavior were observed and those of different couples with each other (Fernandez et al. 2010).

Use of Habitat

The hunting areas have been studied in a recent investigation (Margalida et al. 2017), this work is based on 466 direct observations of foraging actions by individuals of different age groups of the Spanish Imperial Eagle. One of the variables studied by these authors was the type of landscape and its influence on hunting.

A first result was that the type of landscape influences the success of the attacks, the hunting success found was lower in landscape areas with closed vegetation than in open landscapes and with little vegetation cover (Margalida et al. 2017).

Large features, eagles feed in four types of habitats based on their vegetation cover, in grassy areas, in wooded areas, in treeless areas and in humanized areas. The landscape where more attacks were observed was in the dehesa areas, here 42.7% were observed, then in the deforested areas with 36.9%, in the forest areas 19.3% were observed and finally in humanized areas 1.0% of The attacks.

Dehesa habitat

In the pastures, 57.2% of the attacks were hunting actions in flight or from a perch, while 42.7% were scavenging actions, if significant differences were found between them (χ = 4.226, df = 2, p = 0 , 03). In this type of landscape they selected mammals (69.3%), birds (22.8%) and reptiles (4.39%) more frequently, if significant differences were found between these classes of prey (χ2 = 79.327, df = 3, p = <0.001).

Regarding the success of the attacks, in general in this landscape it was 66.3% if statistically significant differences were found (χ = 21.23, df = 1, p = 0.004). By groups of prey, the highest percentage of success was obtained in Reptiles (100%), followed by mammals (65.6%) and birds (53.6%), statistically significant differences were found between hunting success in the 3 groups of prey (χ = 16.681, df = 1, p = <0.001).

Treeless habitat

In the deforested areas, 66.2% of the attacks were hunting actions in flight or from a perch, while 33.7% were scavenging actions, if significant differences were found between them (χ = 18,233, df = 2, p = <0.001). In this type of landscape, they selected mammals (76.3%), birds (23.6%) and reptiles (6.6%) more frequently, if significant differences were found between these classes of prey (χ2 = 89.895, df = 3, p = <0.001 ).

Juvenil prospectando en una zona desarbolada /  Juvenile prospecting in a wooded area. Photography: Roberto Sánchez ©.

Regarding the success in the attacks, in general in this landscape it was 59.8% if statistically significant differences were found (χ = 21.23, df = 1, p = 0.004). By groups of prey, the highest percentage of success was obtained in Reptiles (100%), followed by mammals (61.9%) and birds (41.9%), statistically significant differences were found between hunting success in the 3 groups of prey (χ = 6.368, df = 1, p = <0.01).

Forest Habitat

In forest areas, 41.1% of the attacks were hunting actions in flight or from a perch, while 58.9% were scavenging actions, if significant differences were found between them (χ = 2.8444, df = 2, p = 0 , 09). In this type of landscape, birds (91.8%) mammals (8.11%) and reptiles (0.0%) were selected more frequently, if significant differences were found between these classes of prey (χ2 = 25.973, df = 3, p = <0.001).

Regarding the success in the attacks, in general in this landscape it was 70.0% if statistically significant differences were found (χ = 33.923, df = 1, p = <0.001). By groups of prey, the highest percentage of success was obtained in mammals (96.1%), followed by birds (35.9%) in this type of habitat never attacked reptiles, statistically significant differences were found between hunting success in the 3 groups of prey (χ = 14.4, df = 1, p = <0.001).

Success obtained in rabbit hunting

Hunting success with rabbits does not increase depending on the habitat (χ = 2.1879, df = 1, p = <0.13), it could be a strategic defense response that this species has developed, regardless of the type of habitat.

Hunting behavior

Spanish Imperial Eagles normally hunt alone, although sometimes they can hunt collectively, when they are reproductive in the company of their partner and when they are non-reproductive specimens accompanied by other specimens, sometimes of the same sex. Non-breeding specimens in general are more gregarious and less territorial than breeding individuals, this also affects their feeding behavior. This is related to the ability to obtain food, feeding in groups is a strategy to obtain the necessary energy in the shortest possible time, in the dispersal areas the juveniles of the same prey often feed although sometimes not simultaneously .

The reproductive specimens in 86.4% of the occasions were observed feeding alone, while in 13.5% they did so in pairs, the non-reproductive immature ones fed alone in 79.1% and in 20.9% of the occasions collectively and the juveniles in 64.7% of the occasions they fed alone and in 35.5% collectively (χ = 150.21, df = 1, p = <0.001).

Bibliografia / References 

Castaño, J. P. (2005). El Águila Imperial en Castilla-la Mancha. Estatus, Ecología y Conservación. Edición del autor, Toledo.  

Delibes M. 1978. [Feeding ecology of the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti) during the chick-rearing in the Coto of Doñana]. Doñana Acta Vertebr. 5: 35–60. 

Fernández, M., Oria, J., Sánchez, R., Mariano Gonzalez, L., & Margalida, A. (2009). Space use of adult Spanish imperial eagles Aquila adalberti. Acta Ornithologica, 44(1), 17-26.

Garzón J. 1973. [Contribution to the study of the status, feed-ing and protection of the Falconiformes in central Spain].  Ardeola 19: 279–330.

Margalida, A., Colomer, M., Sánchez, R., Sánchez, F. J., Oria, J., & González, L. M. (2017). Behavioral evidence of hunting and foraging techniques by a top predator suggests the importance of scavenging for preadults. Ecology and evolution, 7(12), 4192-4199.

Sánchez, R., Margalida, A., González, L. M., & Oria, J. (2008). Biases in diet sampling methods in the Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti.  

Valverde J. A. 1967. [Structure of a land vertebrate community]. Monografia No 1 Estación Biológica de Donana. CSIC, Sevilla. 

Veiga, J.P., Alonso, J.C. and Alonso, J.A. (1984). Sobre la población de Aguilas Imperiales (Aquila heliaca adalberti) de la Sierra de Guadarrama. Pp. 54-59 in: CRPR (1984). Rapinyaires Mediterranis II. Centre de Recerca i Protecció de Rapinyaires, Barcelona, Spain.

¿Los suplementos de posada influyen en el riesgo de electrocución de las rapaces diurnas?

La electrocución en líneas de distribución eléctricas es una de las causas globales de mortalidad de aves rapaces, su resolución o la reducción es uno de los objetivos de todos los equipos de trabajo. En los últimos años las compañías eléctricas se están implicando en la resolución del problema aplicando numerosas medidas para llegar a este objetivo. Sin embargo a menudo se implementan medidas que su eficacia no ha sido comprobada y las compañías invierten importantes recursos. Monitorear su eficacia debe de ser prioritario al igual que diseñarlas correctamente. Muchas veces estas no son las medidas adecuadas para las especies objetivos y no se obtienen los resultados esperados.

Text in English after Spanish

La electrocución de aves en líneas eléctricas tiene un gran impacto en la conservación de algunas especies  aves rapaces en muchas partes del mundo, afectando a un gran número de especies (Janss 2000). Esta es  la principal causa de mortalidad las especies más amenazadas, como el águila imperial ibérica  (Aquila adalberti) y el águila de Bonelli (Aquila fasciata) (Real et al. 2001; González et al. 2007). La gravedad del impacto depende de muchos aspectos, del tamaño de las aves (Janss 2000), el hábitat circundante (Mañosa 2001), las características técnicas del apoyo (Hernández-Lambraño et al.2018), la disponibilidad de alimentos (Guil et al. . 2011), y ubicación espacial (Pérez-García et al. 2011).

Para minimizar la electrocución se han implementado numerosas técnicas, que implican principalmente la modificación de las características técnicas del Apoyo, un proceso conocido como retroadaptación (Chevallier et al. 2015). Hay muchas formas de adaptar un apoyo. Los métodos más efectivos implican modificaciones estructurales (Tintó et al. 2010), pero tienen un alto coste para las compañías. El aislamiento puede ser más moderado en términos de costo y efectividad (Lehmann et al. 2010) y otras prácticas, como la instalación de suplementos de posada(Dwyer et al. 2016) o dispositivos anti-posada.

Recientemente se ha publicado una investigación  en Avian Research sobre el uso de los suplementos de posada en líneas eléctricas de distribución (Sánchez et. al. 2020). Entre diciembre de 2015 y agosto de 2018 se prospectaron líneas eléctricas de distribución en cuatro distritos de Portugal continental (Beja, Évora, Portalegre y Castelo Branco). Se realizó un seguimiento  periódico de 1018 apoyos eléctricos de 52 líneas diferentes con apoyos de diseño GAL. Durante este trabajo se comprobó que individuos de 14 especies de rapaces utilizaron los se posaban en ellos. Los objetivos de esta investigación fueron, determinar si tenían una muestra adecuada de las aves reproductoras, qué factores impulsan el uso de apoyos con suplementos de posada (en comparación con los apoyos sin posaderos suplementarios), si esos factores afectan a todos los grupos de aves rapaces diurnas de manera similar y si hay diferencias en el riesgo percibido de rapaces diurnas entre apoyos con y sin posaderos suplementarios.

Fotografía 1: ejemplar inmaduro de águila culebrera  (Circaetus gallicus) en vuelo, en esta especie se ha comprobado la eficacia de los suplementos de posada. Photograph 1: immature specimen of Short-toed Snake-Eagle (Circaetus gallicus) in flight, the effectiveness of perching supplements has been verified in this species.

Portugal a diferencia de España tiene una importante ventaja, la presencia de un único operador eléctrico facilita la resolución del problema, esto implica un menor gama de diseños de poste lo que conlleva una simplificación en la resolución del problema. El estudio se ha enfocado en la observación de los lugares de posada de las rapaces de un único tipo de apoyos (diseño GAL), este es el más representativo en las líneas eléctricas del área de estudio y se ha centrado en buscar diferencias en el uso de los suplementos de posada comparando las zonas de posada en los apoyos con y sin suplemento. De los 1018 apoyos revisados, el 50,7% tenían instalado suplementos de posada (fotografía 2 )

Se observó que 14 especies utilizaban apoyos eléctricos como posaderos y se obtuvieron 548 observaciones de ejemplares posados en apoyos, solo 6 mostraron un número relevante de posadas (más de 10, en ambos apoyos con y sin posaderos suplementarios): buitre leonado (Gyps fulvus),  águila imperial ibérica (Aquila adalberti), águila  culebrera (Circaetus gallicus), Ratonero común (Buteo buteo), Elanio azul (Elanus caeruleus) y cernícalo vulgar (Falco tinnunculus), en el resto de especies las posadas en apoyos fueron esporádicas. Hay que destacar la ausencia de registros de águila real (Aquila chrysaetos) una especie muy escasa en el área de estudio y la mayoría de nidos  conocidos están alejados de las carreteras. En cuanto a la presencia de jóvenes en dispersión, solo se registran aves con cierta regularidad en el distrito de Beja.  A diferencia de España en Portugal muchas líneas transcurren paralelas y a poca distancia a carreteras y pistas forestales y son minoritarias las que transcurren monte a través.

Fotografía 2: Ejemplar adulto de águila imperial ibérica (Aquila adalberti) utilizando suplemento de posadero.
Photograph 2: Adult specimen of the Iberian imperial eagle (Aquila adalberti) using an innkeeper supplement. (R. Sánchez 2017 ©)

 Cuando se comparo el en que parte del armado se posan más las distintas especies de rapaces y las diferencias de uso entre apoyos con y sin posadero suplementario. Los modelos mostraron una

fuerte influencia de las condiciones de observación y un importante efecto especifico en el uso de suplementos de posada cuando estaban disponibles; hay especies con una mayor tendencia a utilizarlos mientras que en otras su uso es ocasional. 

Uno de los hallazgos de esta investigación fue la influencia de las variables meteorológicas sobre su uso, las principales diferencias se basaron en las  condiciones del viento, que tendieron a ser más altas para posadas en apoyos con suplementos de posada, y significativamente más altos para las águilas grandes. Especies como el águila culebrera, el elanio azul y el Ratonero común los utilizaron con mayor frecuencia siempre que estos suplementos estaban disponibles. También se encontró que la temperatura promedio fue mayor para las posadas en apoyos sin suplemento en comparación con las posadas en apoyos con suplementos.

En cuanto a la percepción del riesgo de electrocución en apoyos con y sin suplemento, para la mayoría de los análisis, el riesgo percibido fue menor para los ejemplares  posados sobre  suplementos de posada en comparación con aquellos que se posaban en otras partes del armado. El análisis de la frecuencia del uso o no de los suplementos de posada  por aves juveniles e inmaduros, reveló diferencias entre especies, para este ánalisis se utilizaron las observaciones de tres especies de grandes águilas, águila culebrera, águila imperial ibérica y águila de Bonelli y se encontró que el uso de suplementos de posada por parte del águila imperial ibérica y águila de Bonelli fue esporádico.

Fotografía 3: Águila imperial  (Aquila adalberti) hembra, posada en apoyo sin suplemento de posada, hembra.
Photograph 3: Female Spanish Imperial Eagle (Aquila adalberti), perched on support with no perch supplement, female. R. Sánchez 2017 ©

Los resultados de esta investigación muestran que el uso de  suplementos de posada en apoyos eléctricos pueden ser una herramienta útil y eficiente para mitigar la electrocución de las aves rapaces, sin embargo hay muchos factores que influyen en su uso por parte de las compañías eléctricas.

A pesar de que estos resultados muestran un fuerte componente específico, también hay aspectos comunes. Por ejemplo, todos los grupos y especies de aves tienden a posarse en apoyos con suplementos de posada en días más ventosos y fríos. Tras un ánalisis del uso en base al horario, los suplementos de posada fueron utilizados con una mayor frecuencia al mediodía que en otras franjas horarias, esto podría indicar que su uso este más relacionado con la actividad de la caza, mientras que cuando el uso está más relacionada con el comportamiento de descanso, utilizan otras partes del armado o torretas sin suplementos.

Aunque en esta investigación se revelan aspectos interesantes sobre el uso de los suplementos de posada, los autores consideran que se necesita de más investigaciones para comprender aún mejor el uso de los suplementos de posada. Que su diseño es importante ya que las rapaces tienden a usarlos con mayor frecuencia en los días más ventosos y aunque  las diferencias encontradas no fueron  significativas en los días con mayor humedad ambiente se observaron con mayor frecuencia posados sobre suplementos de posada. Por ello en su diseño, los materiales y las formas deben de ser importantes, además un diseño correcto es esencial para una estructura de larga duración (Dwyer et al. 2020).

Los diferentes modelos utilizados en esta investigación revelaron que determinadas especies utilizaban con una mayor frecuencia los suplementos de posada que otras, como ya vimos los usan más frecuentemente el águila culebrera y elanio azul, sin embargo especies como el águila de Bonelli y el cernícalo vulgar apenas los utilizaban. Los investigadores creen que podría estar relacionado con una mayor adaptabilidad a las condiciones climáticas a favor de las especies  migratorias (Blanco, com. Pers.). Por otro lado las especies de aves rapaces sin un tarso emplumado probablemente tengan un mejor sistema de termorregulación que las que tiene los tarsos emplumados (Mosher y White 1978). También puede haber aspectos de coloración en juego, ya que los morfos más oscuros presentan una reflectancia más baja y un exceso de temperatura más alto cuando se irradian que los morfos pálidos (Roulin 2004), El águila culebrera y elanio azul son más pálidos que el águila de Bonelli  o cernícalo vulgar, además el águila culebrera tiene los tarsos sin  emplumar, lo cual le facilita la termorregulación. Por lo tanto, las variables climáticas y específicas pueden estar interrelacionadas.

Fotografías 4, 5, 6, 7. Ratonero común (Buteo buteo) y Águila culebrera (Circaetus gallicus) posadas en complemento de posado. Ratonero común y Águila imperial Ibérica (Aquila adalberti) posadas en B3 y B2.   
Photographs 4, 5, 6, 7. Common buzzard (Buteo buteo) and Short-toed Snake-Eagle (Circaetus gallicus) perched on perch snap. Common buzzard and Iberian imperial eagle (Aquila adalberti) perched on B3 and B2. R. Sánchez 2017

  En el caso de los juveniles y adultos de grandes águilas, los juveniles de águila imperial ibérica y águila de Bonelli nunca usaron los suplementos de posada. Es posible que los individuos adultos tiendan a posarse en posaderos más altos y visibles, esto podría estar relacionado, como un comportamiento territorial (Mahaffy y Frenzal 1987; Turrin y Watts 2014). Una explicación complementaria, basada en la experiencia, podría estar relacionada con que las suplementos de posada sean menos estables que la cruceta. Esto podría explicar en parte por qué las clases de edad inmaduras se encuentran entre las más vulnerables a la electrocución (Real et al. 2001; González et al. 2007).

 La eficacia de los disuasorios de posada y los  suplementos de posada como herramienta de mitigación ha sido ampliamente discutida (Harness y Garret 1999; Janss y Ferrer 1999; Dwyer et al. 2016; Dixon et al. 2018), pero la mayoría de los estudios solo se han centrado en la presencia de mortalidad . El efecto parece variar mucho entre los estudios, algunos de ellos informan tasas de electrocución aún más altas que en los postes no adaptados (Pérez-García et al.2019). Este estudio algunos de los factores que condicionan el uso de  suplementos de posado. También puede existir muchos factores que influyen en la eficiencia de los disuasorios de posada. Por lo tanto, el objetivo debe ser establecer un protocolo común para evaluar la eficacia de la mitigación. Esto puede ayudar a desenredar los factores que determinan las medidas exitosas y aumentar la coordinación entre los estudios. Esto también debería reducir el costo de implementación de medidas eficientes, e incluso reducir las extinciones locales de aves que usan este tipo de estructuras. 

A modo de conclusión de esta investigación;  las suplementos de posada reducen el riesgo de electrocución. Sin embargo, los resultados no son homogéneos entre las especies. Además, algunas de las especies que parecen rechazar su uso están muy afectadas por la electrocución (Real et al. 2001). la temperatura es un factor que limita el uso de suplementos de posada de apoyo, como lo sugieren sus resultados, el uso de suplementos de posada como una medida genérica en áreas cálidas podría ser ineficaz para una amplia gama de especies. Con el aumento de las temperaturas como resultado del cambio climático (Trigo y Palutik de 1999), esta medida podría volverse ineficaz para muchas especies en el área de estudio.

Fotos 8; El Elanio azul (Elanus caeruleus) selecciona con frecuencia las zonas más altas de los árboles como posadero, al igual que ocurre en las torretas eléctricas.
Photos 8; The Black-winged Kite (Elanus caeruleus) frequently selects the highest areas of the trees as an innkeeper, just as it happens in electrical turrets. R. Sánchez 2015 ©.

En el caso del águila imperial ibérica, se ha demostrado que la mortalidad por electrocución tiene un mayor impacto en la población no reproductora en comparación con los individuos reproductores (territoriales) (González et al. 2007). Los diseños de suplementos analizados en el estudio serían más efectivos en áreas de reproducción donde existe un riesgo de mortalidad para los individuos reproductores. Sería útil diseñar suplementos de posada que sean aceptadas por aves reproductoras y juveniles (no reproductoras). Hay muchos factores que condicionan el uso de posaderos suplementarios. Por lo tanto, el objetivo debe ser establecer un protocolo común para evaluar la eficacia de la mitigación como una solución práctica para diversas especies.

Ejemplo de aplicación; El Ratonero común en Portugal insular.

El Ratonero común es uno de  accipitriformes mas grandes de macaronesia, esta presente en  el archipiélago de las Canarias, archipiélago de las  Madeira y en el archipiélago de las Azores.  En Canarias, esta la subespecie B. b. Insularun (Orta et. al. 2020), su población se estima entre 430 – 445 parejas (Quilis et al. 1993), en las islas Medeira se considera una especie con tendencia estable, con una densidad de 0,55 ejemplares/Km2. (Jansen 2012). Mientras que para las azores donde está la subespecie endémica B. b. Rothschildi (Orta et. al. 2020). En la isla de San Miguel es donde la especie es más abundante, mientras que en la graciosa menos. 

En San Miguel el Ratonero común, sin embargo las densidad no es regular, siendo más escaso en áreas humanizadas que en áreas naturales (Lopes et al. 2019), esto podría estar provocado por la mortalidad en líneas eléctricas, que obviamente son más en las zonas humanizadas. La electrocución representa una de las causas de mortalidad de la especie en estás islas por lo que  la implementación de medidas correctoras como la instalación de suplementos de posadapuede ser muy importante para la conservación de esta rapaz, que por su condición de ser la rapaz terrestre, su papel para mantener el equilibrio ecológico del archipiélago, es fundamental. Su escasez o extinción puede influir sobre la moderación del propio paisaje de las islas.

En el trabajo realizado en Portugal continental (Sánchez et al. 2020), se encontraron diferencias estadísticamente significativas entre el uso y no uso de los posaderos suplementarios, cuando los apoyos tenían suplementos de posadautilizaban con mayor frecuencia los suplementos de posadaque otras zonas del armado, por ello el Ratonero común se encuentra entre las especies beneficiadas por la implementación de medidas como está. 

Citar como / Cite as: Sánchez, R. 2020. ¿Los suplementos de posada influyen en el riesgo de electrocución de las rapaces diurnas?. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 57. Sánchez, R. 2020. Do supplemental perches influence electrocution risk for diurnal raptors? Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 57.

Descargar versión PDF / Download PDF version

Descargar investigación original / Download original research: https://avianres.biomedcentral.com/articles/10.1186/s40657-020-00206-9


Do supplemental perches influence electrocution risk for diurnal raptors? 

Electrocution in the electrical distribution line is one of the global causes of mortality of birds of prey, its resolution or reduction is one of the objectives of all work teams. In recent years, electricity companies have been involved in solving the problem by applying measures to achieve this goal. However, measures are often implemented that have not been proven effective, and companies invest significant resources. Monitoring their effectiveness must be a priority as well as designing them correctly. Many times these are not the appropriate measures for the target species and the expected results have not been obtained.

Bird electrocution on power lines has a major impact on the conservation of some birds of prey species in many parts of the world, affecting large numbers of species (Janss 2000). This is the main cause of mortality for the most threatened species, such as the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti) and the Bonelli’s eagle (Aquila fasciata) (Real et al. 2001; González et al. 2007). The severity of the impact depends on many aspects, the size of the birds (Janss 2000), the surrounding habitat (Mañosa 2001), the technical characteristics of the support (Hernández-Lambraño et al. 2018), the availability of food (Guil et al . 2011), and spatial location (Pérez-García et al. 2011).

To minimize electrocution, numerous techniques have been implemented, mainly involving the modification of the technical characteristics of the Support, a process known as retrofitting (Chevallier et al. 2015). There are many ways to adapt a support. The most effective methods involve structural modifications (Tintó et al. 2010), but they have a high cost for companies. Isolation may be more moderate in terms of cost and effectiveness (Lehmann et al. 2010) and other practices, such as the installation of inn supplements (Dwyer et al. 2016) or anti-inn devices.

Recently, research has been published in Avian Research on the use of inn supplements in distribution power lines (Sánchez et. Al. 2020). Between December 2015 and August 2018, distribution power lines were surveyed in four districts of continental Portugal (Beja, Évora, Portalegre and Castelo Branco). A periodic follow-up of 1,018 electrical supports from 52 different lines with GAL design supports was performed. During this work it was found that individuals of 14 species of raptors used the perches on them. The objectives of this research were, to determine if they had an adequate sample of the breeding birds, what factors drive the use of supports with perching supplements (compared to supports without supplementary perches), if these factors affect all groups of birds daytime birds of prey similarly and if there are differences in the perceived risk of daytime birds of prey between supports with and without supplemental perches.

Portugal, unlike Spain, has an important advantage, the presence of a single electric operator facilitates the resolution of the problem, this implies a smaller range of pole designs, which implies a simplification in the resolution of the problem. The study has focused on the observation of the prey places of the birds of prey of a single type of supports (GAL design), this is the most representative in the electric lines of the study area and has focused on looking for differences in the use of the inn supplements comparing the areas of the inn in the supports with and without supplement. Of the 1018 supports reviewed, 50.7% had inn supplements installed (photography 2)

It was observed that 14 species used electric supports as perches and 548 observations of specimens perched on supports were obtained, only 6 showed a relevant number of inns (more than 10, in both supports with and without supplementary perches): Griffon Vulture (Gyps fulvus) , Spanish Imperial Eagle (Aquila adalberti), Short-toed Snake-Eagle (Circaetus gallicus), Common buzzard (Buteo buteo), Black-winged Kite (Elanus caeruleus) and Eurasian kestrel (Falco tinnunculus), in the rest of the species the perches in supports were sporadic. It should be noted the absence of records of the golden eagle (Aquila chrysaetos), a very rare species in the study area and most of the known nests are away from the roads. Regarding the presence of dispersed young, birds are only registered with some regularity in the Beja district. Unlike Spain in Portugal, many lines run parallel and within walking distance to forest roads and tracks and minority are those that run through the mountains.

When comparing the part of the assembly, the different species of birds of prey perch and the differences in use between supports with and without an additional perch. The models showed a strong influence of the observation conditions and an important specific effect on the use of inn supplements when they were available; there are species with a greater tendency to use them while in others their use is occasional.

One of the findings of this research was the influence of meteorological variables on its use, the main differences were based on wind conditions, which tended to be higher for inns in supports with inn supplements, and significantly higher for large eagles. Species like Short-toed Snake-Eagle, Black-winged Kite, and Common buzzard used them more frequently whenever these supplements were available. It was also found that the average temperature was higher for the inns in supports without supplement compared to the inns in supports with supplements.

Regarding the perception of the risk of electrocution in supports with and without a supplement, for the majority of the analyzes, the perceived risk was lower for the specimens perched on perch supplements compared to those that perched in other parts of the assembly. The analysis of the frequency of the use or not of the perching supplements by juvenile and immature birds revealed differences between species. For this analysis, the observations of three species of large eagles, Short-toed Snake-Eagle, Spanish Imperial Eagle and Bonelli’s Eagle and The use of inn supplements by the Spanish Imperial Eagle and Bonelli’s Eagle was found to be sporadic.

The results of this research show that the use of perch supplements in electric supports can be a useful and efficient tool to mitigate the electrocution of birds of prey, however there are many factors that influence their use by power companies.

Although these results show a strong specific component, there are also common aspects. For example, all bird groups and species tend to perch on perches with perching supplements on cooler, windier days. After an analysis of the use based on the schedule, the supplements of inn were used more frequently at noon than in other time zones, this could indicate that their use is more related to the activity of hunting, while when the use is more related to rest behavior, they use other parts of the assembly or turrets without supplements.

Although interesting aspects of the use of inn supplements are revealed in this research, the authors believe that more research is needed to further understand the use of inn supplements. That their design is important since birds of prey tend to use them more frequently on windier days and although the differences found were not significant on days with higher ambient humidity, they were observed more frequently perched on perch supplements. For this reason, materials and shapes must be important in their design, and correct design is essential for a long-lasting structure (Dwyer et al. 2020).

The different models used in this research revealed that certain species used perch supplements more frequently than others, as we have already seen they are used more frequently by the Short-toed Snake-Eagle and Black-winged Kite, however species such as the águila de Bonelli and the Eurasian kestrel hardly used them. The researchers believe that it could be related to greater adaptability to climatic conditions in favor of migratory species (Blanco, pers. Comm.). On the other hand, species of birds of prey without a feathered tarsus probably have a better system of thermoregulation than those with feathered tarsuses (Mosher and White 1978). There may also be aspects of coloration at play, as darker morphs exhibit lower reflectance and higher excess temperature when irradiated than pale morphs (Roulin 2004), Short-toed Snake-Eagle, and Black-winged Kite. they are paler than the Bonelli’s eagle or kestrel, in addition the Short-toed Snake-Eagle has the tarsus without feathers, which facilitates thermoregulation. Therefore, the climatic and specific variables can be interrelated.

In the case of juveniles and adults of large eagles, the juveniles of the Iberian imperial eagle and Bonelli’s eagle never used the inn supplements. It is possible that adult individuals tend to perch on higher and more visible perches, this could be related, as a territorial behavior (Mahaffy and Frenzal 1987; Turrin and Watts 2014). A complementary explanation, based on experience, could be related to the fact that inn supplements are less stable than the crosshead. This could partly explain why immature age classes are among the most vulnerable to electrocution (Real et al. 2001; González et al. 2007).

En el caso de los juveniles y adultos de grandes águilas, los juveniles de águila imperial ibérica y águila de Bonelli nunca usaron los suplementos de posada. Es posible que los individuos adultos tiendan a posarse en posaderos más altos y visibles, esto podría estar relacionado, como un comportamiento territorial (Mahaffy y Frenzal 1987; Turrin y Watts 2014). Una explicación complementaria, basada en la experiencia, podría estar relacionada con que las suplementos de posada sean menos estables que la cruceta. Esto podría explicar en parte por qué las clases de edad inmaduras se encuentran entre las más vulnerables a la electrocución (Real et al. 2001; González et al. 2007).

In the case of juveniles and adults of large eagles, the juveniles of the Spanish Imperial Eagle and Bonelli’s eagle never used the inn supplements. It is possible that adult individuals tend to perch on higher and more visible perches, this could be related, as a territorial behavior (Mahaffy and Frenzal 1987; Turrin and Watts 2014). A complementary explanation, based on experience, could be related to the fact that inn supplements are less stable than the crosshead. This could partly explain why immature age classes are among the most vulnerable to electrocution (Real et al. 2001; González et al. 2007).

The efficacy of deterrent perches and supplemental perches as a mitigation tool has been widely discussed (Harness and Garret 1999; Janss and Ferrer 1999; Dwyer et al. 2016; Dixon et al. 2018), but most studies only have focused on the presence of mortality. The effect seems to vary greatly between the studies, some of them reporting electrocution rates even higher than in the non-adapted posts (Pérez-García et al. 2019). This study some of the factors that determine the use of supplemental perches. There may also be many factors that influence the efficiency of deterrents perches. Therefore, the goal should be to establish a common protocol to assess the effectiveness of mitigation. This can help untangle the factors that determine successful measures and increase coordination between studies. This should also reduce the cost of implementing efficient measures, and even reduce the local extinctions of birds that use this type of structure.

By way of conclusion of this investigation; Inn supplements reduce the risk of electrocution. However, the results are not homogeneous between the species. Furthermore, some of the species that seem to reject its use are highly affected by electrocution (Real et al. 2001). Temperature is a factor limiting the use of supporting perch supplements, as their results suggest, the use of perching supplements as a generic measure in warm areas may be ineffective for a wide range of species. With rising temperatures as a result of climate change (Wheat and Palutik 1999), this measure could become ineffective for many species in the study area.

In the case of the Spanish Imperial Eagle, mortality by electrocution has been shown to have a greater impact on the non-breeding population compared to breeding (territorial) individuals (González et al. 2007). The supplement designs analyzed in the study would be more effective in breeding areas where there is a mortality risk for breeding individuals. It would be useful to design perching supplements that are accepted by breeding and juvenile (non-breeding) birds. There are many factors that condition the use of supplemental innkeepers. Therefore, the goal should be to establish a common protocol to assess mitigation effectiveness as a practical solution for various species. 

Application example; The common Buzzard in insular Portugal.

Common Buzzard is one of the largest accipitriformes in Macaronesia, it is present in the archipelago of the Canary Islands, the Madeira archipelago and the Azores archipelago. In the Canary Islands, there is the subspecies B. b. Insularun (Orta et. Al. 2020), its population is estimated between 430 – 445 pairs (Quilis et al. 1993), in the Medeira islands it is considered a species with a stable tendency, with a density of 0.55 specimens / Km2. (Jansen 2012). While for the azores where the endemic subspecies B. is. B. Rothschildi (Orta et. Al. 2020). In the island of San Miguel it is where the species is more abundant, while in the funny one less.

In San Miguel, the density of Common Buzzard is not regular, being scarcer in humanized areas than in natural areas (Lopes et al. 2019), this could be caused by mortality in power lines, which are obviously more in humanized areas . Electrocution represents one of the causes of mortality of the species in these islands, so the implementation of corrective measures such as the installation of posada supplements can be very important for the conservation of this raptor, which due to its condition of being the terrestrial raptor, Its role in maintaining the ecological balance of the archipelago is essential. Its scarcity or extinction can influence the moderation of the islands’ own landscape.

In the work carried out in continental Portugal (Sánchez et al. 2020), statistically significant differences were found between the use and non-use of supplementary innkeepers, when supports had posada supplements, they used posada supplements more frequently than other areas of the assembly, therefore the Common Mouser is among the species benefited by the implementation of measures as is.

Bibliografia / Refrences

  • Chevallier, C., Hernández‐Matías, A., Real, J., Vincent‐Martin, N., Ravayrol, A., & Besnard, A. (2015). Retrofitting of power lines effectively reduces mortality by electrocution in large birds: an example with the endangered Bonelli’s eagle. Journal of Applied Ecology, 52(6), 1465-1473.  
  • Dixon, A., Rahman, M. L., Galtbalt, B., Bold, B., Davaasuren, B., Batbayar, N., & Sugarsaikhan, B. (2019). Mitigation techniques to reduce avian electrocution rates. Wildlife Society Bulletin, 43(3), 476-483.
  • Dwyer, J. F., Tincher, M. C., Harness, R. E., & Kratz, G. E. (2016). Testing a supplemental perch designed to prevent raptor electrocution on electric power poles. Northwestern Naturalist, 97(1), 1-6.
  • Dwyer, J. F., Taylor, R. C., & French, G. A. (2020). Failure of utility pole perch deterrents modified during installation. Journal of Raptor Research, 54(2), 172-176.
  • Guil, F., Fernández-Olalla, M., Moreno-Opo, R., Mosqueda, I., Gómez, M. E., Aranda, A., & Margalida, A. (2011). Minimising mortality in endangered raptors due to power lines: the importance of spatial aggregation to optimize the application of mitigation measures. PLoS One, 6(11), e28212.
  • González, L. M., Margalida, A., Mañosa, S., Sánchez, R., Oria, J., Molina, J. I., … & Prada, L. (2007). Causes and spatio-temporal variations of non-natural mortality in the vulnerable Spanish imperial eagle Aquila adalberti during a recovery period. Oryx, 41(4), 495-502.   
  • Hernández‐Lambraño, R. E., Sánchez‐Agudo, J. Á., & Carbonell, R. (2018). Where to start? Development of a spatial tool to prioritise retrofitting of power line poles that are dangerous to raptors. Journal of Applied Ecology, 55(6), 2685-2697. 
  • Harness, R. E., & Garrett, M. (1999). Effectiveness of perch guards to prevent raptor electrocutions. Journal of the Colorado Field Ornithologists, 33(4), 215-220.
  • Janss, G. F. (2000). Avian mortality from power lines: a morphologic approach of a species-specific mortality. Biological Conservation, 95(3), 353-359.
  • Jansen, D. Y. M. (2012). Population Survey of the Common Buzzard Buteo buteo on Madeira Island (Portugal). Ardeola, 59(1), 145-155.  
  • Lehman, R. N., Savidge, J. A., Kennedy, P. L., & Harness, R. E. (2010). Raptor electrocution rates for a utility in the intermountain western United States. The Journal of Wildlife Management, 74(3), 459-470.
  • Lopes, M., Pereira, D. G., Afonso, A., & Melo, F. (2019). Relative Abundance of the Azorean Buzzard Buteo Buteo Rothschildi and its Responses to Land Use. Ardeola, 66(2), 343-360. 
  • Mañosa, S. (2001). Strategies to identify dangerous electricity pylons for birds. Biodiversity & Conservation, 10(11), 1997-2012. 
  • Mahaffy, M. S., & Frenzel, L. D. (1987). Elicited territorial responses of northern Bald Eagles near active nests. The Journal of wildlife management, 551-554.
  • Mosher, J. A., & White, C. M. (1978). Falcon temperature regulation. The Auk, 95(1), 80-84.
  • Orta, J., P. F. D. Boesman, J. S. Marks, and E.F.J. Garcia (2020). Common Buzzard (Buteo buteo), version 1.0. In Birds of the World (S. M. Billerman, B. K. Keeney, P. G. Rodewald, and T. S. Schulenberg, Editors). Cornell Lab of Ornithology, Ithaca, NY, USA. https://doi.org/10.2173/bow.combuz1.01  
  • Pérez-García JM, Morales-Reyes Z, Naves-Alegre L, Sánchez-Zapata JA, Sebastián-González J. (2019). Mortalidad de aves por electrocución y colisión en líneas eléctricas en el desierto del Gobi. P. 121. Madrid: SEO/BirdLife 2019. Libro de Resúmenes del VII Congreso Ibérico y XXIV Español de Ornitología. https://www.seo.org/wp-content/uploads/2019/11/LIBRO-RESUMENES-2019.pdf. Accessed 5 Dec 2019.
  • Quilis, V., Delgado, G., Carrillo, J., Nogales, M., & Trujillo, O. (1993). Status y distribución del ratonero común (Buteo buteo L.) y el gavilán (Accipiter nisus L.) en las Islas Canarias. 
  • Real, J. O. A. N., Grande, J. M., Mañosa, S. A. N. T. I., & Sánchez-Zapata, J. A. (2001). Causes of death in different areas for Bonelli’s Eagle Hieraaetus fasciatus in Spain. Bird study, 48(2), 221-228. 
  • Roulin, A. (2004). The evolution, maintenance and adaptive function of genetic colour polymorphism in birds. Biological Reviews, 79(4), 815-848.
  • Sánchez, R., Sánchez, J., Oria, J. & Guil, F. (2020). Do supplemental perches influence electrocution risk for diurnal raptors?. Avian Res 11, 20. https://doi.org/10.1186/s40657-020-00206-9
  • Tintó, A., Real, J., & Mañosa, S. (2010). Predicting and correcting electrocution of birds in Mediterranean areas. The Journal of Wildlife Management, 74(8), 1852-1862.
  • Turrin, C., & Watts, B. D. (2014). Intraspecific intrusion at Bald Eagle nests. Ardea, 102(1), 71-78.

Género Haliaeetus; estado de conservación y distribución global

Las especies del género haliaeetus están muy ligadas a humedales y como consecuencia de ello han estado muy expuestas a contaminantes tan peligrosos como el DDT. Algunas de sus especies gracias a la implementación de medidas de conservación activas han tenido un incremento importante. Aunque una de sus especies aún se encuentra entre las especies de rapaces más amenazadas del planeta. La pobreza esta muy ligada a la conservación de sus ocho especies, las que mejor estado de conservación presentan su rango de distribución coincide con países ricos y con un  indice de pobreza asumible, las que peor estado de conservación están en países más pobres y con un indice más alto de pobreza y unas políticas conservacionistas de bajo perfil.

Text in English after Spanish

Descarga el Post en PDF, con muchas imágenes e información complementaria Download the Post in PDF, with many images and complementary information.

El género Haliaeetus según el criterio taxonómico (Del Hoyo, & Collar 2014) está formado por ocho especies; el pigargo de vientre blanco (Haliaeetus leucogaster), pigargo africano (Haliaeetus vocifer), pigargo europeo (Haliaeetus albicilla) y el pigargo americano (Haliaeetus leucocephalus), el pigargo de Stanford (Haliaeetus sanfordi), pigargo de steller (Haliaeetus pelagicus), el pigargo de pallas (Haliaeetus leucoryphus) y el pigargo de madagascar (Haliaeetus vociferoides). Aunque en (Clements, 2007) se consideran dos especies más, el Pigarguillo menor (Haliaeetus ichthyaetus) y el Pigarguillo Común (Haliaeetus humilis). Estas especies según el criterio taxonómico (Del Hoyo, & Collar 2014) forman el género Icthyophaga y por ello las consideran como Icthyophaga humilis y Icthyophaga ichthyaetus. Nos basaremos en el primer criterio taxonómico (Del Hoyo, & Collar 2014). De las ocho, siete son monotipícas y solo una tiene subespecies, el pigargo americano que tiene dos, H. l. washingtoniensis que habita en el norte (Canadá y Norte de USA) y H. l. leucocephalus que habita en el sur (Sur de USA y norte de México).

Pareja de pigargo africano en parada nupcial en el Lago Naivasha, Kenia.
Pair of African Fish-Eagle in Courtship on Lake Naivasha, Kenya.
Photography: Roberto Sánchez ©

Algunas de las especies de este género son especies emblemáticas y bandera para la conservación de las aves rapaces. Están presentes en grandes áreas de América del norte, Europa, Asía, Oceanía y África, en zonas continentales únicamente no hay especies presentes en centro América, Sudamérica y Australia, por lo que el rango de distribución de esta especie es amplio. En el continente asiático se encuentran presentes el 50% de las especies, únicamente dos especies tienen toda su área de distribución en islas. El 50% de las especies están catalogadas como especies de preocupación menor (LC) el pigargo de vientre blanco, pigargo africano, pigargo europeo y el pigargo americano; el 25% como vulnerable (VU), pigargo de Stanford y pigargo de steller; el 12,5% como en peligro (EN) pigargo de pallas y el 12,5% como en peligro critico (CR), pigargo de madagascar. 

El tamaño de la población global de pigargo madagascar esta estimado en 240 individuos (BirdLife International. 2020) y la tendencia poblacional es decreciente. Su área de distribución está limitado a la costa oeste de Madagascar, es una de las especies de rapaces más amenazadas del planeta, en la década de los 70 se conocían únicamente 10 parejas reproductoras pero se estimaban entre 45 y 50 parejas pero en 2010 se estimo su tamaño en 120 parejas (Ferguson-Lees, Christie, 2001), este aumento poblacional posiblemente se deba a una mejor prospección y no a un aumento poblacional. Se estima una densidad poblacional de 1 pareja cada 48 kilómetros (Kemp, Kirwan, and Christie, 2020). Las causas de su regresión son inciertas, pero se cree que la persecución directa, la sobre pesca y la destrucción del hábitat son sus principales problemas. Esta especie monotípica y monógama, llega a poner 2 huevos, pero la productividad es muy baja se estima en 0,15 pollos/territorio. Su tendencia poblacional unido a la baja productividad no dan grandes esperanzas y de seguir así su situación empeorara en los próximos años, actualmente se está implementando un Programa de Conservación liderado por el The Peregrine Fund.

El tamaño de la población global de pigargo de pallas esta estimado entre 1000 y 2499 individuos (BirdLife International. 2018) y la tendencia poblacional es decreciente; hasta 2016 estuvo catalogado como Vulnerable. Actualmente en algunas regiones se encuentra en peligro crítico. Su rango de distribución de reproducción se extiende como sedentario en Nepal, Bangladesh; Bhutan; Sur de China; India; Myanmar, Pakistán y este de Tayikistán, Esta presente como reproductor en el centro y norte de china, Mongolia, Rusia; Uzbekistán. Es especie invernante en Afghanistan; Kyrgyzstan; Turkmenistan, como invernante puede verse ocasionalmente en Cambodia; Iraq; Israel; Oman; Arabia Saudi y Emiratos Árabes Unidos. Su situación en Kazakhstan actualmente es desconocida (Collar, et al., 2001). Esta especie ha sufrido un fuerte declive durante el siglo XX. Se cree que la mayoría de las parejas reproductoras se encuentran en China y en el subcontinente Indio; en Bután, Bangladesh las poblaciones son muy reducidas (Spierenburg, 2005); en Mongolia sobreviven unas pocas parejas y además se cree que nunca fue abundante (Gilbert, & Gombobataar, 2009). En Tailandia e Irán se cree que se ha extinguido como reproductor y también pueden verse individuos invernantes (BirdLife International. 2018). 

Adulto de pigargo de Pallas en vuelo y posado en el Rio Kosi, India.
Adult Pallas’s Fish-Eagle in flight and perched on the Kosi River, India. Photography: Roberto Sánchez ©

Entre las principales causas de este declive se encuentran la son la pérdida y degradación de hábitat, las perturbaciones humanas, la tala de grandes árboles en humedales que servían como soportes para los nidos y como posaderos, el drenado de humedales para la agricultura, la sedimentación como consecuencia de la deforestación  y la proliferación de especies exóticas como el jacinto de agua en la India están entre sus principales amenazas. En los últimos años algunas iniciativas locales para su conservación están teniendo éxito (Sourav, Ahmed, & Thompson, 2011). El pigargo de pallas es una especie monotípica y monógama, utiliza como soporte de nidificación grandes árboles, aunque hemos comprobado que también puede criar en árboles de talla media en la orilla de los ríos en zonas donde hay grandes árboles en laderas cercanas (Sánchez, inédito 2016); no se ha descrito su nidificación en rocas o en el suelo como sucede con otras especies de su género.  En 2004 y 2012 localizamos al menos una pareja en un tramo de 16 kilómetros en el Rio Kosi (India) en 2012 localizamos 1 nido con 2 pollos (Sánchez, inédito 2016), el tamaño de la puesta descrita para esta especie fue entre 1 y 3 huevos (Collar, et al., 2001). Se cree que el éxito reproductivo se redujo por la contaminación de los humedales por pesticidas y esto afecto al grosor de la cascaras de los huevos, esto ha sido descrito en otras especies de su género (Ferguson-Lees y Christie, 2001; Olsen, Fuller and Marples, 1993; Nisbet, 1989).

El tamaño de la población global de pigargo de Stanford esta estimado entre 250 y 999 individuos (BirdLife International. 2016) y la tendencia poblacional es decreciente. Su rango de distribución está limitado a Papúa nueva Guinea y las Islas Salomón.  Como ocurre con la otra especie endémica el pigargo de madagascar, sus poblaciones nunca debieron ser similares a las de las otras especies continentales. Aunque esta especie actualmente está catalogada como Vulnerable, es posible que su estado actual sea el de en peligro de extinción (EN), se cree que sus poblaciones se encuentran fragmentadas aunque al estar en una región pequeña todas las poblaciones están conectadas por los individuos inmaduros, esto ha sido descrito para otras especies amenazadas y endémicas del género Aquila (Ortega, et al., 2009). La población ha disminuido en varias islas grandes del archipiélago de Salomón (Ferguson-Lees, & Christie 2001) como ha ocurrido en las islas de Guadalcanal y Malaitapero. Se consideraba común en otras islas (Gibbs, 1996) como en Choiseul, New Georgia,  y en Tres Hermanas e incluso abundantes en algunos islotes. Entre las causas de su declive se creen que las principales son la persecución directa y la deforestación. La persecución directa, incluye desde la caza para comerlo, la caza deportiva y la caza para proteges a las especies domesticas,  eso el norte se le considera un competidor con el ser humano del cuscús moteado (Phalanger maculatus),  un marsupial que es el alimento favorito de la población local. Como sucede con otras especies de su género se cree que su productividad ha sido afectada por la contaminación de los humedales por pesticidas y esto afecto al grosor de la cascaras de los huevos (Ferguson-Lees y Christie, 2001; Olsen, Fuller and Marples, 1993; Nisbet, 1989a).  Es una especie monotípica y monógama, sobre su biología reproductora hay bastantes aspectos desconocidos, se desconoce el tamaño de su puesta e incluso la información disponible sobre la ubicación es escasa, se fotografío un nido en una ocasión en el interior de la isla de Guadalcanal, estaba en un gran árbol seco y tenia un pollo a punto de volar (Debus, Kirwan & Christie 2020) se ha observado en zonas interiores de las islas hasta los 1500 m.

Pigargos de Steller adulto, en la zona de invernada. Fotografía Jesús Rodriguez Osorio ©
Steller’s Sea-Eagle adult, in the wintering area. Photography Jesús Rodriguez Osorio ©

El tamaño de la población global de pigargo de steller esta estimado en entre 3600 y 3800 individuos (BirdLife International. 2016) y la tendencia poblacional es decreciente. Su rango de distribución está limitado a Rusia en las regiones costeras a lo largo del Mar W Bering,  Sur de la Bahía de Paul (Koryakland) y alrededor del Mar de Okhotsk; y es visitante durante el invierno en China; Japón (Hokkaido y N Honshu); Corea del Norte y Corea del sur, es accidental en USA.  El mayor número de parejas reproductoras se encuentran en Kamchatka, en Amur y en Sakhalin (Masterov, 2002), se considera extinguido como reproductor en la península de Corea (Ferguson-Lees, & Christie 2001). Entre 1991 y 2009 en las poblaciones fluviales del la región de Magadan (Rusia) la productividad disminuyo, mientras que las poblaciones costeras se recupero en el mismo periodo (Potapov, et al. 2010) sugieren que las poblaciones fluviales son sumideros mientras que las costeras las consideran poblaciones fuente. Los principales problemas que ponen en riesgo a esta especie son: la alteración y destrucción a gran escala de bosques antiguos y de su hábitat por desarrollo de proyectos de energía hidroeléctrica,  propuestas de desarrollo costero a gran escala para la industria petroquímica; el envenenamiento por plomo por ingestión de plomo de munición; la contaminación industrial de los ríos y persecución directa. Es una especie monotípica y monógama, construyen grandes nidos sobre copas de árboles, sobre acantilados e incluso en el suelo (Ferguson-Lees, &. Christie, 2001) la puesta es de 1 – 3 huevos.

Pigargo de Steller  adulto, al fondo un pigargo europeo, ambas especies coinciden en las zonas de invernada.
Steller’s Sea-Eagle adult, in the background a White-tailed Eagle, both species coincide in wintering areas. Photography Jesús Rodriguez Osorio ©

El tamaño de la población global de pigargo africano se desconoce (BirdLife International. 2016) y su tendencia poblacional se mantiene estable. Su rango de distribución se extiende por Angola; Benín; Botswana; Burkina Faso; Burundi; Cameron; República Centroafricana; Chad; Congo; república Democrática del Congo; Côte d’Ivoire; Guinea Ecuatorial; Eritrea; Eswatini; Etiopia; Gabon; Gambia; Ghana; Guinea; Guinea-Bissau; Kenya; Liberia; Malawi; Mali; Mauritania; Mozambique; Namibia; Niger; Nigeria; Rwanda; Senegal; Sierra Leone; Somalia; Sudáfrica; Sudan; Sudan del Sur; Tanzania, Togo; Uganda; Zambia y Zimbabwe. Entre las amenazas se encuentra la persecución humana, en algunas regiones la contaminación por pesticidas organoclorados que provocan el adelgazamiento de la cascara de los huevos,  La destrucción del hábitat no parece suponer un problema de conservación, en algunas regiones se ha descrito como una amenaza la acumulación de pesticidas organoclorados en los cuerpos de agua y, por lo tanto, en sus presas de peces, podría provocar el adelgazamiento de la cáscara de huevo en Sudáfrica y Zimbabwe (Ferguson-Lees y Christie, 2001) aunque no parece que afecte al conjunto de población, esto también podría estar sucediendo en Kenia, por ejemplo en el Lago Naivasha, en sus orillas se concentran un elevado número de invernaderos de producción masiva de rosas, esta industria es conocida por el elevado uso de productos químicos que utilizan para su cultivo. Sus poblaciones son sedentarias. Es una especie monotípica y monógama, sobre su densidad a grandes rasgos es desconocida, en Kruguer National Park (Sánchez, inédito 2016) es una especie regular pero no encontramos zonas de concentración de nidos, más bien nidos aislados a lo largo de ríos y en los pequeños lagos. Mientras que en Kenia si encontramos zonas con altas densidades de parejas en el lago Naivasha localizamos 7 parejas reproductoras en 8 kilómetros cuadrados, todas ellas tenían sus  nidos sobre arboles (Sánchez, inédito 2016). Esta es la especie más productiva de su género el tamaño de puesta es de 1 a 4 huevos (Mundy, Couto, 2000).

Pigargo africano adulto, Lago Naivasha, Kenia.
African Fish-Eagle, Adult, Naivash Lake, Kenya. Photography Roberto Sánchez ©

El tamaño de la población global de pigargo de vientre blanco se estima entre 670-6700 individuos (BirdLife International. 2016) y su tendencia poblacional es descendente. Su rango de distribución se extiende por Australia; Bangladesh; Brunei; Camboya; China; Hong Kong; India; Indonesia; Lao; Malaysia; Myanmar; Papúa Nueva Guinea; Filipinas; Singapore; Sri Lanka; Thailandia y Vietnam. No están descritas las causas que están provocando el descenso poblacional, este descenso se siente en algunas zonas al sur del continente australiano,  las causas se creen que son la destrucción del hábitat y la alteración de lugares de cría, también están descendiendo sus poblaciones en Tailandia. En Australia se comprobó una reducción en la cascara de los huevos por el uso del DDT (Olsen, Fuller and Marples, 1993) Sus poblaciones son sedentarias y es una especie monotípica y monógama, sobre sus densidades y distancias de nidificación, generalmente se considera una especie solitaria, en la Isla de Tasmania localizamos parejas reproductoras a lo largo de la costa, pero la densidad parecía más bien baja (Sánchez, inédito 2016), sin embargo en pequeñas islas se han encontrado grandes densidades, se encontraron 18 nidos activos y 7 abandonados en una pequeña isla de 4,2 kilómetros cuadrados en India (Debus, et al., 2020). En Australia en 2004 en un pequeño tramo de Rio de 0,5 km cuadrados en Kakadu National Park localizamos 3 nidos ocupados, todos estaban sobre árboles a un promedio de 633 metros de distancia entre cada nido (Sánchez, inédito 2016). En esta especie la primera reproducción es tardía, con 5 años y el tamaño de puesta es de 2 a 3 huevos (Debus, et al., 2020). 

Pigargo europeo sdulto en vuelo .
White-tailed eagle adult in flight . Photography: Jesús Rodríguez Osorio ©

El tamaño de la población global de pigargo Europeo se estima entre 20,000-49,999 individuos (BirdLife International. 2016) y su tendencia poblacional es ascendente. Su rango de distribución es amplio y quizás sea la especie más extendida se ha citado como sedentaria en Afganistán, Albania Armenia, Austria, Azerbaiyán, Bielorrusia, Bulgaria, China, Croacia, Chequia, Dinamarca (incluida Groenlandia), Estonia, Finlandia,  Georgia, Alemania, Grecia, Hungría, Islandia, Irán, Japón, Letonia, Lituania, Montenegro, Macedonia del norte, Noruega, Polonia, Rumania, Rusia (Rusia Europea, Rusia de Asia Central), Serbia Eslovaquia, Eslovenia, Suecia, Turquía, Ucrania. Como reproductor estival Kazajstán Mongolia; Rusia Este de Asia) yTurkmenistán. Invernante en Francia, India, Irak,  Israel, Corea del norte y Corea del sur, Kirguistán, Nepal, Países Bajos, Pakistán, Suiza, Siria,Taiwan, Uzbekistán y Bosnia y Herzegovina. Reintroducido en Reino Unido se considera extinto en Argelia y Portugal. Es una especie invernante accidental en Bangladesh, Italia, Líbano, Palestina, Arabia Saudita, España, Estados Unidos, Tailandia, Bélgica, Bután Chipre, Egipto, Irlanda, Luxemburgo, Malta,  Myanmar,  España , Svalbard y Jan Mayen, Túnez, Islas Faroe; Tayikistán. Sus poblaciones meridionales son sedentarias y las poblaciones septentrionales son migratorias, es una especie monotípica y monógama, sobre sus densidades y distancias de nidificación. Hasta 2004 estuvo catalogado como casi amenazado (NT). La especie comenzó a recuperarse a partir de la década de los 90 del siglo pasado, donde comenzó a colonizar amplias zonas, por ejemplo n Lituania paso de 0 a 120 parejas en 26 años (Treinys, 2016), en la antigua URRS la población se estimo en un mínimo de 7000 parejas reproductoras y en Europa en 2015 se estimo en 12.500 parejas (BirdLife International. 2015). Las principales causas del declive histórico fueron la persecución directa, el uso de cebos envenenados y la destrucción del hábitat, especialmente el drenaje y la silvicultura, la contaminación con pesticidas organoclorados y metales pesados, particularmente en el Báltico, provocaron una reducción significativa en el éxito reproductivo como consecuencia del adelgazamiento de las cascaras de los huevos. El envenenamiento por ingesta de plomo es un grave problema en Alemania, (Nadjafzadeh, Hofer, H. and Krone, 2013), el consumo de carroñas de mamíferos salvajes con fragmentos de plomo como consecuencia de la caza, fue la causa de envenenamientos recurrentes. En Noruega se encontró un descenso en la productividad en una zona próxima a un Parque Eólico, la mortalidad de ejemplares por colisión contra las aspas era la causa (Dahl, et al., 2012).

Pigargo europeo adulto posado.
White-tailed eagle adults perched. Photography: Jesús Rodríguez Osorio ©

Sobre su densidad reproductora, existen trabajos a nivel local, en una región de la Rusia Europea se censaron entre 260-270 parejas reproductoras y tan solo en una localidad alrededor de las orillas del embalse de Rybinsk habitan entre 35 y 40 parejas (Babushkin, & Kuznetsov, 2013). También en Rusia en el distrito de Samara en un tramo del Río Volga se estimo una densidad de 1,59 parejas cada 10 kilómetros, se controlaron entre 110 y 140 parejas (Karyakin & Pazhenkov, 2008). En Rumania en el Delta del Danubio es una especie común, en un tramo de 15 Kilómetros por el río y en sus brazos, localizamos 5 parejas reproductoras y 3 nidos ocupados, todos los nidos estaban en grandes chopos y a unas distancia entre ellos de entre 3 y 5 kilómetros (Sánchez, inédito 2016). Se reproduce en grandes nidos sobre árboles y acantilados, el tamaño de la puesta es de hasta 3 huevos (Maurer, et al., 2010). En Europa varios proyectos de Reintroducción se implementaron con éxito, por ejemplo el de Escocia donde comenzaron en 1985 y para Para 2005–2010, la población era de entre 37–44 pares (Musgrove, 2013).

Pigargo americano en vuelo con un pulpo que acaba de capturar, Alaska.                                                              Bald Eagle in flight with an octopus he just caught, Alaska.       
Photography: Miguel Seggase ©

El tamaño de la población global de pigargo americano se desconoce (BirdLife International. 2016) pero su tendencia poblacional es ascendente, aunque todo apunta a que la población actual supone una pequeña parte de su población histórica (Robards, & King. 1966). Su rango de distribución esta limitado a América del norte, está presente en Canadá, USA y norte de México. En la década de los 80 la población se estimo en 80.000 aves (Stalmaster, 1987), a finales de los 90 la población se estimo a mas de 100.000 aves (Buehler, 2020), siendo una especie muy abundante en Alaska (USA) y en la Columbia Británica en Canadá. Está especie aparte de ser la más abundante es la más conocida, sobre sus amenazas, se han hecho decenas de investigaciones en diferentes áreas de su zona de distribución. Como en muchas rapaces la persecución humana ha sido una causa importante, inicialmente era perseguida por granjeros porque se creía que era una amenaza para su ganado, hasta 1984 los Disparos, trampas e intoxicaciones causaron el  38% de la mortalidad conocida (Wood, Buehler & Byrd.1990); las poblaciones en Alaska fueron perseguidas por considerarla una competencia por la pesca del Salmón, entre 1917 hasta 1952 pagaron más de 128.000 recompensas por capturarlas (Robards, & King. 1966). En 1970 en Wyoming como consecuencia de un incidente que se reportó en un rancho se abatieron más de 770 ejemplares y se recompenso cada ejemplar con 25 $ (Laycock, 1973). La muerte por envenenamiento de una amplia variedad de fuentes supuso el 16% de todas las muertes de águilas necropsiadas desde 1963 (Franson, Sileo, & Thomas. 1995c). El adelgazamiento de los cascarones de huevos con DDT también supuso un problema para la productividad (Nisbet, 1989a).  La pérdida de lugares de anidamiento y la degradación del hábitat en la costa y la perdida de hábitat de alimentación asociado al desarrollo humano es el causa más importante de pérdida de hábitat (Fraser, et al., 1996), sobre el impacto actual de la minería como la de  oro en los ríos de Alaska no hay referencias.

Pigargo americano posado sobre una roca en la costa de Canada.
bald eagle perched on a rock off the coast of Canada. Fotografía: Javier Fernandez Herrero ©

Para la recuperación de esta especie han sido clave las medidas de protección adoptadas, como primera medida su protección legal y estrategias de protección como la creación de zonas de amortiguamiento donde se limitaron ciertos usos (Mathisen, 1977), esta medida ha sido también aplicada con buenos resultados con otras especies en peligro de extinción en Europa (González, et al., 2006), se implementaron medidas como el fostering o hacking en áreas donde la población reproductora había descendido significativamente como en Nueva York y Tennesse (Hatcher, 1991). La implementación de este conjunto de medidas resulto de vital importancia para la recuperación y colonización de amplias zonas donde la especie se consideraba localmente como en peligro de extinción e incluso ya había desaparecido, se cree que salvo excepciones la especie dejo de ser perseguida y se formo una conciencia de conservación a partir de 1970 (Fraser, 1985).

Si analizamos los problemas de conservación de las especies de estos géneros a grandes rasgos podemos llegar a las siguientes conclusiones: de los diez grandes problemas de conservación propuestos por la UICN, el más importante es la polución, la contaminación por pesticidas y organoclorados, especialmente el DDT supuso un importante problema que tuvo consecuencias negativas sobre la productor que afectó al 100,0% de las especies,  seguido del uso de recursos biológicos, la sobre-pesca y la competencia con el ser humano por los recursos tróficos afecta al 62,5% de las especies. Las especies migratorias tienden a concentrarse en grandes grupos en humedales durante el invierno, la protección de estos lugares es clave para su conservación. Los problemas derivados de la agricultura y la acuacultura afectan al 50,0% de las especies tabla 1 (descargable PDF). 

Grupo mixto de Pigargos en una zona de invernada de Japón, pigargo de steller y pigargo europeos compitiendo por la comida.
Mixed group of Eagles in a wintering area of Japan, Steller’s Sea-Eagle and White-tailed Eagle vying for food. Photography: Jesús Rodriguez Osorio © 

Otro aspecto importante respecto al estado de conservación es correlación con el PIB, nivel de la pobreza y la conservación parecen incompatibles, las dos especies que muestran un peor estado de conservación a nivel global se encuentran en países con un bajo PIB y con altos números de pobreza por ejemplo Madagascar que cuenta con un 70,7% de pobres. Esto contrasta con las especies que mejor estado de conservación tienen que la mayoría de sus efectivos están en países con un alto PIB y con unos niveles de pobreza más asumible donde es más fácil y eficaz invertir esfuerzos y fondos para la recuperación de las especies y los estándares de protección medioambiental son más altos y con sistemas más garantistas.

Citar como / Cite as: Sánchez, R. 2020. Género Haliaeetus; estado de conservación, ecología reproductiva y problemas de conservación. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 56. Sánchez, R. 2020. Genus Haliaeetus; conservation status and conservation problems. Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 56.

Descargar lamina ilustrada de especies del género Haliaeetus / Download illustrated picture of species of the genus Haliaeetus


Genus Haliaeetus; conservation status and global distribution

Species of the genus haliaeetus are closely linked to wetlands and as a consequence have been highly exposed to contaminants as dangerous as DDT. Some of its species thanks to the implementation of active conservation measures have had a significant increase. Although one of its species is still among the most threatened species of raptors on the planet. Poverty is closely linked to the conservation of its eight species, those with the best conservation status in their distribution range coincide with rich countries and with an acceptable poverty index, those with the worst conservation status are in poorer countries and with a higher poverty rate and low-profile conservation policies.

The Haliaeetus genus according to taxonomic criteria (Del Hoyo, & Collar 2014) is made up of eight species; the White-bellied Sea-Eagle (Haliaeetus leucogaster), African Fish-Eagle (Haliaeetus vocifer), White-tailed Eagle (Haliaeetus albicilla) and Bald Eagle (Haliaeetus leucocephalus), Sanford’s Sea-Eagle (Haliaeetus sanfordi), Steller’s Sea-Eagle (Haliaeetus pelagicus), Pallas’s Fish-Eagle (Haliaeetus leucoryphus) and Madagascar Fish-Eagle (Haliaeetus vociferoides). Although in (Clements, 2007) two more species are considered, the Lesser Eurasian (Haliaeetus ichthyaetus) and the Common Eurasian Eurasian (Haliaeetus humilis). These species according to taxonomic criteria (Del Hoyo, & Collar 2014) form the genus Icthyophaga and therefore they are considered as Icthyophaga humilis and Icthyophaga ichthyaetus. We will base ourselves on the first taxonomic criterion (Del Hoyo, & Collar 2014). Of the eight, seven are monotypic and only one has subspecies, the Bald Eagle that has two, H. l. washingiensiensis that lives in the North (Canada and north of the USA) and H. l. leucocephalus that lives in the South (southern USA and northern Mexico).

Some of the species in this genus are emblematic and flags for the conservation birds of prey. They are present in large areas of North America, Europe, Asia, Oceania and Africa, in continental areas there are only no species present in Central America, South America and Australia, so the range of distribution of this species is wide. On the Asian continent 50% of the species are present, only two species have their entire range in islands. 50% of the species are cataloged as species of least concern (LC) the White-bellied Sea-Eagle, African Fish-Eagle, White-tailed Eagle and the Bald Eagle; 25% as vulnerable (VU), Sanford’s Sea-Eagle and Steller’s Sea-Eagle; 12.5% ​​as endangered (EN) Pallas’s Fish-Eagle and 12.5% ​​as critically endangered (CR), Madagascar Fish-Eagle.

The global population size of Madagascar Fish-Eagle is estimated at 240 individuals (BirdLife International. 2020) and the population trend is decreasing. Its distribution area is limited to the West coast of Madagascar, it is one of the most threatened species of raptors on the planet, in the 70s only 10 breeding pairs were known but they were estimated between 45 and 50 pairs but in 2010 it was estimated its size at 120 pairs (Ferguson-Lees, Christie, 2001), this population increase is possibly due to better prospecting and not to a population increase. A population density of 1 couple is estimated every 48 kilometers (Kemp, Kirwan, and Christie, 2020). The causes of their regression are uncertain, but direct persecution, overfishing and habitat destruction are believed to be their main problems. This monotypic and monogamous species, gets to lay 2 eggs, but the productivity is very low estimated at 0.15 chickens / territory. Its population trend coupled with low productivity do not give great hope and if it continues its situation will worsen in the coming years, a Conservation Program led by The Peregrine Fund is currently being implemented.

The global population size of Pallas’s Fish-Eagle is estimated between 1000 and 2499 individuals (BirdLife International. 2018) and the population trend is decreasing; until 2016 it was listed as Vulnerable. Currently in some regions it is critically endangered. Its range of reproduction extends as sedentary in Nepal, Bangladesh; Bhutan; South China; India; Myanmar, Pakistan and eastern Tajikistan, It is present as a player in central and northern China, Mongolia, Russia; Uzbekistan. It is a wintering species in Afghanistan; Kyrgyzstan; Turkmenistan, as a winter, can occasionally be seen in Cambodia; Iraq; Israel; Oman; Saudi Arabia and the United Arab Emirates. Their situation in Kazakhstan is currently unknown (Collar, et al., 2001). This species has suffered a sharp decline during the 20th century. Most breeding pairs are believed to be found in China and on the Indian subcontinent; populations in Bhutan, Bangladesh are very small (Spierenburg, 2005); a few couples survive in Mongolia and it is also believed that it was never abundant (Gilbert, & Gombobataar, 2009). In Thailand and Iran it is believed to have become extinct as a breeder and wintering individuals can also be seen (BirdLife International. 2018).

In wide areas of India and much of Pakistan it is considered extinct. In several visits to the wetlands and rivers of Rajasthan between 2004 and 2016, no adult specimens were observed, only immature (Sánchez, unpublished 2016). Among the main causes of this decline are the loss and degradation of habitats, human disturbances, the cutting of large trees in wetlands that served as supports for nests and as innkeepers, the draining of wetlands for agriculture, sedimentation as a consequence of deforestation and the proliferation of exotic species such as water hyacinth in India are among its main threats. In recent years, some local conservation initiatives have been successful (Sourav, Ahmed, & Thompson, 2011). Pallas’s Fish-Eagle is a monotypic and monogamous species, it uses large trees as a nesting support, although we have verified that it can also breed medium-sized trees on the banks of rivers in areas where there are large trees on nearby slopes (Sánchez, unpublished 2016); its nesting in rocks or in the ground has not been described as it happens with other species of its genus. In 2004 and 2012 we located at least one pair in a section of 16 kilometers in the Rio Kosi (India). In 2012 we located 1 nest with 2 chickens (Sánchez, unpublished 2016), the size of the spawning described for this species was between 1 and 3 eggs (Collar, et al., 2001). Reproductive success is believed to be reduced by contamination of wetlands by pesticides and this affected the thickness of the eggshells, this has been described in other species of its genus (Ferguson-Lees and Christie, 2001; Olsen, Fuller and Marples, 1993; Nisbet, 1989a).

The size of the global population of Sanford’s Sea-Eagle is estimated between 250 and 999 individuals (BirdLife International. 2016) and the population trend is decreasing. Its range of distribution is limited to Papua New Guinea and the Solomon Islands. As with the other endemic species the Madagascar Fish-Eagle, their populations should never have been similar to those of the other continental species. Although this species is currently listed as Vulnerable, it is possible that its current state is that of endangered (EN), it is believed that its populations are fragmented although being in a small region all populations are connected by immature individuals This has been described for other threatened and endemic species of the Aquila genus (Ortega, et al., 2009). Population has declined on several large islands in the Solomon Archipelago (Ferguson-Lees, & Christie 2001) as has occurred on the islands of Guadalcanal and Malaitapero. It was considered common on other islands (Gibbs, 1996) such as Choiseul, New Georgia, and Tres Hermanas and even abundant on some islets. Among the causes of its decline, the main ones are believed to be direct persecution and deforestation. The direct persecution, includes from hunting to eat it, sport hunting and hunting to protect domestic species, that the North is considered a competitor with the human of the Common spotted cuscus (Phalanger maculatus), a marsupial that is food Favorite of the local population. As with other species of its genus, their productivity is believed to have been affected by contamination of the wetlands by pesticides and this affected the thickness of the eggshells (Ferguson-Lees and Christie, 2001; Olsen, Fuller and Marples, 1993; Nisbet, 1989a). It is a monotypic and monogamous species, on its reproductive biology there are many unknown aspects, the size of its clutch is unknown and even the available information on the location is scarce, a nest was photographed on one occasion in the interior of the island of Guadalcanal, I was in a big dry tree and had a chicken about to fly (Petersson,  2015), it has been seen in inland areas of the islands up to 1500 m.

The global population size of Steller’s Sea-Eagle is estimated to be between 3600 and 3800 individuals (BirdLife International. 2016) and the population trend is decreasing. Its range of distribution is limited to Russia in the coastal regions along the W Bering Sea, South Paul Bay (Koryakland) and around the Okhotsk Sea; and is a visitor during the winter in China; Japan (Hokkaido and N Honshu); North Korea and South Korea, it is accidental in USA. The largest number of breeding pairs are found in Kamchatka, Amur and Sakhalin (Masterov, 2002), it is considered extinct as a breeder in the Korean peninsula (Ferguson-Lees, & Christie 2001). Between 1991 and 2009 in the river populations of the Magadan region (Russia) productivity decreased, while the coastal populations recovered in the same period (Potapov, et al. 2010) suggest that the river populations are sinks while the coastal they are considered source populations. The main problems that put this species at risk are: the large-scale alteration and destruction of ancient forests and their habitat due to the development of hydroelectric power projects, large-scale coastal development proposals for the petrochemical industry; lead poisoning by ingesting lead from ammunition; industrial pollution of rivers and direct persecution. It is a monotypic and monogamous species, they build large nests on treetops, on cliffs and even on the ground (Ferguson-Lees, &. Christie, 2001) the laying is 1 – 3 eggs. 

The global population size of African Fish-Eagle is unknown (BirdLife International. 2016) and its population trend remains stable. Its range of distribution extends through Angola; Benin; Botswana; Burkina Faso; Burundi; Cameron; Central African Republic; Chad; Congo; Democratic Republic of Congo; Côte d’Ivoire; Equatorial Guinea; Eritrea; Eswatini; Ethiopia; Gabon; Gambia; Ghana; Guinea; Guinea-Bissau; Kenya; Liberia; Malawi; Mali; Mauritania; Mozambique; Namibia; Niger; Nigeria; Rwanda; Senegal; Sierra Leone; Somalia; South Africa; Sudan; South Sudan; Tanzania, Togo; Uganda; Zambia and Zimbabwe. Among the threats is human persecution, in some regions contamination by organochlorine pesticides that cause thinning of the eggshells. Habitat destruction does not seem to pose a conservation problem, in some regions the threat of Accumulation of organochlorine pesticides in water bodies and, therefore, in their fish prey, could lead to thinning of the eggshell in South Africa and Zimbabwe (Ferguson-Lees and Christie, 2001) although it does not appear to affect the whole of population, this could also be happening in Kenya, for example in Lake Naivasha, on its shores a high number of greenhouses for mass production of roses are concentrated, this industry is known for the high use of chemical products that they use for its cultivation . Their populations are sedentary. It is a monotypic and monogamous species, its density is broadly unknown, in Kruguer National Park (Sánchez, unpublished 2016) it is a regular species but we did not find nesting areas, rather isolated nests along rivers and in the small lakes. While in Kenya if we found areas with high densities of pairs in Lake Naivasha we found 6 breeding pairs in 8 square kilometers, all of them had their nests on trees (Sánchez, unpublished 2016). This is the most productive species of its genus, the laying size is 1 to 4 eggs (Mundy, Couto, 2000).   

The global population size of White-bellied Sea-Eagle is estimated between 670-6700 individuals (BirdLife International. 2016) and its population trend is downward. Its range of distribution extends through Australia; Bangladesh; Brunei; Cambodia; China; Hong Kong; India; Indonesia; Lao; Malaysia; Myanmar; Papua New Guinea; Philippines; Singapore; Sri Lanka; Thailand and Vietnam. The causes that are causing the population decline are not described, this decline is felt in some areas south of the Australian continent, the causes are believed to be the destruction of habitat and the alteration of breeding sites, their populations are also declining in Thailand . In Australia, a reduction in the eggshell was verified by the use of DDT (Olsen, Fuller and Marples, 1993) Their populations are sedentary and it is a monotypic and monogamous species, regarding its densities and nesting distances, it is generally considered a solitary species, on the Island of Tasmania we found breeding pairs along the coast, but the density seemed rather low (Sánchez, unpublished 2016), however in small islands high densities have been found, 18 active nests and 7 abandoned on a small island of 4.2 square kilometers in India (Debus, et al., 2020). In Australia in 2004 in a small stretch of Rio of 0.5 square km in Kakadu National Park we located 3 occupied nests, all were on trees an average of 633 meters distance between each nest (Sánchez, unpublished 2016). In this species the first reproduction is late, with 5 years and the laying size is 2 to 3 eggs (Debus, et al., 2020).

The size of the global population of White-tailed Eagle is estimated between 20,000-49,999 individuals (BirdLife International. 2016) and its population trend is increasing. Its range of distribution is wide and it is perhaps the most widespread species it has been cited as sedentary in Afghanistan, Albania Armenia, Austria, Azerbaijan, Belarus, Bulgaria, China, Croatia, Czech Republic, Denmark (including Greenland), Estonia, Finland, Georgia, Germany, Greece, Hungary, Iceland, Iran, Japan, Latvia, Lithuania, Montenegro, North Macedonia, Norway, Poland, Romania, Russia (European Russia, Central Asian Russia), Serbia, Slovakia, Slovenia, Sweden, Turkey, Ukraine. As a summer breeder Kazakhstan Mongolia; Russia, East Asia) and Turkmenistan. Greenhouse in France, India, Irak, Israel, North and South Korea, Kyrgyzstan, Nepal, the Netherlands, Pakistan, Switzerland, Syria, Taiwan, Uzbekistan and Bosnia and Herzegovina. Reintroduced in the United Kingdom it is considered extinct in Algeria and Portugal. It is an accidental wintering species in Bangladesh, Italy, Lebanon, Palestine, Saudi Arabia, Spain, the United States, Thailand, Belgium, Bhutan, Cyprus, Egypt, Ireland, Luxembourg, Malta, Myanmar, Spain, Svalbard and Jan Mayen, Tunisia, Faroe Islands ; Tajikistan. Its southern populations are sedentary and the northern populations are migratory, it is a monotypic and monogamous species, over its densities and nesting distances. Until 2004 it was listed as Near Threatened (NT). The species began to recover from the 90s of the last century, where it began to colonize large areas, for example n Lithuania, it went from 0 to 120 pairs in 26 years (Treinys, 2016), in the old URRS the population was I estimate a minimum of 7,000 breeding pairs and in Europe in 2015 it was estimated at 12,500 pairs (BirdLife International. 2015). The main causes of the historical decline were direct persecution, the use of poisoned baits and habitat destruction, especially drainage and forestry, contamination with organochlorine pesticides and heavy metals, particularly in the Baltic, caused a significant reduction in success. Reproductive as a consequence of the thinning of the eggshells. Lead poisoning is a serious problem in Germany (Nadjafzadeh, Hofer, H. and Krone, 2013), the consumption of wild mammal carcasses with lead fragments as a result of hunting, was the cause of recurrent poisonings. In Norway, a decrease in productivity was found in an area close to a Wind Farm, the mortality of specimens due to collision with the blades was the cause (Dahl, et al., 2012).

On their reproductive density, there are works at the local level, in a region of European Russia, between 260 and 270 breeding pairs were registered and only in one locality around the banks of the Rybinsk reservoir, between 35 and 40 pairs live (Babushkin, & Kuznetsov, 2013). Also in Russia, in the Samara district on a section of the Volga River, a density of 1.59 pairs per 10 kilometers was estimated, between 110 and 140 pairs were controlled (Karyakin & Pazhenkov, 2008). In Romania in the Danube Delta it is a common species, in a section of 15 Kilometers by the river and in its arms, we found 5 breeding pairs and 3 occupied nests, all the nests were in large poplars and at a distance of between 3 and 5 kilometers (Sánchez, unpublished 2016). Breeds in large nests on trees and cliffs, the laying size is up to 3 eggs (Maurer, et al., 2010). In Europe several Reintroduction projects were successfully implemented, for example the one in Scotland where they started in 1985 and for By 2005–2010, the population was between 37–44 pairs (Musgrove, 2013).

The global population size of Bald Eagle is unknown (BirdLife International. 2016) but its population trend is increasing, although everything indicates that the current population represents a small part of its historical population (Robards, & King. 1966). Its distribution range is limited to North America, it is present in Canada, USA and northern Mexico. In the 80s the population was estimated at 80,000 birds (Stalmaster, 1987), in the late 90s the population was estimated at more than 100,000 birds (Buehler, 2020), being a very abundant species in Alaska (USA) and in British Columbia in Canada. This species apart from being the most abundant is the best known, on its threats, dozens of investigations have been made in different areas of its range. Since human persecution has been a major cause in many raptors, it was initially persecuted by farmers because it was believed to be a threat to their livestock, until 1984 Shooting, cheating, and poisoning caused 38% of known mortality (Wood, Buehler & Byrd. 1990); Populations in Alaska were persecuted for considering it a competition for salmon fishing, between 1917 and 1952 they paid more than 128,000 rewards for catching them (Robards, & King. 1966). In 1970 in Wyoming, as a result of an incident reported on a ranch, more than 770 specimens were killed and each specimen was rewarded with $25 (Laycock, 1973). Death from poisoning from a wide variety of sources accounted for 16% of all necropsied eagle deaths since 1963 (Franson, Sileo & Thomas. 1995c). The thinning of eggshells with DDT also posed a problem for productivity (Nisbet, 1989a). The loss of nesting sites and habitat degradation on the coast and the loss of food habitat associated with human development is the most important cause of habitat loss (Fraser, et al., 1996), on the current impact of gold mining in the rivers of Alaska there are no references.

For the recovery of this species, the protection measures adopted have been key, as a first measure their legal protection and protection strategies such as the creation of buffer zones where certain uses were limited (Mathisen, 1977), this measure has also been applied with With good results with other endangered species in Europe (González, et al., 2006), measures such as fostering or hacking were implemented in areas where the breeding population had decreased significantly, such as in New York and Tennessee (Hatcher, 1991). The implementation of this set of measures was of vital importance for the recovery and colonization of large areas where the species was considered locally as endangered and had even disappeared, it is believed that, with exceptions, the species stopped being persecuted and formed a conservation consciousness from 1970 (Fraser, 1985). 

If we analyze the conservation problems of the species of these genera broadly, we can reach the following conclusions: of the ten great conservation problems proposed by IUCN, the most important is pollution, pesticide and organochlorine contamination, especially the DDT was a major problem that had negative consequences for the producer, which affected 100.0% of the species, followed by the use of biological resources, over-fishing and competition with humans for trophic resources, affecting 62.5 % of species. Migratory species tend to concentrate in large groups in wetlands during the winter, the protection of these places is key to their conservation. The problems derived from agriculture and aquaculture affect 50.0% of the species Table 1 (downloadable PDF).

Another important aspect regarding conservation status is correlation with GDP, poverty level and conservation seem incompatible, the two species that show a worse conservation status globally are found in countries with low GDP and with high numbers of poverty, for example Madagascar, which has 70.7% of the poor. This contrasts with the species that have a better conservation status than most of its personnel are in countries with a high GDP and with more acceptable levels of poverty where it is easier and more effective to invest efforts and funds for the recovery of species and Environmental protection standards are higher and with more guarantee systems.

Bibliografia / References

Babushkin, M. V., & Kuznetsov, A. V. (2013). The Current Number and Distribution of the Osprey and the White-Tailed Eagle Nestings Groups in North-West Russia. Raptors Conservation, (27).

BirdLife International. (2018). Haliaeetus vociferoides (amended version of 2016 assessment). The IUCN Red List of Threatened Species 2018: e.T22695121A125395004. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695121A125395004.en. Downloaded on 30 May 2020. 

BirdLife International. (2018). Haliaeetus leucoryphus. The IUCN Red List of Threatened Species 2018: e.T22695130A131934599. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2018-2.RLTS.T22695130A131934599.en. Downloaded on 30 May 2020. 

BirdLife International. (2016). Haliaeetus sanfordi. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695105A93489798. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695105A93489798.en. Downloaded on 30 May 2020.                                                    

BirdLife International. (2016). Haliaeetus pelagicus. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695147A93492859. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695147A93492859.en. Downloaded on 30 May 2020. 

BirdLife International. (2016). Haliaeetus leucogaster. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695097A93489471. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695097A93489471.en. Downloaded on 30 May 2020. 

BirdLife International. (2016). Haliaeetus vocifer. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695115A93490143. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695115A93490143.en. Downloaded on 30 May 2020. 

BirdLife International. (2016). Haliaeetus albicilla. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695137A93491570. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695137A93491570.en. Downloaded on 30 May 2020 

BirdLife International. (2015). Haliaeetus albicilla. The IUCN Red List of Threatened Species 2015: e.T22695137A60115830. Downloaded on 31 May 2020.

BirdLife International. (2016). Haliaeetus leucocephalus. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22695144A93492523. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22695144A93492523.en. Downloaded on 30 May 2020.    

Buehler, D. A. (2020). Bald Eagle (Haliaeetus leucocephalus), version 1.0. In Birds of the World (A. F. Poole and F. B. Gill, Editors). Cornell Lab of Ornithology, Ithaca, NY, USA. https://doi.org/10.2173/bow.baleag.01

Clements, J. F. (2007). Clements checklist of birds of the world. Comstock Pub. Associates/Cornell University Press.

Collar, N.J., Andreev, A.V., Chan, S., Crosby, M.J., Subramanya, S. and Tobias, J.A. eds. (2001). Threatened Birds of Asia: the BirdLife International Red Data Book. BirdLife International, Cambridge, UK.             

Dahl, E.L., Bevanger, K., Nygärd, T., Røskaft, E. and Stokke, B.G. (2012). Reduced breeding success in White-tailed Eagles at Smøla windfarm, western Norway, is caused by mortality and displacement. Biological Conservation. 145(1): 79-85.

Debus, S., G. M. Kirwan, and D. A. Christie (2020). Sanford’s Sea-Eagle (Haliaeetus sanfordi), version 1.0. In Birds of the World (J. del Hoyo, A. Elliott, J. Sargatal, D. A. Christie, and E. de Juana, Editors). Cornell Lab of Ornithology, Ithaca, NY, USA. https://doi.org/10.2173/bow.solsee1.01 

Del Hoyo, & Collar (2014). HBW and BirdLife International Illustrated Checklist of the Birds of the World Volume 1: Non-passerines. Lynx Editions, Barcelona. 

Fraser, J. D. (1985). “The impact of human activities on Bald Eagle populations-a review.” In The Bald Eagle in Canadá., edited by J. M. Gerrard and T. M. Ingram, 68-84. Headingley, Manitoba: White Horse Plains Publ.

Fraser, J. D., S. K. Chandler, D. A. Buehler and J. K. D. Seegar. (1996). “The decline, recovery, and future of the Bald Eagle population of the Chesapeake Bay, U.S.A.” In Eagle studies., edited by B. U. Meyburg and R. D. Chancellor, 181-187. Berlin, Germany: World Working Group for Birds of Prey.

Franson, J. C., L. Sileo and N. J. Thomas. (1995c). “Causes of eagle deaths.” In Our living resources., edited by E. T. LaRoe, G. S. Farris, C. E. Puckett, P. D. Doran and M. J. Mac, 68. Washington, D.C: U.S. Dep. Int., Natl. Biol. Serv.

Ferguson-Lees, J., and D. A. Christie (2001). Raptors of the World. Christopher Helm, London, UK.  

Gilbert, M. and Gombobataar, S. (2009). The status and distribution of Pallas’s Fish Eagle in Mongolia: a report on field surveys June-August 211117111179.  

Gibbs, D. (1996). Notes on Solomon Islands birds. Bulletin of the British Ornithologists’ Club 116(1):18–25. 

González, L. M., Arroyo, B. E., Margalida, A., Sánchez, R., & Oria, J. (2006). Effect of human activities on the behaviour of breeding Spanish imperial eagles (Aquila adalberti): management implications for the conservation of a threatened species. Animal Conservation, 9(1), 85-93.  

Hatcher, R. M. (1991). Computer model projections of Bald Eagle nesting in Tennessee. Journal of the Tennessee Academy of Science 66:225-228.  

Karyakin & Pazhenkov, (2008). The Whithe-Tailed Eagle in the Samara District, Rusia  Raptors conservation, (13)

Kemp, A.C., G. M. Kirwan, and D. A. Christie (2020). Madagascar Fish-Eagle (Haliaeetus vociferoides), version 1.0. In Birds of the World (J. del Hoyo, A. Elliott, J. Sargatal, D. A. Christie, and E. de Juana, Editors). Cornell Lab of Ornithology, Ithaca, NY, USA. https://doi.org/10.2173/bow.mafeag1.01   

Laycock, G. (1973). Autumn of the eagle. New York: Charles Scribner’s Sons.

Masterov, V.B. (2002). Recent status of Steller’s Sea Eagle (Haliaeetus pelagicus) in the south part of Okhot Sea (Russian Far East). P. 204 in:. 

Mathisen, J. E., D. J. Sorenson, L. D. Frenzel and T. C. Dunstan. (1977). Management strategy for Bald Eagles. Transactions of the North American Wildlife and Natural Resources Conference 42:86-92.

Maurer, G., Russell, D.G.D., Woog F. and Cassey, P. (2010). The eggs of the extinct Egyptian population of White-tailed Eagle Haliaeetus albicilla. Bulletin of the British Ornithologists’ Club 130(3): 208-214.

Mundy, P.J. and Couto, J.T. (2000). High productivity by Fish Eagles on a polluted dam near Harare. Ostrich. 71(1–2): 11-14. 

Nadjafzadeh, M., Hofer, H. and Krone, O. (2013). The link between feeding ecology and lead poisoning in White-tailed Eagles. Journal of Wildlife Management. 77(1): 48–57.  

Musgrove, A., Aebischer, N., Eaton, M., Hearn, R., Newson, S., Noble, D., Parsons, M., Risely, K. and Stroud, D. (2013). Population estimates of birds in Great Britain and the United Kingdom. British Birds. 106(2): 64–100.  

Nisbet, I. C. T. (1989a). “Organochlorines, reproductive impairment, and declines in Bald Eagle Haliaeetus leucocephalus populations: mechanisms and dose relationships.” In Raptors in the modern world., edited by B. U. Meyburg and R. D. Chancellor, 483-489. Berlin, Germany: World Working Group for Birds of Prey.

Olsen, P.D., Fuller, P. and Marples, T.G. (1993). Pesticide-related eggshell thinning in Australian raptors. Emu. 93(1): 1-11.

Ortega, E., Mañosa, S., Margalida, A., Sánchez, R., Oria, J., & González, L. M. (2009). A demographic description of the recovery of the Vulnerable Spanish imperial eagle Aquila adalberti. Oryx, 43(1), 113-121. 

Potapov, E., Utekhina, I., McGrady, M. and Rimlinger, D. (2010). Low breeding success of Steller’s Sea Eagles in Magadan District (Russia) in 2009: start of a decline? Raptors Conservation. 18: 163-165. 

Robards, F. C. and J. G. King. (1966). Nesting and productivity of Bald Eagles, southeast Alaska-1966. Juneau, AK: U.S. Bureau Sport Fish. and Wildl. Rep.

Sánchez, R. (2016) Notas sobre nidificación de especies del género haliaeetus. Inédito.

Spierenburg, P. (2005). Birds in Bhutan: Status and Distribution. Oriental Bird Club, Bedford, UK. 

Sourav, M.S.H., Ahmed, B. and Thompson, P. (2011). Pallas’s Fish Eagle Haliaeetus leucoryphus in Bangladesh. BirdingASIA. 16: 101-105.   

Stalmaster, M. V. (1987). The Bald Eagle. New York: Universe Books.

Treinys, R., Dementavičius, D., Rumbutis, S., Švažas, S., Butkauskas, D., Sruoga, A. and Dagys, M. (2016). 

Settlement, habitat preference, reproduction, and genetic diversity in recovering the white-tailed eagle Haliaeetus albicilla population. Journal of Ornithology. 157(1): 311–323. 

Wood, P. B., D. A. Buehler and M. A. Byrd. (1990). “Raptor status report-Bald Eagle.” In Proceedings of the southeast raptor management symposium and workshop., edited by B. Giron Pendleton, 13-21. Washington, D.C: Nat. Wildl. Fed.

Actividades humanas durante el periodo de reproducción de rapaces; el control cinegético durante el estado de Alarma COVID-2019 ¿es posible gestionarlo de manera adecuada?

Text in English after Spanish

El impacto de las actividades humanas sobre la reproducción en rapaces y otras especies de aves es un tema abordado en distintas investigaciones. Durante el estado de alarma decretado por el COVID-2019, se han suspendido todas las actividades no básicas, incluidas las actividades cinegéticas;  Sin embargo en algunas CC.AA se ha autorizado como herramienta de control de fauna para evitar daños. Para facilitar esta actividad se han simplificado los trámites, ¿Es realmente necesaria esta simplificación? O una manera de rebajar el grado de protección de las especies.

La época de cría es un período sensible para cualquier especie silvestre, especialmente para las aves ya que muchas especies se reproducen sobre nidos y los pollos permanecen en ellos durante largos periodos, eso los hace especialmente vulnerables a molestias en sus proximidades.  Son numerosos los trabajos e investigaciones que documentaron la existencia de una relación entre la reproducción y las molestias humanas con los cambios de utilización de hábitat, lugares de nidificación (White y Thurrow, 1985; McGarigal et al., 1991; Fernández – Juricic, 2002; González et al., 2006) o perdida de nidadas e influir negativamente sobre el éxito reproductivo (Holmes et al., 1993; Steidl y Anthony, 1996; Richardson y Miller, 1997; Swarthout y Steidl, 2001).  También se ha comprobado que las molestias humanas infieren negativamente sobre el cuidado parental y pueden crear molestias en las zonas de alimentación y provocando una disminución en los aportes de presas a nidos (Fernandez y Askona, 1993; Verhulst et al., 2001; Bautista et al., 2004). Cuando ocurren molestias en las proximidades de los nidos, estas pueden provocar abandonos temporales y pueden provocar enfriamiento de embriones o pérdida de pollos, las consecuencias sobre la nidada pueden variar dependiendo de la actividad o del comportamiento individual de los reproductores.

Recientemente la Comunidad Autónoma de Madrid declara el estado de alarma para la gestión de la situación de crisis sanitaria ocasionada por el COVID-19 suspende las actividades deportivas y de ocio y, en consecuencia, la actividad cinegética.  Sin embargo autoriza la actividad cinegética para especies en abundancia tal que resulte especialmente peligrosa para las personas o perjudiciales para la agricultura, la ganadería, los montes o la caza y está resolución  estará vigente durante todo el periodo de reproducción de numerosas especies de aves amenazadas o vulnerables.

Águila imperial ibérica adulta en un posadero de caza en una linde de un campo de cultivo / Spanish Imperial Eagle adult in a hunting innkeeper on the edge of a farm field. Photographs: R. Sánchez 2019 ©

Una de las especies afectadas por esta resolución es el   águila imperial ibérica objeto de estudio  (González et al., 2006),  se publico una investigación en la que se evaluó el grado de afección y se propuso soluciones prácticas para su gestión, los objetivos planteados en este trabajo fueron:

  • Medir e identificar las actividades humanas alrededor de los lugares de nidificación que de forma significativa puedan afectar a su comportamiento reproductor.
  • Valorar cuándo la respuesta del ave depende de la distancia al nido, de la intrusión o de las características del entorno del nido.
  • Evaluar el efecto potencial de la habituación en su comportamiento.
  • En base a lo anterior, identificar las distancias de reacción que puedan servir para establecer zonas de seguridad efectivas para la especie.

Entre los resultados de esta investigación encontraron que la probabilidad de que las actividades humanas alrededor de los nidos produzca como reacción el abandono del nido, varió significativamente entre territorios y tipo de molestias y aumento cuando la distancia entre la actividad y el nido disminuyo. También se observo un aumento cuando el número de personas involucradas en cada intrusión fue mayor. Estos investigadores también comprobaron que las actividades pedestres, sobre todo de cazadores,  excursionistas y eco turistas, causaron más reacciones de vuelo que los vehículos.

Foto 1 nido de águila imperial ibérica junto a un terreno de cultivo / Photo 1 Iberian imperial eagle nest next to a farmland
Foto 2 Águila imperial ibérica adulta haciendo vuelos de caza en un olivar / Photo 2 Adult Iberian imperial eagle doing hunting flights in an olive grove.
Photographs: R. Sánchez 2019 ©

 En cuanto a las distancias la probabilidad de reacción aumento significativamente cuando las fuentes de molestias ocurrieron a menos de 450 m. de los nidos y fue insignificante cuando ocurrieron a más de 800 m.  Los resultados de esta investigación sugieren que, la zona critica de seguridad alrededor de los nidos de águila imperial puede ser establecida con un radio mínimo de 500 m. aproximadamente y la zona vulnerable hasta los 800 m., dependiendo de la fisiografía del terreno y la visibilidad desde el nido. La mayoría de los Planes de Recuperación del águila imperial ibérica, utilizaron estas recomendaciones para crear las zonas críticas entorno a los nidos.

 De las incursiones de cazadores observadas durante el periodo de estudio en el 57,1% de ellas, estuvieron acompañadas de reacción de vuelo es decir que abandonaron temporalmente los nidos, mientras que cuando irrumpieron caminantes (que solo transitaron en la cercanía de los nidos) solo en el 6,3% de las ocasiones las águila abandonaron los nidos, Cuando fueron excursionistas, las águila abandonaron los nidos fue en el 11,1% de las ocasiones mientras que cuando fueron eco turistas los abandonos temporales se produjeron en  el 35,5% de las ocasiones, sin embargo cuando fueron pastores nunca se observaron abandonos temporales.

 Estos resultados implican que hay cierta habituación, por ejemplo el paso de caminantes que no practican otras actividades o el uso de pastores, estos últimos tampoco realizaban otras actividades ajenas a la propia.  Sin embargo los cazadores y eco turistas, sus actividades implicaron permanencia en el lugar y en el caso de los cazadores los disparos magnificaron las molestias. Las actividades cinegéticas observadas siempre fueron asociadas a descastes de fauna salvaje por daños (conejo de campo y Jabalí).

En los cotos privados de caza ubicados en las comarcas forestales 6, 7, 8, 9 y 10 dadas las altas densidades de conejo presente en las mismas en el entorno de los cultivos, y los daños que estos producen a los mismos, el control poblacional podrá llevarse a cabo sin necesidad de autorización previa, debiendo únicamente el titular del acotado comunicar a la Dirección General de Biodiversidad y Recursos Naturales, y una única vez por temporada cinegética, con al menos 48 horas de antelación al inicio, en la resolución e 26 de abril de 2020, de la Dirección General de Biodiversidad y Recursos Naturales de la Consejería de Medio Ambiente, Ordenación del Territorio y Sostenibilidad. Si bien está resolución hace referencia que está actividad no debe acarrear consecuencias negativas al resto de las especies silvestres, especialmente las protegidas o amenazadas, no excluye ni hace referencias a esta actividad a las áreas próximas a los nidos de especies protegidas como el águila imperial ibérica

Nido de águila imperial en medio de un cultivo de secano / Spanish Imperial Eagle nest in the middle of a cereal crop. Photography: C. Palacin ©

Es indudable la necesidad de gestión de las especies y también puede llegar a ser necesario e incluso justificado estas actividades pero a pesar del estado de alarma, la Comunidad de Madrid tienen mecanismos para implementar este tipo de  medidas y compatibilizarlas con la conservación de especies protegidas, sus técnicos continúan con sus actividades a través del tele trabajo y los Agentes Medioambientales continúan ejerciendo sus funciones durante todo el estado de alarma, por lo que atender los requerimientos de las propiedades solicitantes es posible, al igual que establecer un condicionado de manera correcta, no estamos ante un escenario tan adverso en el que el ejercicio normal de la caza se hubiese visto afectado y hubiesen aumentado de manera significativa las especies de fauna salvaje y estuviesen poniendo en un riesgo real los cultivos, estamos exactamente en el mismo escenario que en años anteriores. Y este tipo de medidas mal calculadas pueden poner en riesgo la inversión que ha hecho esta misma administración durante años para recuperar especies amenazadas como el águila imperial ibérica, la avutarda (Otis tarda) y otras especies de interés  regional, lo mismo podría ocurrir en otras comunidades autónomas.

Jóvenes de águila imperial ibérica nacidos en zonas de cultivo / Young of Spanish imperial Eagle born in cultivation areas. Photography: R Sánchez 2018

Además la realidad es otra especies como el conejo de campo y la Paloma torcaz tienen predadores naturales que contribuyen de manera activa al control de las poblaciones presa y estas especies, el águila imperial ibérica, el águila real (Aquila  chrysaetos),  águila de bonelli (aquila fasciata) o el búho real (bubo bubo) ya están presentes en las áreas agrícolas, además a estas hay que sumar especies como el zorro (vulpes vulpes) especie que es considerada como dañina y es un importante aliado para el agricultor ya que sus presas principales son los lagomorfos y los roedores. La función principal de estas especies de predadores es mantener estables las  poblaciones de las especies presa e indirectamente son los encargados biológicos de acabar con las zoonosis. Esta resolución en ninguno de sus párrafos hace mención a la protección de los lugares de cría de los predadores o a la prohibición expresa de abatir zorros para poder contener el aumento de las especies objetivo ya que no solo los descastes son la herramienta de control si no los propios mecanismos de la naturaleza, afectados gravemente por resoluciones como la que ha implementado la Comunidad Autónoma de  Madrid.  Esta Pandemia nos está dando la oportunidad de hacer las cosas de otra manera y diferente a como hemos estado realizando ciertas actividades hasta ahora.

Descargar post en PDF / Download post in PDF

Citar como / Cite as: Sánchez, R. 2020. Actividades humanas durante el periodo de reproducción de rapaces; el control cinegético durante el estado de Alarma COVID-2019 ¿es posible gestionarlo de manera adecuada? Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 55.

Sánchez, R. 2020 Human activities during the period of raptor reproduction; the hunting control during the COVID-2019 alarm state, is it possible to manage it properly? Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 54.

Bibliografia / Citing Literature

Bautista, L. M., García, J. T., Calmaestra, R. G., Palacín, C., Martín, C. A., Morales, M. B., … & Viñuela, J. (2004). Effect of weekend road traffic on the use of space by raptors. Conservation Biology, 18(3), 726-732.

Fernández-Juricic, E. (2002). Can human disturbance promote nestedness? A case study with    breeding birds in urban habitat fragments. Oecologia, 131(2), 269-278.

Fernández-Juricic, E., Jimenez, M. D., & Lucas, E. (2002). Factors affecting intra-and inter-specific variations in the difference between alert distances and flight distances for birds in forested habitats. Canadian Journal of Zoology, 80(7), 1212-1220. 

Fernández, C., & Azkona, P. (1993). Human disturbance affects parental care of marsh harriers and nutritional status of nestlings. The Journal of wildlife management, 602-608.

González, L. M., Arroyo, B. E., Margalida, A., Sánchez, R., & Oria, J. (2006). Effect of human activities on the behaviour of breeding Spanish imperial eagles (Aquila adalberti): management implications for the conservation of a threatened species. Animal Conservation, 9(1), 85-93.

Holmes, T. L., Knight, R. L., Stegall, L., & Craig, G. R. (1993). Responses of wintering grassland raptors to human disturbance. Wildlife Society Bulletin (1973-2006), 21(4), 461-468.

McGarigal, K., Anthony, R. G., & Isaacs, F. B. (1991). Interactions of humans and bald eagles on the Columbia River estuary. Wildlife Monographs, 3-47.

Richardson, C. T., & Miller, C. K. (1997). Recommendations for protecting raptors from human disturbance: a review. Wildlife Society Bulletin (1973-2006), 25(3), 634-638.

Ruhlen, T. D., Abbott, S., Stenzel, L. E., & Page, G. W. (2003). Evidence that human disturbance reduces Snowy Plover chick survival. Journal of Field Ornithology, 74(3), 300-304. 

Steidl, R. J., & Anthony, R. G. (1996). Responses of bald eagles to human activity during the summer in interior Alaska. Ecological Applications, 6(2), 482-491.

Swarthout, E. C., & Steidl, R. J. (2001). Flush responses of Mexican spotted owls to recreationists. The Journal of wildlife management, 312-317. 

Verhulst, S., Oosterbeek, K., & Ens, B. J. (2001). Experimental evidence for effects of human disturbance on foraging and parental care in oystercatchers. Biological Conservation, 101(3), 375-380.

White, C. M., & Thurow, T. L. (1985). Reproduction of ferruginous hawks exposed to controlled disturbance. The Condor, 87(1), 14-22.


Human activities during the period of raptor reproduction; the hunting control during the COVID-2019 alarm state, is it possible to manage it properly?

The impact of human activities on reproduction in birds of prey and other species of birds is a topic addressed in different investigations. During the state of alarm decreed by COVID-2019, all non-basic activities have been suspended, including hunting activities; However, in some Autonomous Communities it has been authorized as a fauna control tool to avoid damage. To facilitate this activity, the procedures have been simplified. Is this simplification really necessary? Or a way to lower the degree of protection of the species.

The breeding season is a sensitive period for any wild species, especially for birds since many species reproduce on nests and chickens remain in them for long periods, which makes them especially vulnerable to nuisance in their vicinity. There are numerous works and investigations that documented the existence of a relationship between reproduction and human nuisances with changes in habitat use, nesting sites (White & Thurrow, 1985ç, Ruhlen et al., 2003; McGarigal et al., 1991; Fernández – Juricic, 2002; González et al., 2006) or loss of clutches and negatively influence reproductive success (Holmes et al., 1993; Steidl & Anthony, 1996; Richardson and Miller, 1997; Swarthout and Steidl, 2001). It has also been found that human nuisances negatively influence parental care and can create nuisances in feeding areas and cause a decrease in the contributions of prey to nests (Fernandez and Askona, 1993; Verhulst et al., 2001; Bautista et al., 2004). When discomfort occurs in the vicinity of the nests, these can cause temporary abandonment and can cause embryo cooling or loss of chickens, the consequences on the clutch may vary depending on the activity or individual behavior of the reproducers.

Recently, the Autonomous Community of Madrid declared a state of alarm for the management of the health crisis situation caused by COVID-19, suspending sports and leisure activities and, consequently, hunting activities. However, it authorizes hunting activity for species in abundance such that it is especially dangerous for people or harmful to agriculture, livestock, forests or hunting, and this resolution will be in force during the entire period of reproduction of numerous species of threatened or vulnerable.

One of the species affected by this resolution is the Spanish imperial Eagle (Aquila adalberti), the impact of human activities has already been studied (González et al., 2006), an investigation was published in which the degree was evaluated of affection and practical solutions for its management were proposed, the objectives set out in this work were:

  • To measure and identify whether human activities surrounding the nest sites significantly affect eagle reproductive behavior.
  • To assess whether the response of the birds depends on distance from the nest or on characteristics.
  • To evaluate the potential effect of habituation on eagle behavior.
  • Based on the former, to recommend the distances that would constitute the most effective buffer zones for this species.

Entre los resultados de esta investigación encontraron que the probability that human activities around nest sites provoked a flight reaction varied significantly among territories and among types of activity, and increased when the distance between the activity and the nest site decreased, and increased when the number of people involved in each intrusion was higher. Estos investigadores también comprobaron que las Pedestrian activities mainly by hunters, campers and ecotourists caused more flight reactions than vehicles.

Among the results of this research they found that the probability that human activities around nest sites provoked a flight reaction varied significantly among territories and among types of activity, and increased when the distance between the activity and the nest site decreased, and increased when the number of people involved in each intrusion was higher. These researchers also found that Pedestrian activities mainly by hunters, campers and ecotourists caused more flight reactions than vehicles.

Of the hunter raids observed during the study period in 57.1% of them, they were accompanied by a flight reaction, that is, they temporarily left the nests, while when walkers broke in (they only transited in the vicinity of the nests) only in 6.3% of the occasions the eagles left the nests, When they were hikers, the eagles left the nests it was in 11.1% of the occasions while when they were ecotourists the temporary abandonments occurred in 35.5% of the occasions, however, when they were pastors, temporary abandonments were never observed.

These results imply that there is some habituation, for example the passage of walkers who do not practice other activities or the use of shepherds, the latter also did not carry out other activities other than their own. However, the hunters and eco-tourists, their activities involved staying in the place and in the case of the hunters, the shooting magnified the inconvenience. The hunting activities observed have always been associated with weeding of wild fauna due to damage (European Rabbit and wild boar).

Recently, the Autonomous Community of Madrid declared a state of alarm for the management of the health crisis situation caused by COVID-19, suspending sports and leisure activities and, consequently, hunting activities. However, it authorizes hunting activity for species in abundance such that it is especially dangerous for people or harmful to agriculture, livestock, forests or hunting, and this resolution will be in force during the entire period of reproduction of numerous species of threatened or vulnerable.

In the private hunting reserves located in forest districts 6, 7, 8, 9 and 10, given the high densities of rabbits present in them in the environment of the crops, and the damage they cause to them, population control it may be carried out without the need for prior authorization, and only the owner of the bounded must notify the General Directorate of Biodiversity and Natural Resources, and only once per hunting season, at least 48 hours before the start, in resolution e 26 April 2020, from the General Directorate of Biodiversity and Natural Resources of the Ministry of Environment, Spatial Planning and Sustainability. Although this resolution refers that this activity should not have negative consequences for the rest of the wild species, especially those protected or threatened, it does not exclude or make references to this activity to the areas close to the nests of protected species such as the Spanish Imperial Eagle. 

There is no doubt the need for species management and these activities may also be necessary and even justified, but despite the state of alarm, the Community of Madrid has mechanisms to implement this type of measures and make them compatible with the conservation of protected species. Its technicians continue with their activities through telework and the Environmental Agents continue to exercise their functions throughout the state of alarm, so that meeting the requirements of the requesting properties is possible, as well as establishing a condition correctly, not we are facing such an adverse scenario in which the normal exercise of hunting would have been affected and the species of wild fauna would have increased significantly and they would be putting crops at real risk, we are in exactly the same scenario as in previous years . And this type of miscalculated measures may jeopardize the investment that this same administration has made over the years to recover threatened species such as the Spanish Imperial Eagle, Great Bustard (Otis tarda) and other species of regional interest, the same could happen in other autonomous communities.

In addition, the reality is another species such as the European Rabbit and the Common Woodpigeon have natural predators that actively contribute to the control of prey populations and these species, the Spanish Imperial Eagle, Golden Eagle (Aquila chrysaetos), águila de bonelli ( aquila fasciata) or Eurasian Eagle-owl (Bubo bubo) are already present in agricultural areas, in addition to these we must add species such as Red Fox (vulpes vulpes), a species that is considered harmful and is an important ally for farmers since its main prey is lagomorphs and rodents. The main function of these predator species is to keep the populations of the prey species stable and indirectly they are the biological managers of ending the zoonoses. This resolution does not mention in any of its paragraphs the protection of the breeding grounds of predators or the express prohibition of killing Red Fox in order to contain the increase in the target species, since not only the weeds are the control tool, but nature’s own mechanisms, seriously affected by resolutions such as the one implemented by the Autonomous Community of Madrid. This Pandemic is giving us the opportunity to do things differently and differently than we have been doing certain activities until now.

Cómo seleccionan las parejas las rapaces; emparejamiento concordante y otros aspectos que pueden influir en el emparejamiento

Text in English after Spanish

El emparejamiento en las aves ha sido objeto de estudio en diferentes investigaciones, En aves rapaces se ha descrito el emparejamiento concordante en diferentes especies con distintos fenotipos o formas. Aunque algunos autores no acaban de explicar que este comportamiento sea el único que influye en la selección de parejas, ¿la habilidad para la caza puede ser determinante?

Roberto Sánchez Mateos & Freddy Gallo Viracocha

El emparejamiento de las aves  es un comportamiento ampliamente investigado, algunos autores describen que el emparejamiento concordante, cuando un individuo de una especie prefiere emparejarse con un individuo con fenotipos similares a ellos mismos se denomina “preferencia homologa, de parecido o de tipo”  (Burley, 1983) en muchas especies de aves, ambos sexos contribuyen a la inversión parental y ambos serian selectivos cuando se emparejan (Trivers, 1972).  La prevalencia direccional en la elección de pareja en la selección sexual, ha sido encontrada como prevalente (Hill, 2006).

En rapaces se ha escrito el emparejamiento concordante en varias especies que no presentan dimorfismo sexual, pero si fenotipos o distintas formas del plumaje, se encontraron evidencias claras de emparejamiento concordante y no azaroso. Este tipo de emparejamiento se ha descrito con el águila imperial ibérica (Aquila adalberti) (Bortolotti, et al 2008), previamente se realizaron otros trabajos similares en otras especies de aves (Hill & McGraw, 2006a, 2006b).  Recientemente se ha descrito un comportamiento similar en una especie polimorfica, el águila calzada (Hieraaetus pennatus) en esta investigación concluyen que hay evidencias de emparejamiento no azaroso,  (Bosch, et al. 2020) aunque este tipo de emparejamiento es opuesto al encontrado con el águila imperial ibérica.

También hay trabajos que demuestran que en rapaces con diferentes formas en el plumaje, no existen emparejamientos concordantes, esto ocurre por ejemplo con el halcón de Eleonor (Falco eleonorae) una especie que presenta dos morfos, individuos de morfo claro y oscuro (Gangoso, et al. 2015) este autor en un trabajo realizado en una población de esta especie, no encontró evidencias de emparejamiento concordante, respecto a la forma de los adultos encontró diferencias en la ubicación de los nidos, dependiendo del morfo.

Pareja de águila imperial adulta con plumaje BDG – Adult imperial eagle couple with BDG plumage. Foto José Arcadio Calvo ©

Distintas investigaciones mostraron interés en entender la variación del color en las aves, especialmente en el poliformismo de color y como parte del mecanismo de especiación (Newton, 2003; Roulin, 2004). Quizás la explicación más lógica para el emparejamiento concordante sea que los ejemplares buscan para criar de la misma especie, que sean similares fenotípicamente a ellos para así evitar la hibridación (Bortolotti, et al 2008). Sin embargo en el caso de grandes rapaces se conocen diferentes casos de hibridación, Clanga clangaClanga pomarina, Aquila adalbertiAquila nipalensis y Aquila nipalensisAquila heliaca,en el primer caso, la hibridación entre las especies de clanga son águilas de colores similares, los adultos de ambas especies son monocromáticos con tonos de colores similares y los inmaduros tienen diseños de plumajes similares.  En el caso de la hibridación de Aquila adalbertiAquila nipalensis, ambas especies comparten genero y además ambas son del mismo grupo monofilético, los adultos tienen el plumaje de contorno pardo oscuro, aunque el águila de estepa carece de las manchas características del águila imperial ibérica , sin embargo los inmaduros de ambas especies son similares. La hibridación conocida entre especímenes de águila imperial ibérica y águila de estepa se produjo cuando el espécimen de águila de estepa se produjo cuando esta era inmadura, 2º año y en el 4º año cuando este ave alcanzo el plumaje definitivo fue expulsado de su territorio por un macho de águila imperial ibérica, posiblemente en este desenlace pudo ser determinante la ausencias de las manchas blancas en el macho de águila de estepa.

El trabajo realizado con el águila imperial ibérica (Bortolotti, et al 2008) fue realizado entre 1989 y 2006 en 86 territorios de cuatro de la cinco subpoblaciones la muestra, entonces  supuso el 28% población durante el periodo ese periodo de  estudio. El trabajo describe 8 categorías, basadas en diferentes patrones de plumajes, basados en las características de las manchas blancas de las pequeñas cobertoras alares y de las escapulares, en esa investigación por problemas estadísticos en la muestra solo se estudiaron tres de las ocho categorías.  Además de comprobar si existía emparejamiento concordante, tenía por objetivo comprobar si existía alguna relación entre el patrón del plumaje y la productividad para ello se estudiaron 53 territorios con en 404 eventos reproductivos. 

 Un potencial factor se sesgo en este tipo de estudios es la variación del plumaje, el hecho de que estos patrones pueden variar con la edad, sobre ello (Bortolotti, et al 2008) demostraron que en caso del águila imperial ibérica los patrones permanecieron durante la edad, loa autores comprobaron que 40 ejemplares durante un periodo largo mantuvieron sus diseños de plumaje constantes. Entre los resultados obtenidos para el águila imperial ibérica (Bortolotti, et al 2008), de los ocho patrones  el mas observado fue el AEG con el 33%, el BDG con el 24%, el ADG con el 17% y el 26% de los ejemplares eran de los patrones (BEF, BEG, CDG, CEF y CEG).  Por sexos encontraron que las hembras mayoritariamente presentaron el patrón AEG (41%), seguidas de la ADG (23%), BDG (15%) y CDG (8%), mientras que los machos BDG (34%), seguido de AEG (25%), BEG (15%) y el CDG (12%). Cuando consideraron las tres categorías que definían la mayor extensión de blanco (abundante, intermedio y escaso) las hembras tendieron a mostrar con mayor frecuencia las categorías con mayor proporción de blanco que los machos, siendo las diferencias estadísticamente significativas. En 44 territorios de los estudiados donde se pudo determinar la tipología de de plumaje en ambos sexos, hubo un alto grado de emparejamiento discriminante positivo. Cuando estos mismos autores compararon si el patrón  de los plumajes tenían alguna influencia sobre la selección de la calidad del hábitat y sobre la productividad, encontraron que en los territorios de baja calidad las hembras de la categoría abundante fue del 50%, del 42% de la intermedia y el 8% de la categoría baja. En los territorios de alta calidad de la categoría abundante fue del 48%, de la intermedia el 41% y de la escasa el 10%, por lo que no se encontraron diferencias significativas.  Lo mismo ocurrió con la productividad, por lo que los autores descartaron relación entre el tipo de patrón, la calidad del territorio y productividad.

Parejas de Águila imperial ejemplos de emparejamiento concordante (parejas en vuelo) y emparejamiento erróneo (posada) /Couples of Spanish Imperial Eagle examples of assortative pairing (couples in flight) and mismatch (perch). Fotografía/Photography: R. Sánchez © 

Para explicar los emparejamientos concordantes en esta especie los autores plantearon seis posibles hipótesis (elección de pareja por preferencia homologa, por preferencia direcciones, por marcas distintivas, identificación individual, ocupación del territorio y adaptativa por selección natural) y no encontraron que algunas de ellas explique claramente la variabilidad de plumajes en esta especie, sin embargo algunas de ellas parecen ajustarse mejor que otras.  Los autores creen que sus manchas blancas pueden tener algún significado de señalización, relacionada con la territorialidad  y defensa. Sin embargo existen otros componentes no-comportamentales que pueden ser importantes a la hora de elegir pareja. En el caso del águila imperial ibérica los ejemplares inmaduros no presentan las manchas blancas que tienen los adultos y en esta especie la edad media de emparejamiento esta descrita a los 3,4 años (González et al., 2006) el plumaje descrito a esa edad es el de primer damero, que se caracteriza por la ausencia de plumas blancas (González & Margalida 2008).  Una hipótesis que explicaría el emparejamiento con inmaduros podría ser la habilidad para la caza , en un trabajo sobre como obtienen el alimento el águila imperial ibérica (Margalida, et al 2018) obtuvieron como resultado que está especie adquiere la habilidad de la caza con la edad, encontraron que los ejemplares inmaduros se alimentaban más frecuentemente de carroña que los adultos,  pero en este trabajo no encontraron diferencias significativas entre reproductores y no reproductores en el uso de las técnicas de caza. Sin embargo nuevos resultados sobre el uso de técnicas de caza entre reproductores y no reproductores con plumaje inmaduro (2º pajizo, damero claro y damero oscuro) se han encontrado diferencias significativas entre inmaduros en la forma de obtener su alimento, los emparejados utilizan las técnicas de caza casi el doble que un inmaduro sin emparejar (datos propios)  estos resultados sugieren que los inmaduros que dominan mejor las técnicas de caza se emparejan antes que los que no las dominan y se alimentan mayoritariamente de carroña.  En cuanto al emparejamiento fallido-no concordante (Bortolotti, et al 2008) no encontraron evidencias que los explicasen, pero sugieren que la mayoría de los emparejamientos no parecidos se pudieron producir por la ausencia de machos con manchas blancas de tipo abundante, por lo tanto por esta escasez pueden no ser errores o también podrían ser consecuencia de una selección en base a la destreza por el dominio de la caza cuando estos tenían plumaje inmaduro y aún no presentaban el plumaje característico de los adultos. Por lo que la selección de parejas en esta especie puede estar motivada por el patrón de plumaje y por las habilidades en la caza.

Pareja mixta a la izquierda y pareja inmadura a la derecha / Mixed couple on the left and immature couple on the right. Fotografía Fotografía/Photography: R. Sánchez ©

En cuanto a la selección de pareja con el águila calzada (Bosch, et al. 2020) obtuvieron su muestra para realizar su investigación en España, en el litoral mediterráneo, en tres comunidades autónomas en Cataluña, Región de Murcia y Comunidad Valenciana, es un estudio a largo plazo y los datos los obtuvieron de parejas exitosas de las tres poblaciones estudiadas. Al contrario del águila imperial ibérica, es una rapaz de amplio rango de distribución y este estudio se ha hecho con una pequeña muestra de su población. En esta población encontraron que el número de parejas formadas por ejemplares de morfo claro fue mucho menor del esperado, y también comprobaron que el número de pollos de morfo oscuro nacidos en parejas de morfo claro fue muy bajo, por lo que según estos resultados las parejas en las que ambos adultos son claros, nacen mas pollos similares a sus padres que de morfo oscuro. Mientras que en las parejas mixtas, especialmente en las que el macho era claro, el número de pollos de morfo oscuro nacidos fue superior al esperado. Por otro lado en el área de estudio el número de de parejas en la que los dos adultos tenían el plumaje claro, fue el menor del esperado.

Pareja de águila calzada, hembra morfo claro y macho morfo oscuro / Couple of booted eagle, female light morph and male dark morph.  Fotografía Fotografía/Photography: Alberto García Santervás

Uno de los resultados encontrados para el águila calzada  por (Bosch, et al. 2020) fue un fenómeno de distorsión en relación al emparejamiento de machos de amorfo claro con hembras de morfo oscuras, los autores sugieren que uno o dos fenómenos de apareamiento selectivo pueden estar ocurriendo con esta especie en las poblaciones estudiadas. Para el primer fenómeno, consideran que los machos de morfo claro, se emparejan con hembras de morfo oscuro, en función de la impresión del color de su madre. Mientras que en el segundo fenómeno solo afectaría a los individuos de morfo claro, que preferentemente se emparejan con individuos con plumaje opuesto, seleccionados por características secundarias o rasgos que se desconocen hasta el momento.  Al igual que parece que ocurre con el águila imperial  ibérica, el dominio de las técnicas de caza también podría suceder  esto también con el águila calzada, con esta especie no se han realizado estudios sobre cómo  esta especie obtiene el alimento, aunque sí sobre su dieta.

Pareja de águila calzada morfo claro / Couple of clear morpho booted eagle.
Photography: Karen Prisby

Citar como/ cited as: Sánchez, R. 2020. Cómo seleccionan las parejas las rapaces; assortative pairing y otros aspectos que pueden influir en el emparejamiento. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 54. / Sánchez, R. 2020. How pairs of birds select birds of prey; assortative pairing and other aspects that can influence the pairing. Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 54.

Descarga esta entrada n PDF para poder leerlo fuera de linea

descarga de los patrones plumaje águila imperial ibérica

Bibliografía / Bibliografy

Bortolotti, G. R., González, L. M., Margalida, A., Sánchez, R., & Oria, J. (2008). Positive assortative pairing by plumage colour in Spanish imperial eagles. Behavioural processes, 78(1), 100-107.

Burley, N., 1983. The meaning of assortative mating. Ethol. Sociobiol. 4, 191–203.

Bosch, J., Calvo, J.F., Martínez, J.E. et al. Evidence of non-random mating in a colour polymorphic raptor, the Booted Eagle. J Ornithol (2020). https://doi.org/10.1007/s10336-020-01763-y 

Gangoso, L., Afán, I., Grande, J. M., & Figuerola, J. (2015). Sociospatial structuration of alternative breeding strategies in a color polymorphic raptor. Behavioral Ecology, 26(4), 1119-1130.

González, L. M., Oria, J., Margalida, A., Sánchez, R., Prada, L., Caldera, J., … & Molina, J. I. (2006). Effective natal dispersal and age of maturity in the threatened Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti: conservation implications. Bird Study, 53(3), 285-293. 

Hill, G.E., 2006. Environmental regulation of ornamental coloration. In: Hill, G.E., McGraw, K.J. (Eds.), Bird Coloration, vol. 1: Mechanism and Mea- surements. Harvard University Press, Cambridge, pp. 507–560.

Hill, G.E., McGraw, K.J. (Eds.), 2006a. Bird Coloration, vol. 1: Mechanism and Measurements. Harvard University Press, Cambridge.

Hill, G.E., McGraw, K.J. (Eds.), 2006b. Bird Coloration, vol. 2: Function and Evolution. Harvard University Press, Cambridge. 

Margalida, A., Colomer, M., Sánchez, R., Sánchez, F. J., Oria, J., & González, L. M. (2017). Behavioral evidence of hunting and foraging techniques by a top predator suggests the importance of scavenging for preadults. Ecology and evolution, 7(12), 4192-4199.

Newton, I., 2003. The Speciation and Biogeography of Birds. Academic Press, New York.

Roulin, A., 2004. The evolution, maintenance and adaptive function of genetic colour polymorphism in birds. Biol. Rev. 79, 815–848.

Trivers, R.L., 1972. Parental investment and sexual selection. In: Campbell, B. (Ed.), Sexual Selection and the Descent of Man. Aldine Publishing Co., Chicago, pp. 139–179.


How pairs of birds select birds of prey; assortative pairing and other aspects that can influence the pairing

Pairing in birds has been the subject of study in different investigations. In raptors, assortative pairing has been described in different species with different phenotypes or shapes. Although some authors do not finish explaining that this behavior is the only one that influences the selection of pairs, can hunting ability be decisive?

Bird pairing is a widely investigated behavior, some authors describe that assortative pairing, when an individual of a species prefers to mate with an individual with phenotypes similar to themselves is called “homologous, similar or type preference” (Burley , 1983) in many bird species, both sexes contribute to parental inversion and both would be selective when paired (Trivers, 1972). Directional prevalence in partner choice in sexual selection has been found to be prevalent (Hill, 2006).

In raptors assortative pairing has been written in several species that do not present sexual dimorphism, but if phenotypes or different forms of plumage, clear evidence of concordant and non-random mating was found. This type of pairing has been described with the Spanish imperial Eagle (Aquila adalberti) (Bortolotti, et al 2008), previously similar work has been done in other bird species (Hill & McGraw, 2006a, 2006b). A similar behavior has recently been described in a polymorphic species, the Booted Eagle (Hieraaetus pennatus). In this research, they conclude that there is evidence of non-random mating (Bosch, et al. 2020), although this type of pairing is the opposite of that found with the Spanish imperial Eagle.

There are also works that show that in birds of prey with different plumage shapes, there are no concordant pairings, this happens for example with Eleonora’s Falcon (Falco eleonorae) a species that has two morphs, individuals with light and dark morphs (Gangoso, et al . 2015) this author, in a study carried out in a population of this species, found no evidence of concordant mating, regarding the shape of the adults, found differences in the location of the nests, depending on the morph.

Different investigations showed interest in understanding color variation in birds, especially in color polymorphism and as part of the speciation mechanism (Newton, 2003; Roulin, 2004). Perhaps the most logical explanation for assortative pairing is that the specimens seek to breed from the same species, that they are phenotypically similar to them in order to avoid hybridization (Bortolotti, et al 2008). However, in the case of large birds of prey, different hybridization cases are known, Clanga clanga ⅹ Clanga pomarina, Aquila adalbertiAquila nipalensis and Aquila nipalensis ⅹ Aquila heliaca, in the first case, the hybridization between clanga species are eagles of similar colors , the adults of both species are monochromatic with similar color tones and the immature ones have similar plumage designs. In the case of the hybridization of Aquila adalberti ⅹ Aquila nipalensis, both species share a genus and also both are of the same monophyletic group, the adults have the plumage of dark brown contour, although the steppe eagle lacks the characteristic spots of the Spanish imperial Eagle However, the immatures of both species are similar. The known hybridization between specimens of Iberian Imperial Eagle and steppe eagle occurred when the Steppe Eagle specimen occurred when it was immature, 2nd year and in the 4th year when this bird reached the final plumage was expelled from its territory by a male of Spanish imperial Eagle, possibly in this outcome the absence of white spots in the Steppe Eagle male could be decisive.

The work carried out with the Spanish Imperial Eagle (Bortolotti, et al 2008) was carried out between 1989 and 2006 in 86 territories of four of the five subpopulations in the sample, so it was 28% of the population during the period of that study period. The work describes 8 categories, based on different plumage patterns, based on the characteristics of the white spots of the small wing coverts and the scapula, in this investigation due to statistical problems in the sample, only three of the eight categories were studied. In addition to checking if there was assortative pairing, the objective was to check if there was any relationship between the plumage pattern and productivity. To this end, 53 territories were studied with 404 reproductive events.

A potential bias factor in this type of study is the variation of plumage, the fact that these patterns can vary with age, on this (Bortolotti, et al 2008) showed that in the case of the Spanish Imperial Eagle the patterns remained during the age, the authors verified that 40 specimens over a long period kept their plumage designs constant. Among the results obtained for the Spanish Imperial Eagle (Bortolotti, et al 2008), of the eight patterns the most observed was the AEG with 33%, the BDG with 24%, the ADG with 17% and 26% of the specimens were from the standards (BEF, BEG, CDG, CEF and CEG). By sex, they found that the females presented the AEG pattern (41%), followed by the ADG (23%), BDG (15%) and CDG (8%), while the BDG males (34%), followed by AEG (25%), BEG (15%) and the CDG (12%). When they considered the three categories that defined the greatest extension of white (abundant, intermediate and scarce), the females tended to show the categories with the highest proportion of white more frequently than the males, the differences being statistically significant. In 44 territories of the studied where the plumage typology could be determined in both sexes, there was a high degree of positive discriminant matching. When these same authors compared whether the plumage pattern had any influence on the selection of habitat quality and on productivity, they found that in low-quality territories, females in the abundant category were 50%, 42% of the intermediate and 8% of the low category. In the high-quality territories, the abundant category was 48%, the intermediate 41% and the scarce 10%, so no significant differences were found. The same occurred with productivity, so the authors ruled out a relationship between the type of pattern, the quality of the territory and productivity.

To explain the concordant pairings in this species, the authors proposed six possible hypotheses (choice of partner by homologous preference, by preference, directions, by distinctive marks, individual identification, occupation of the territory and adaptive by natural selection) and did not find that some of them explain clearly the variability of plumages in this species, however some of them seem to fit better than others. The authors believe that their white spots may have some signaling significance, related to territoriality and defense. However, there are other non-behavioral components that can be important when choosing a partner. In the case of the Spanish Imperial Eagle, the immature specimens do not present the white spots that the adults have and in this species the average mating age is described at 3.4 years (González et al., 2006) the plumage described at that age. It is the first checkerboard, which is characterized by the absence of white feathers (González & Margalida 2008). A hypothesis that would explain the pairing with immatures could be the hunting ability, in a work on how the Spanish Imperial Eagle obtain food (Margalida, et al 2018) obtained as a result that this species acquires hunting ability with age , found that the immature specimens fed more frequently on carrion than the adults, but in this work they did not find significant differences between breeders and nonbreeding in the use of hunting techniques. However, new results on the use of hunting techniques between breeders and non-breeders with immature plumage (second plumage, third plumage and fourth plumage), significant differences have been found between immature in the way of obtaining their food; hunts almost twice as much as an unmatched immature (own data) these results suggest that the immature that better dominate the hunting techniques are paired before those that do not dominate them and feed mostly on carrion. Regarding the failed-concordant pairing (Bortolotti, et al 2008), they did not find any evidence to explain them, but they suggest that most of the unpaired matches could be produced due to the absence of males with abundant white spots, therefore due to this scarcity, they may not be errors or they could also be the consequence of a selection based on the skill for hunting dominance when they had immature plumage and did not have yet the characteristic plumage of adults. So the selection of pairs in this species may be motivated by the plumage pattern and hunting skills.

Regarding the couple selection with the Booted Eagle (Bosch, et al. 2020) they obtained their sample to carry out their research in Spain, on the Mediterranean coast, in three autonomous communities in Catalonia, the Region of Murcia and the Valencian Community, it is a long-term study and data were obtained from successful couples from the three populations studied. Unlike the Iberian imperial eagle, it is a raptor with a wide range of distribution and this study has been done with a small sample of its population. In this population they found that the number of pairs formed by specimens of light morph was much lower than expected, and they also found that the number of dark-morph chickens born in pairs of light morph was very low, so according to these results the pairs in which both adults are light, more chickens are born similar to their parents than dark morpho. While in mixed pairs, especially those in which the male was light, the number of hatched dark-billed chickens was higher than expected. On the other hand, in the study area, the number of pairs in which the two adults had light plumage was less than expected.

One of the results found for the Booted Eagle by (Bosch, et al. 2020) was a distortion phenomenon in relation to the pairing of light amorphous males with dark morpho females, the authors suggest that one or two selective mating phenomena may be occurring with this species in the populations studied. For the first phenomenon, they consider that males with a light morph are paired with females with a dark morph, depending on the color impression of their mother. While in the second phenomenon it would only affect individuals with a light morph, which are preferably paired with individuals with opposite plumage, selected for secondary characteristics or traits that are unknown to date.  As it seems to be the case with the Spanish imperial eagle, the mastery of hunting techniques could also happen this with the Booted Eagle, with this species there have been no studies on how this species gets food, although on its diet.

The description of this behavior of assortative pairing or not, its application to the management of an ex situ population can be very important. In many captive breeding projects, birds are paired based on the breeder’s judgment and without regard to these biological aspects. In the case of the Iberian imperial eagle until 2006 there were 4 captive breeding centers of the Iberian imperial eagle and according to (Bortolotti, et al 2008) in none of the existing projects prior to their study this pairing technique was not applied and until then In none of the centers had positive results been obtained in the captive breeding of this species.

Download this post in PDF to read it offline

download of the Iberian imperial eagle plumage patterns

Dieta de grandes águilas; ¿Influye la densidad de Lagomorfos en su demografia?

Sin duda, Cuando los lagomorfos están presentes tienen un importante papel en la dieta de las grandes águilas. Mientras en los continentes donde se introdujeron se consideran plaga y las favorecen positivamente, donde son autóctonos las poblaciones decrecen y el impacto sobre las grandes águilas es negativo, hasta el punto que una especie estuvo a punto de extinguirse.  Analizaremos el impacto en la dieta de los lagomorfos, en tres especies de distintos continentes, el águila imperial ibérica, el águila audaz y el águila mora.

Text in English after Spanish

LOS LAGOMORFOS Y LA INTRODUCCIONES

La introducción de especies exóticas fue una practica común durante mucho tiempo. Sin embargo desde finales del siglo XX la introducción de especies foráneas está considerada como una amenaza medioambiental y esta prohibida en muchos países.  Quizás el conejo de campo (Oryctolagus cuniculus) es uno de los casos mas conocidos. Esta originaria de la peninsula ibérica (España y Portugal), fue introducida en la edad media en amplias zonas de Europa, mas tarde fue introducida por los colonos en otros continentes, la mas impactante, la realizada en Australia, en 1859, Thomas Austin propietario de una hacienda de 12.000 ha cerca de Winchelsea, Victoria conocida como Barwon Park, decidió liberar 24 ejemplares reproductores de Conejo de campo, el objetivo de esta liberación era poder cazarlos. En 1991 ya era considerado una plaga y inicio la construcción de la primera maya a prueba de conejos para impedir su expansión y en menos de 50 años la población de este lagomorfo en Australia era superior a los 500 millones de ejemplares.  

En Sudamerica se considera que las primeras reintroduciones se realizaron en 1880 en el lado Argentino del la Isla de Tierra de fuego y en algunas islas del canal de Beagle, posteriormente en 1936 se liberaron ejemplares en el lado chileno de esta isla entonces se desencadeno una explosión demográfica en 1950 la densidad de conejos supero los 30 ejemplares/hectárea y su población en estas islas ocupaba el millón de hectáreas. En el continente la primera liberación se data en 1884,  se libero en una isla de la laguna de Cauquenes, en el centro de Chile. Tras una sequía el nivel de agua descendió y desde entonces la población de este lagomorfo se extendió por chile, en 1950 cruzo los Andes y se expandió hacia Argentina y en 30 años ocupaba una superficie de 50.000 km2. La población de Tierra de fuego, por motivos desconocidos también consiguió atravesar el estrecho de Magallanes y consiguió expandirse por el sur de Argentina, desde el siglo XX está especie se considera plaga en Chile y Argentina.

Conejo de campo (Oryctolagus cuniculu) / Rabbit.
Fotografía/photography: R. Sánchez 2017©

En 1888 también fue introducida en Sudamérica la liebre europea (Lepus europaeus), en una estancia de Argentina se liberaron tres docenas de ejemplares procedentes de Alemania y en 1896 también se introdujeron ejemplares procedentes de Alemania y desde entonces se extendió por gran parte del cono sur, al contrario que el conejo, esta especie no llego a colonizar la Isla de Tierra de Fuego, en 1983 ya estaba presente en todo Uruguay, Paraguay y algunas zonas del sur de Brasil y Bolivia.  En 1990 llego a Perú, cada año se cazan unos 6 millones de ejemplares solamente en Argentina.

La presencia de estos lagomorfos en  Australia y en Sudamérica sin duda han tenido un impacto negativo para algunas especies de pequeños y medianos herbívoros por  competencia por los pastos. Pero no hay ninguna duda que la presencia de estas especies ha favorecido a las poblaciones de ciertas especies de rapaces ya que esto ha supuesto un aumento significativo en la disponibilidad de presas.

Carancho meridional (Caracara plancus)  alimentándose de una liebre en la Patagonia chilena / Southern Caracara feeding on a hare in Chilean Patagonia. 
Fotografia/photografia: R. Sánchez 2016 ©

SU IMPACTO SOBRE LA DIETA DE GRANDES ÁGUILAS

Sobre el impacto de la densidad de lagomorfos sobre las poblaciones de grandes rapaces se han realizado numerosas investigaciones en Europa,  Australia y recientemente en Sudamérica.  En Europa el conejo de campo se considera la presa base del águila imperial ibérica (Aquila adalberti), actualmente catalogada a nivel global como especie vulnerable (BirdLife International, 2017).  Varios trabajos demostraron el importante impacto que tuvo sobre la población de águila imperial ibérica la reducción de la población de conejo de campo en grandes áreas de su rango de distribución como consecuencia de diferentes epizootias. Inicialmente el conejo de campo se redujo drásticamente como consecuencia de la irrupción de la mixomatosis (González, 1991) y posteriormente por las distintas cepas de NHV (Sánchez, et al. 2008 y Sánchez, et. al. 2009) esta reducción en la disponibilidad de presas tuvo graves consecuencias sobre las población de águila imperial ibérica.

Tras la aparición de cada uno de los brotes epidemiológicos, su la productividad inicialmente se vio favorecida, durante el inicio del brote aumento la disponibilidad de presas ya que el elevado número de conejos enfermos o muertos incremento el éxito en la obtención de alimento y por ello aumento la productividad, pero a medio-largo plazo el aumento de mortalidad del conejo provoco una disminución de presas y como consecuencia las tendencias se invirtieron, las consecuencias fueron una reducción significativa de la productividad y un aumento de mortalidad de pollos por cainismo. El tamaño de la puesta de esta especie es de entre 1-4 huevos y el cainismo es facultativo, solo aparece en caso de falta de recursos tróficos. La productividad media descrita para esta especie es de 1,76 pollos/nidos y una tasa de vuelo de 2,07 pollos/nido (Margalida, et al. 2007).  En un trabajo donde se comparo la productividad entre nidos donde el conejo era abundante con nidos donde no lo era,  la tasa de vuelo en los territorios de baja calidad fue de 0,56 pollos/nidos mientras que en los de alta calidad fue de hasta 2,32 pollos/nido (González, et al. 2006).

 Pareja de águila imperial ibérica, la hembra portando un conejo de campo. / Pair of Spanish Imperial Eagle, the female carrying a Rabbit.
Fotografía/Photography: R. Sanchez 2018©

Cuando se redujeron las poblaciones de conejo, además de la reducción de la productividad, se encontraron otras consecuencias que afectaron negativamente a la demografía. La escasez de alimento afecto de manera directa e indirecta a la mortalidad no solo de pollos nidícolas, si no de juveniles y adultos por persecución humana. La perdida de recursos tróficos provoco un doble conflicto con el ser humano, primero como consecuencia del aumento de capturas de animales domésticos, especialmente gallinas o corderos y se genero otro conflicto con el sector cinegético ya que se considero al águila como un competidor y se le responsabilizó de la escasez de presas cinegéticas.  Por ello aumento la mortalidad pro disparo y sobre todo por envenenamiento,  en un estudio sobre su mortalidad realizado entre 1989-2004 en el que abarca el periodo en que apareció el primer brote de NHV del conejo de campo (1989) el veneno fue la segunda causa de mortalidad, afecto al 30,7% de los casos registrados (González, et al. 2007).

A finales de la década de los 80, cuando esta especie contaba con una población de 120 parejas reproductoras  estaba en peligro de extinción (González, et al. 2008) se detecto una alta mortalidad de pollos en nido como consecuencia de un aumento de casos de cainismo como consecuencia de la reducción de recursos tróficos. Para evitar esta importante pérdida de ejemplares y aumentar así la tasa de vuelo y la productividad se implemento un exitoso programa de alimentación suplementaria (González, et al. 2006) que junto con medidas para reducir la mortalidad fueron clave para la recuperación de la especie.

La importancia del conejo de campo en la dieta tiene un importante peso en otra especie del género aquila,  el águila audaz (Aquila audax) una de las dos especies de este género que habitan en Oceanía, son muchos los estudios que se refieren a ello.  Pero en este caso el conejo no era su presa base, es una especie introducida y en gran parte del país se convirtió en su principal presa. Antes de la introducción del conejito se cree que estaba especializada en las caza de Macropus y de reptiles.  Ya a principios de los 90 del siglo pasado ya se confirmo que la introducción del conejo provoco un aumento de la población de esta rapaz (Olsen, & Marples, 1992), tras un trabajo en el que investigaron el impacto del conejo en la evolución de 24 especies de rapaces diurnas y 8 nocturnas durante 3 períodos de tiempo (antes de la reintroducción del conejo, durante el apogeo de la población y descule del control exitoso a gran escala) en especie como el águila chica (Hieraaetus morphnoides) no se registraron cambios significativos en el tamaño de la nidada, sin embargo en otras especies como el águila audaz,  el azor australiano (Accipiter fasciatus) y el milano silbador (Haliastur sphenurus) su productividad disminuyo significativamente en las áreas donde se controlo exitosamente el conejo.  El tamaño de la puesta en  águila audaz es de entre 1 y 4 huevos, el tamaño medio en Victoria es 1,5 huevos/nido (Baker-Gabb 1984) aunque un gran número de puestas es de 2 huevos. En las zonas donde no se controlaron los conejos el número de nidos con 2 huevos fue mayor que en las zonas conde se controlaron (Olsen, & Marples, 1992), estos autores concluyen que la expansión del conejo favoreció claramente a la población de águila audaz.

Águila audaz en vuelo / Wedge-tailed Eagle 

Sobre la importancia del conejo de campo en la dieta son numerosos los trabajos que muestran su importancia (Leopold & Wolfe, 1970, Sharp, et al. 2002; Brooker, et al. 1980, Baker-Gabb 1984 y Debus, et al. 2007), el porcentaje de consumo del conejo vario entre el 46-75%. En 1996 tras una epizootia que redujo notablemente la población de conejos en muchas áreas se comprobó que el águila audaz sustituyo el conejo por diferentes presas autóctonas especialmente reptiles (Sharp, et al. 2002), aunque estos autores no describen si este cambio de dieta tuvo un efecto positivo o negativo sobre la productividad de este águila.  Algunos de estos autores también citan a la Liebre europea en la dieta del águila audaz, pero no alcanza el peso del conejo de campo, en (Debus, et al. 2007) el porcentaje de conejo en la dieta fue del 56% mientras que el de la liebre fue del 8%.

En el continente australiano se conoce que el efecto de la superpoblación de conejos fue clave para el aumento de las especies que adaptaron su dieta es esta nueva presa, como le ocurrió al águila audaz, en la primera década del siglo XXI se observo un disminución poblacional del águila chica, ante está preocupación se planteó si el águila audaz podía estar implicada en esta disminución, se realizó un trabajo para comprobar esta hipótesis (Olsen, et al. 2010), estos autores compararon la dieta de ambas especies para comprobar el grado de solapamiento, el águila chica consume un mayor número de especies de aves y evita el consumo de Macropodidae, estos últimos son muy consumidos por el águila audaz. En cuanto al consumo de conejos ambas especies los consumen pero para el  águila chica con menor frecuencia que el águila audaz, este trabajo concluyo que no había solapamiento en la dieta, que cada especie tenía su propio nicho y por lo tanto el águila audaz no estaba detrás de esa disminución. Tampoco hay referencias para que apoyasen que fuese un problema de predicción del águila chica, esta especie no está citada en la dieta del águila audaz.

En Australia se ha comprobado que el conejo de campo ha sido determinante para la expansión del águila audaz, pero como ocurre con el águila imperial ibérica, su disponibilidad condiciona la productividad.  Sin embargo las consecuencias de la ausencia de conejo para el águila audaz no son las mismas, ya que es un generalista y dispone de presas naturales alternativas.  Aunque (Olsen, & Marples, 1992) sugieren que generalmente las parejas que basan su dieta en el conejo, tienen una mayor productividad que las que tras su erradicación volvieron a adaptarse a la dieta pre-introducción . Una de las consecuencias de esta introducción parece haber sido el aumento poblacional de esta y otras especies de rapaces. Por lo que la erradicación del conejo haría que las especies beneficiadas volviesen a valores de productividad del periodo per-introducción, e incluso los efectos a medio plazo provocasen una contracción de sus áreas de distribución y que se estime que estas especies inician “un falso” periodo de regresión o situaciones de peligro de extinción a nivel local y realmente en ese escenario podríamos estar ante un reajuste poblacional. 

Recientemente se ha estudiado el si la abundancia de otro lagomorfo exótico puede influir sobre la abundancia de una gran rapaz, esta vez ha sido en Argentina (Ignazi, et al. 2020) estos autores investigaron el impacto de la liebre en la dieta del águila mora (Geranoaetus melanoleucus) a largo plazo y su influencia sobre la evolución poblacional. Para realizar esta investigación midieron la productividad y la dieta en tres periodos, 1991-1992, 2006 y 2011-2012. Entre los resultados que obtuvieron fue que el número de águilas se redujo a la mitad en el área de estudio entre 1992 y 2012. En 1992 el 40% de los ejemplares observados fueron inmaduros, mientras que en 2006 solo lo eran el 27% eran inmaduras, mientras que en 2012 no se observaron inmaduros.  En este mismo periodo estos autores encontraron una tendencia similar en el consumo de liebres. En el periodo 1991-1992 se analizaron 1097 egagrópilas procedentes de 26 territorios y el porcentaje de consumo de liebre fue del 58,29%, en 2006 se analizaron 228 egagrópilas de un total de 12 territorios y el porcentaje de consumo fue del 51,36% y finalmente en 2012 se analizaron 96 egagrópilas  de 9 territorios y el porcentaje de consumo fue del 41,26%. La presencia de liebre en la dieta en los tres periodos se registro en 100% de los territorios estudiados.

Adulto de águila mora (Geranoaetus melanoleucus) en vuelo. Adult Black-chesned buzzard-eagle in flight.
Fotografía / photography: R. Sánchez 2019 ©

Según estos autores la reducción del consumo de liebres entre el 1992 y 2012 corresponde al 29,21%, mientras que la reducción de observaciones de ejemplares inmaduros es significativamente mayor. Por otro lado la densidad de territorios para el primer periodo fue de 1 par/13.2 km2 y para el segundo y tercer periodo el resultado obtenido fue el mismo1 par/15,5 km2.

En cuanto al consumo de conejo de campo en Patagonia, en el primer periodo no se detecto está presa en ninguno de los territorios estudiados, mientras que en 1996 su consumo supuso el 13,21% y esta presa se encontró en el 38% de los territorios estudiados, en el tercer periodo el consumo de conejo aumento hasta el 23,30% y se encontró esta presa en el 22% de los territorios estudiados.

El águila mora tiene un tamaño de puesta de entre 1-3 huevos similar a otras grandes águilas incluidas en este texto.  La productividad descrita para un área del noroeste de Argentina, en total 43 nidos  (Hiraldo, et al. 1995) fue de 1,1 pollo nido/año y la tasa de vuelo para esa misma población fue de 1,8 pollos/nido.  En Ecuador entre 2018-2020 se encontró una productividad 1,25 pollos/nido (n=8) y una tasa de vuelo de 1,42 pollos/nido, en Brasil (Salvador, et al. 2008) hay una referencia de 1 pollo/nido (n=1), pero a nivel área de distribución no hay muchas referencias a la productividad o a la tasa de vuelo.

Si con los resultados obtenidos en la dieta se agrupan las presas por familias, el consumo de leporidae,  en el primer periodo fue del 58.29% en el segundo 64,57% y en el tercero 64,56%. La reducción en el consumo de la liebre en el segundo y tercer periodo fue compensada por el de conejos, en cuanto a la productividad, no debería de haber una reducción ya que son presas de biomasa similar. En el caso del águila imperial ibérica, la disminución del conejo en su dieta tuvo un impacto directo en la productividad (Sánchez, et. al. 2009) cuando no se encontró una presa de sustitución, sin embargo en trabajos posteriores se observo que en los territorios que se compenso la disminución  de consumo de conejo con liebre u otro leporidae, la productividad se mantuvo o se recupero.  

Los autores encontraron que la productividad en el periodo de estudio se mantuvo constante, en el periodo 1991-1992 la productividad fue de 1.1 pollos/nido mientras que en el tercer periodo en 2011 fue del 0,5 pollos/nido y en 2012 fue el más alto de 1,3 pollos/nido, los autores no aportan datos sobre el segundo periodo.  Estos datos refuerzan la hipótesis mantenida en el texto anterior que,  la inclusión del conejo en la dieta ha compensado la reducción del consumo de liebres.

Los autores asumen que la reducción en la presencia de inmaduros está relacionada con la reducción de las poblaciones de liebre, aunque en su discusión no descartan que otros aspectos también hayan influido sobre ello. La reducción de liebres podría haber hecho que los inmaduros se concentren ahora en áreas distintas en las densidades de presas sean más constantes, la densidad de inmaduros podrían haberse producido por un aumento de la mortalidad o incluso apuntan a que la baja productividad obtenida en 2011 pudo ser consecuencia de la erupción del complejo volcánico Puyehue-Cordón Cauye ocurrida ese mismo año.

Si bien como hemos visto en los dos casos anteriores, al águila imperial ibérica y a la águila audaz, la reducción significativa de las poblaciones de lagomorfos tuvieron un impacto negativo e inmediato sobre su productividad y por ende sobre la reducción de la población inmadura, en el caso del águila mora no parece ser la causa de esta, ya que la productividad se mantiene constante y al encontrar los adultos una presa sustitutiva adecuada su grado de tolerancia hacia la población inmadura  no debería de haber variado significativamente.  En cuanto a la hipótesis de la mortalidad propia ser más acertada, en varias especies de rapaces se ha comprobado que algunas causas de mortalidad podrían afectar más a la población inmadura que a la adulta, por ejemplo en el caso de águila imperial ibérica se comprobó que los inmaduros se electrocutaban con mayor frecuencia que los adultos (González, et al. 2007), sin embargo en los territorios donde los lagomorfos no son abundantes, el consumo de carroñas por parte de adultos es mayor; lo mismo podría ocurrir con el águila mora, ya que se desconocen las distintas técnicas y su uso que podría utilizar para alimentarse.  

En cuanto al envenenamiento los inmaduros podían consumir carroña con más frecuencia que los reproductores como ocurre con otras especies de grandes rapaces (Margalida, et al. 2017) en este estudio se comprobó que los inmaduros de águila imperial ibérica se alimentaban de carroña con mayor frecuencia que los adultos, y la abundancia de presas no era el limitante, lo que sugieren que la falta de capacidad de caza obliga a los preadultos a alimentarse de carroñas regularmente y por ello los individuos de esta clase de edad normalmente están más expuestos al  envenenamiento que los reproductores que en zonas de alta densidad de presas se alimentan con mayor frecuencia de presas cazadas por ellos mismos.  Esto mismo podría estar sucediendo en la zona de estudio ya que en Argentina es habitual el uso de veneno en carroñas para erradicar el puma (Puma concolor). 

Citar como / cite as: Sánchez, R. 2020. Dieta de grandes águilas; ¿Influye la densidad de Lagomorfos en su demografía? Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 53. / Sánchez, R. Great eagles diet; Does the Lagomorph density influence your demographics? Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 53.

DESCARGAR ENTRADA EN PDF/DOWNLOAD IN PDF

Bibliografia / Bibliography

Baker-Gabb, D. J. (1984). The breeding ecology of twelve species of diurnal raptor in north-western Victoria. Wildlife Research, 11(1), 145-160.

BirdLife International 2017. Aquila adalberti (amended version of 2016 assessment). The IUCN Red List of Threatened Species 2017: e.T22696042A110743671. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2017-1.RLTS.T22696042A110743671.en. Downloaded on 16 March 2020. 

Debus, S. J. S., Hatfield, T. S., Ley, A. J., & Rose, A. B. (2007). Breeding biology and diet of the Wedge-tailed Eagle Aquila audax in the New England region of New South Wales. Australian Field Ornithology, 24(3), 93. 

González, L. M., Margalida, A., Sanchez, R., & Oria, J. (2006). Supplementary feeding as an effective tool for improving breeding success in the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti). Biological Conservation, 129(4), 477-486.

González, L. M., Margalida, A., Manosa, S., Sánchez, R., Oria, J., Molina, J. I., … & Prada, L. (2007). Causes and spatio-temporal variations of non-natural mortality in the vulnerable Spanish imperial eagle Aquila adalberti during a recovery period. Oryx, 41(4), 495-502.   

Hiraldo, F., Donázar, J. A., Ceballos, O., Travaini, A., Bustamante, J., & Funes, M. (1995). Breeding biology of a grey eagle-buzzard population in Patagonia. The Wilson Bulletin, 675-685.

Ignazi, G. O., Barbar, F., Hiraldo, F., Donázar, J. A., Trejo, A., & Lambertucci, S. A. (2020). Potential functional and numerical response in a large sized raptor may be mediated by the abundance of an exotic lagomorph. Journal of King Saud University-Science.

Leopole, A. S., & Wolfe, T. O. (1970). Food habits of nesting Wedge-tailed Eagles, Aquila audax, in south-eastern Australia. CSIRO Wildlife Research, 15(1), 1-17.

González, L. M. (1991). Historia natural del águila imperial ibérica (aquila adalberti Brehm, 1861): taxonomía, población, análisis de la distribución geográfica, alimentación, reproducción, alimentación, reproducción y conservación. Instituto Nacional para la Conservación de la Naturaleza.

González, L. M., Margalida, A., Manosa, S., Sánchez, R., Oria, J., Molina, J. I., & Prada, L. (2007). Causes and spatio-temporal variations of non-natural mortality in the vulnerable Spanish imperial eagle Aquila adalberti during a recovery period. Oryx, 41(4), 495-502.

González, L. M., Oria, J., Sánchez, R., Margalida, A., Aranda, A., Prada, L., & Molina, J. I. (2008). Status and habitat changes in the endangered Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti population during 1974–2004: implications for its recovery. Bird Conservation International, 18(3), 242-259.

Margalida, A., González, L. M., Sanchez, R., Oria, J., Prada, L., Caldera, J., & Molina, J. I. (2007). A long-term large-scale study of the breeding biology of the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti). Journal of ornithology, 148(3), 309-322. Margalida, A., Colomer, M., Sánchez, R., Sánchez, F. J., Oria, J., & González, L. M. (2017). Behavioral evidence of hunting and foraging techniques by a top predator suggests the importance of scavenging for preadults. Ecology and evolution, 7(12), 4192-4199.

Olsen, P. D., & Marples, T. G. (1992). Alteration of the clutch size of raptors in response to a change in prey availability: evidence from control of a broad-scale rabbit infestation. Wildlife Research, 19(2), 129-135.

Olsen, P., & Marples, T. G. (1993). Geographic-variation in egg size, clutch size and date of laying of Australian raptors (Falconiformes and Strigiformes). Emu, 93(3), 167-179.

Olsen, J., Judge, D., Fuentes, E., Rose, A. B., & Debus, S. J. S. (2010). Diets of wedge-tailed eagles (Aquila audax) and little eagles (Hieraaetus morphnoides) breeding near Canberra, Australia. Journal of Raptor Research, 44(1), 50-61.

Ridpath, M. G., & Brooker, M. G. (1986). The breeding of the Wedge‐tailed Eagle Aquila audax in relation to its food supply in arid Western Australia. Ibis, 128(2), 177-194.

Salvador Jr, L. F., Salim, L. B., Pinheiro, M. S., & Granzinolli, M. A. M. (2008). Observations of a nest of the Black-chested Buzzard-eagle Buteo melanoleucus (Accipitridae) in a large urban center in southeast Brazil. Revista Brasileira de Ornitologia, 16(2), 125-130.

Sánchez, R., Margalida, A., González, L. M., & Oria, J. (2008). Biases in diet sampling methods in the Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti. Ornis Fennica, 85, 82-89.

Sánchez, R., Margalida, A., Mariano González, L., & Oria, J. (2009). Temporal and spatial differences in the feeding ecology of the Spanish Imperial Eagle Aquila adalberti during the non-breeding season: effects of the rabbit population crash. Acta Ornithologica, 44(1), 53-58.

Sharp, A., Gibson, L., Norton, M., Ryan, B., Marks, A., & Semeraro, L. (2002). The breeding season diet of wedge-tailed eagles (Aquila audax) in western New South Wales and the influence of rabbit calicivirus disease. Wildlife Research, 29(2), 175-184.


Great eagles diet;

Does the Lagomorph density influence your demographics?

Without doubt, when lagomorphs are present they play an important role in the diet of great eagles. While in the continents where they were introduced they are considered a pest and positively favor them, where they are indigenous, populations decrease and the impact on large eagles is negative, to the point that a species was on the verge of extinction. We will analyze the impact on the diet of the lagomorphs, in three species from different continents, Spanish imperial eagle, Wedge-tailed Eagle and black-chested buzzard-eagle.

LAGOMORPHES AND INTRODUCTIONS

The introduction of exotic species was a common practice for a long time. However, since the end of the 20th century, the introduction of foreign species has been considered an environmental threat and is prohibited in many countries. Perhaps the rabbit (Oryctolagus cuniculus) is one of the best known cases. This native of the Iberian peninsula (Spain and Portugal), was introduced in the Middle Ages in large areas of Europe, later it was introduced by settlers on other continents, the most impressive, the one made in Australia, in 1859, Thomas Austin owner from a 12,000 ha farm near Winchelsea, Victoria known as Barwon Park, decided to release 24 Rabbit breeding specimens, the objective of this release was to be able to hunt them. In 1991 it was already considered a plague and the construction of the first rabbit-proof Mayan began to prevent its expansion and in less than 50 years the population of this lagomorph in Australia was over 500 million copies.

In South America it is considered that the first reintroductions were made in 1880 on the Argentine side of the Tierra de Fuego Island and on some islands in the Beagle Channel, later in 1936 specimens were released on the Chilean side of this island, then an explosion was unleashed. demographic in 1950 the density of rabbits exceeded 30 individuals / hectare and its population on these islands occupied one million hectares. The first liberation on the continent dates back to 1884, it was released on an island in the Cauquenes lagoon, in central Chile. After a drought the water level dropped and since then the population of this lagomorph spread through Chile, in 1950 it crossed the Andes and expanded into Argentina and in 30 years it occupied an area of ​​50,000 km2. The population of Tierra de Fuego, for unknown reasons also managed to cross the Strait of Magellan and managed to expand through southern Argentina, since the 20th century this species is considered a pest in Chile and Argentina.

In 1888 the European hare (Lepus europaeus) was also introduced in South America, in a ranch in  Argentina three dozen specimens from Germany were released and in 1896 specimens from Germany were also introduced and since then it has spread throughout much of the southern cone , unlike the rabbit, this species did not come to colonize the Island of Tierra de Fuego, in 1983 it was already present throughout Uruguay, Paraguay and some areas of southern Brazil and Bolivia. In 1990 I arrive in Peru, each year about 6 million specimens are hunted in Argentina alone.

The presence of these lagomorphs in Australia and South America has undoubtedly had a negative impact on some species of small and medium herbivores due to competition by pastures. But there is no doubt that the presence of these species has favored populations of certain species of raptors since this has led to a significant increase in the availability of prey.

ITS IMPACT ON THE DIET OF GREAT EAGLES

Numerous investigations have been carried out on the impact of lagomorph density on populations of large birds of prey in Europe, Australia and recently in South America. In Europe, the rabbit is considered the base prey of the Imperial Spanish Eagle (Aquila adalberti), currently globally listed as a vulnerable species (BirdLife International, 2017). Several works demonstrated the important impact that the reduction of the rabbit population in large areas of its distribution range had on the Imperial Spanish Eagle population as a consequence of different epizootics. Initially the rabbit was drastically reduced as a consequence of the outbreak of myxomatosis (González, 1991) and later by the different strains of NHV (Sánchez, et al. 2008 and Sánchez, et. al. 2009) this reduction in the availability of prey it had serious consequences on the populations of Imperial Spanish Eagle.

After the appearance of each of the epidemiological outbreaks, its productivity was initially favored, during the start of the outbreak the availability of prey increased since the high number of sick or dead rabbits increased the success in obtaining food and therefore productivity increased, but in the medium-long term the increase in rabbit mortality caused a decrease in prey and as a consequence the trends were reversed, the consequences were a significant reduction in productivity and an increase in chicken mortality from cainism. The laying size of this species is between 1-4 eggs and cainism is optional, it only appears in case of lack of trophic resources. The average productivity described for this species is 1.76 chickens / nests and a flight rate of 2.07 chickens / nest (Margalida, et al. 2007). In a study comparing productivity between nests where the rabbit was abundant with nests where it was not, the flight rate in low quality territories was 0.56 chickens / nests, while in high quality territories it was up to 2.32 chickens / nest (González, et al. 2006).

When rabbit populations were reduced, in addition to reduced productivity, other consequences were found that negatively affected demographics. The food shortage directly and indirectly affected the mortality not only of nest chickens, but also of juveniles and adults due to human persecution. The loss of trophic resources caused a double conflict with humans, first as a consequence of the increase in catches of domestic animals, especially chickens or lambs, and another conflict was generated with the hunting sector, since the eagle was considered a competitor and was blamed the shortage of hunting dams. That is why the mortality caused by gunshot and especially by poisoning increased, in a study on its mortality carried out between 1989-2004, which includes the period in which the first outbreak of rabbit NHV appeared (1989), the poison was the second cause of mortality, affecting 30.7% of the registered cases (González, et al. 2007).

In the late 1980s, when this species had a population of 120 breeding pairs, it was in danger of extinction (González, et al. 2008), a high mortality of nest chickens was detected as a consequence of an increase in cases of cainismo as a consequence of the reduction of trophic resources. To avoid this important loss of specimens and thus increase the flight rate and productivity, a successful supplementary feeding program was implemented (González, et al. 2006) which, together with measures to reduce mortality, were key to the recovery of the species.

The importance of the rabbit in the diet has an important weight in another species of the genus aquila, the Wedge-tailed Eagle (Aquila audax) one of the two species of this genus that inhabit Oceania, there are many studies that refer to it. But in this case the rabbit was not its base prey, it is an introduced species and in much of the country it became its main prey. Before the introduction of the bunny, it is believed to have specialized in hunting Macropus and reptiles. Already in the early 90’s of the last century it was already confirmed that the introduction of the rabbit caused an increase in the population of this raptor (Olsen, & Marples, 1992), after a study in which they investigated the impact of the rabbit on the evolution of 24 species of diurnal and 8 nocturnal birds of prey for 3 time periods (before the reintroduction of the rabbit, during the height of the population and the discovery of successful control on a large scale) in species such as the Little Eagle (Hieraaetus morphnoides) no changes were recorded significant in clutch size, however in other species such as the Wedge-tailed Eagle, the Brown Goshawk (Accipiter fasciatus) and the Whistling Kite (Haliastur sphenurus) their productivity decreased significantly in the areas where the rabbit was successfully controlled. The size of the laying in Wedge-tailed Eaglees is between 1 and 4 eggs, the average size in Victoria is 1.5 eggs / nest (Baker-Gabb 1984) although a large number of laying is 2 eggs. In areas where rabbits were not controlled, the number of nests with 2 eggs was greater than in areas where they were controlled (Olsen, & Marples, 1992), these authors conclude that the expansion of the rabbit clearly favored the population of  Wedge-tailed Eagle.

On the importance of the rabbit in the diet, there are numerous works that show its importance (Leopold & Wolfe, 1970, Sharp, et al. 2002; Brooker, et al. 1980, Baker-Gabb 1984 and Debus, et al. 2007), The percentage of rabbit consumption varied between 46-75%. In 1996, after an epizootic that significantly reduced the rabbit population in many areas, it was found that the Wedge-tailed Eagle replaced the rabbit with different autochthonous prey, especially reptiles (Sharp, et al. 2002), although these authors do not describe whether this change in Diet had a positive or negative effect on the productivity of this eagle. Some of these authors also cite the European Hare in the diet of the Wedge-tailed Eagle, but it does not reach the weight of the rabbit, in (Debus, et al. 2007) the percentage of rabbit in the diet was 56% while the of the hare was 8%.

In the Australian continent it is known that the effect of the overpopulation of rabbits was key to the increase of the species that adapted their diet in this new prey, as happened to the Wedge-tailed Eagle, in the first decade of the 21st century a population decrease of the Little Eagle, given this concern, it was raised whether the bold eagle could be involved in this decrease, a study was carried out to verify this hypothesis (Olsen, et al. 2010), these authors compared the diet of both species to verify the degree of overlap, the Little Eagle consumes a greater number of bird species and avoids the consumption of Macropodidae, the latter are highly consumed by the Wedge-tailed Eagle. As for the consumption of rabbits, both species consume them but for the Little Eagle less frequently than the Wedge-tailed Eagle, this work concluded that there was no overlap in the diet, that each species had its own niche and therefore the Wedge- Tailed Eagle was not behind that decline. There are also no references to support that it was a prediction problem of the Little Eagle, this species is not mentioned in the diet of the Wedge-tailed Eagle.

In Australia, it has been proven that the rabbit has been a determining factor in the expansion of the bold eagle, but as with the Spanish Imperial Eagle, its availability determines productivity. However, the consequences of the absence of rabbit for the Wedge-tailed Eagle are not the same, since it is a generalist and has alternative natural prey. Although (Olsen, & Marples, 1992) suggest that generally couples that base their diet on the rabbit, have a higher productivity than those that after their eradication returned to adapt to the pre-introduction diet. One of the consequences of this introduction seems to have been the population increase of this and other species of raptors. So the eradication of the rabbit would make the benefited species return to productivity values ​​of the pre-introduction period, and even the medium-term effects cause a contraction of their distribution areas and it is estimated that these species initiate “a false” regression period or situations of danger of extinction at the local level and really in this scenario we could be facing a population readjustment.

Recently, it has been studied whether the abundance of another exotic lagomorph can influence the abundance of a large raptor, this time it was in Argentina (Ignazi, et al. 2020), these authors investigated the impact of the hare on the diet of the Long-term black- chested buzzard-eagle (Geranoaetus melanoleucus) and its influence on population evolution. To carry out this research, they measured productivity and diet in three periods, 1991-1992, 2006 and 2011-2012. Among the results they obtained was that the number of eagles was halved in the study area between 1992 and 2012. In 1992 40% of the specimens observed were immature, while in 2006 only 27% were immature , while in 2012 no immature were observed. In this same period these authors found a similar trend in the consumption of hares. In the 1991-1992 period, 1097 pellets from 26 territories were analyzed and the hare consumption percentage was 58.29%, in 2006, 228 pellets from a total of 12 territories were analyzed and the consumption percentage was 51.36 % and finally in 2012 96 pellets from 9 territories were analyzed and the consumption percentage was 41.26%. The presence of hare in the diet in the three periods was recorded in 100% of the territories studied.

According to these authors, the reduction in the consumption of hares between 1992 and 2012 corresponds to 29.21%, while the reduction in observations of immature specimens is significantly greater. On the other hand, the density of territories for the first period was 1 pair / 13.2 km2 and for the second and third period the result obtained was the same 1 pair / 15.5 km2.

Regarding the consumption of field rabbit in Patagonia, in the first period it was not detected that it was prey in any of the territories studied, while in 1996 its consumption was 13.21% and this prey was found in 38% of the In the territories studied, in the third period rabbit consumption increased to 23.30% and this prey was found in 22% of the territories studied.

The black-chested buzzard-eagle have a laying size of between 1-3 eggs similar to other great eagles included in this text. The productivity described for an area of northwestern Argentina, in total 43 nests (Hiraldo, et al. 1995) was 1.1 chicken nest / year and the flight rate for that same population was 1.8 chickens / nest. In Ecuador between 2018-2020 a productivity of 1.25 chickens / nest (n = 8) and a flight rate of 1.42 chickens / nest were found, in Brazil (Salvador, et al. 2008) there is a reference of 1 chicken / nest (n = 1), but at range level there are not many references to productivity or flight rate.

If with the results obtained in the diet the prey is grouped by families, the consumption of leporidae, in the first period was 58.29% in the second 64.57% and in the third 64.56%. The reduction in the consumption of the hare in the second and third period was offset by that of rabbits, in terms of productivity, there should not be a reduction since they are similar biomass prey. In the case of the Spanish Imperial Eagle, the decrease in the rabbit’s diet had a direct impact on productivity (Sánchez, et. al. 2009) when a replacement prey was not found, however in later works it was observed that in the territories that the decrease in rabbit consumption was compensated with hare or other leporidae, productivity was maintained or recovered.

The authors found that productivity in the study period remained constant, in the period 1991-1992 productivity was 1.1 chickens / nest while in the third period in 2011 it was 0.5 chickens / nest and in 2012 it was the higher than 1.3 chickens / nest, the authors do not provide data on the second period. These data reinforce the hypothesis maintained in the previous text that the inclusion of the rabbit in the diet has compensated for the reduction in the consumption of hares.

The authors assume that the reduction in the presence of immature is related to the reduction of hare populations, although in their discussion they do not rule out that other aspects have also influenced it. The reduction of hares could have made the immature now concentrate in different areas in the prey densities are more constant, the immature density could have been caused by an increase in mortality or even suggest that the low productivity obtained in 2011 could be a consequence of the eruption of the Puyehue-Cordón Cauye volcanic complex that same year.

Although as we have seen in the two previous cases, the Spanish Imperial Eagle and the Wedge-tailed Eagle, the significant reduction in lagomorph populations had an immediate and negative impact on their productivity and therefore on the reduction of the immature population, In the case of the black-chested buzzard-eagle it does not seem to be the cause of this, since productivity remains constant and when the adults find an adequate substitute prey, their degree of tolerance towards the immature population should not have varied significantly. Regarding the hypothesis of proper mortality being more accurate, in several species of raptors it has been proven that some causes of mortality could affect more the immature population than the adult, for example in the case of Spanish Imperial Eagle it was found that the immature were electrocuted more frequently than the adults (González, et al. 2007), however in the territories where lagomorphs are not abundant, the consumption of carrion by adults is higher; the same could happen with the blackberry eagle, since the different techniques and their use that could be used to feed are unknown.

Regarding poisoning, the immature could consume carrion more frequently than the broods, as occurs with other species of large birds of prey (Margalida, et al. 2017). In this study, it was found that the immature of Spanish Imperial Eagle fed on carrion more frequently. that adults, and the abundance of prey was not the limiting factor, suggesting that lack of hunting capacity forces pre-adults to feed on scavengers regularly and therefore individuals of this age class are usually more exposed to poisoning than the broodstock that in areas of high prey density feed more frequently on prey hunted by themselves. The same could be happening in the study area since in Argentina it is common to use venom in carrion to eradicate Cougar (Puma concolor).

Estado de conservación global de las especies del género spizaetus

Todas las especies de este genero restringen su área de distribución a la región neotropical, y su área de distribución a los bosque húmedos. La fuerte intervención humana y la destrucción de su habitat pueden amenazar a medio plazo a la mayoría de poblaciones de estas especies, su conservación es un reto para todos los gobiernos de los países que están presentes.

Text in English after Spanish

Actualmente en el género spizaetus hay cuatro especies, Águila-azor blanquinegra (Spizaetus melanoleucus) y el Águila andina (Spizaetus isidori) son monotipicas, mientras que Águila-azor negra (Spizaetus tyrannus) tiene dos subespecies S. t. tyrannus  y S. t. serus y Águila-azor galana (Spizaetus ornatus) también tiene dos subespecies S. o. ornatus y S. o. vicarius. Los estudios de ADN indican que Águila-azor negra ocupa una posición basal dentro de este género (Haring, et al 2007). Anteriormente, el género Spizaetus estaba formado por 12 especies y tenía una distribución plantropical e incluía especies americanas, africanas, asiáticas y en oceania. Entre las americanas se encontraban Águila-azor galana (Spizaetus ornatus), Águila-azor blanquinegra (Spizaetus melanoleucus) y Águila-azor negra (Spizaetus tyrannus), en águila africana (Spizaetus africanus) y en el sureste asiático y oceania el águila-azor de célebes (Spizaetus lanceolatus), águila-azor de pinsker (Spizaetus pinskeri), águila-azor filipina (Spizaetus philippensis) , águila-azor variable (Spizaetus cirrhatus), Águila-azor montañesa (Spizaetus nipalensis), Águila-azor indonesia (Spizaetus alboniger) águila de Java (Spizaetus bartelsi) y águila-azor de Wallace (Spizaetus nanus).  Mientras que el Águila andina, anteriormente pertenecía al genero Oroaetus (Haring, et al 2007) y entonces se le denominaba como (Oroaetus isidori). A partir del 2007 este genero se quedo con las 4 especies actuales, para las especies del sureste asiático y oceania se incluyeron en el género Nisaetus y la especie africana se incluyo en el genero Aquila

Águila-azor galana (Spizaetus ornatus) adulto, en su posadero al amanecer, Brasil. Foto: Ruben Ramos Blanco©
Ornate Hawk-Eagle (Spizaetus ornatus) adult, in his perching at dawn, Brazil. Photo: Ruben Ramos Blanco ©

Todas las especies de este género, tienen su rango de distribución dentro la bioregión neotropical.  Ocupan habitats exclusivamente forestales, desde las cotas más bajas en la selva del amazonas hasta los bosques húmedos de las laderas de los andes y la especie registrada a una mayor altitud es el  águila andina que ha sido citada a 3.800 m en Ecuador (Solano-Ugalde, A. & Real-Jibaja, G.J. 2010).  Las cuatro especies construyen nidos con ramas en grandes árboles. Como ocurre con muchas especies que habitan en el bosque húmedo hay grandes vacíos de conocimiento sobre su biología reproductiva y sobre el tamaño de su población, apenas hay registros sobre nidos ocupados y quizás la especie más conocida en este aspecto es el Águila andina.  El tamaño de la puesta en Águila andina, y Águila-azor galana es de 1 huevo y por ello su productividad rara vez llega a 1 pollo, pareja/año, mientras que en Águila-azor negra hay un registro en Panama de un nido con dos pollos y para  Águila-azor blanquinegra apenas hay registros de nidificación y se ha descrito una puesta de 2 huevos por lo que estas dos especies superarían la productividad de 1 pollo pareja/año. 

El periodo de reproducción de las especies de este genero varia regionalmente, y los polluelos una vez que abandonan los nidos tienen largos periodos de dependencia. Ninguna de estas especies cría anualmente, algunos autores describen que Águila-azor negra cría cada 3 años (Rangel-Salazar, J. L. and P. L. Enriquez-Rocha, 1993). Águila-azor  galana se reproduce cada dos  o tres años (Whitacre, et al 2012), Águila andina y en Águila-azor blanquinegra Eagle no esta descrito cada cuanto tiempo se reproduce pero es posible que se reproduzcan como las otras dos especie de su género.

Las especies del género spizaetus son rapaces de mediano tamaño, la más pequeña es la Águila-azor blanquinegra de entre 51-61 centímetros, un peso de entre 750-780 gr. y una envergadura de entre 110 y 135 cm y la especie más grande Águila andina con una longitud de entre 60 y 80 cm. Y una envergadura de entre 144-166 cm. En medio están las otras dos especies, Águila-azor galana con una longitud de 58 a 67 cm., los machos con un peso de entre 906-1132 gr., las hembras de entre 1200 y 1738 gr. y una envergadura de entre 105 y 120 cm. Finalmente el Águila-azor negra con una longitud de 58-71 cm, el peso del macho oscila entre 875 y 955 gr. y el de la hembra entre 1090 y 1150 gr. con una envergadura de entre 115 y 148 cm.  Las cuatro especies tienen emplumados los tarsometatarsus está completamente emplumado hasta los dedos y todas tienen una cresta occipital . Todas las especies tienen el iris con tonos amarillos brillantes, excepto excepto Águila andina, que lo tienen castaño, en diferentes tonos.  En cuanto al color de los plumajes las cuatro especies son diferentes y muy contrastados entre ellas y no presentan dimorfismo sexual. En todas las especies los ejemplares no adultos, presentan diferencias con los adultos.

Habitat de Águila andina en Ecuador, bosque secundario. Fotografía: R. Sánchez 2019©
Habitat of the Black-and-chestnut Eagle in Ecuador, secondary forest. Photography: R. Sánchez 2019 ©

En cuanto a su estado de conservación, Águila-azor negra y Águila-azor blanquinegra (Birdlife internacional, 2016) están catalogadas como especies de preocupación menor (LC). El tamaño de la población de Águila-azor negra a nivel global se desconoce, aunque se estima que su tendencia poblacional es decreciente, actualmente se conoce sus presencia en Centroamérica (Belize, Costa Rica, El Salvador, Guatemala, Honduras, Mexico, Nicaragua y Panama) y en América del sur en (Argentina, Bolivia, Brasil, Colombia, Ecuador, Perú, Venezuela, Guyana, Guayana Francesa, Paraguay, Suriname y Trinidad y Tobago).  El tamaño de la población reproductora de Águila-azor blanquinegra también es desconocido, pero al igual que en la especie anterior, la UICN estima que su tendencia poblacional es decreciente, este organismo justifica esta tendencia en base a la destrucción continua de su habitat y a la perturbación humana. Está especie esta presente en Centroamérica (Belize, Guatemala, Hondura; Mexico, Nicaragua, Costa Rica y Panama) y en Sudamerica en (Argentina, Bolivia, Brasil, Colombia, Ecuador, Perú, Guayana Francesa,Guyana, Paraguay, Venezuela y Suriname).

El estado de conservación de las otras dos especies no es tan bueno, Águila-azor galana está catalogada como especie casi amenazada (NT) (Birdlife internacional, 2016), su tamaño de población se estimo en entre 13300 y 33300 aves reproductoras, su tendencia poblacional para ese se considero como decreciente; actualmente esta presente en Centroamérica (Belice, Guatemala, Mexico, El Salvador, Honduras, Costa Rica, Nicaragua y Panama) y en Sudamerica (Argentina, Brasil, Bolivia, Colombia, Ecuador, Guayana Francesa, Guyana, Paraguay, Perú, Trinidad y Tobago, Suriname y Venezuela).  La última especie, el Águila andina está catalogada como en peligro de extinción (EN) (Birdlife internacional, 2016) se estima que su tendencia poblacional es decreciente y el tamaño de su población es de entre 250 y 999 individuos reproductores.  Está especie esta muy ligada a la cordillera de los andes y es la única especie que toda su población está en Sudamerica (Argentina, Bolivia, Colombia, Ecuador, Perú y Venezuela).

Las cuatro especies de este genero en el año 2000 su estado de conservación era desconocido (Birdlife internacional, 2016). El Águila andina, en el 2004 hasta el 2008 se considero ya como especie casi amenazada y en en este último año su población ya se estimo entre 250-999 ejemplares reproductores, entre 2010 y 2012 se considero como vulnerable (VU) y su población se estimo entre 1000 y 2499 ejemplares reproductores y desde 2014 se considera como especie amenazada (EN) con una población entre 250 y 999 ejemplares reproductores.  El Águila-azor galana,  en el 2004 hasta el 2009 se considero ya como especie casi amenazada y en en 2008 su población ya se estimo entre 10000 y 100000 ejemplares. El Águila-azor negra y el  Águila-azor blanquinegra desde el 2004 se encuentran catalogados en la categoría actual.

Para ninguna de las cuatro especies se han descrito amenazas concretas, únicamente para Águila andina se conocen casos de persecución humana por conflicto con los animales salvajes, (Restrepo-Cardona, et al. 2019) concluye que la deforestación favorece este conflicto, ya que en esas zonas se alimentan con mayor frecuencia de especies domesticas. Para el conjunto de las especies de este genero, se cree que su principal amenaza es la destrucción del habitat.  Se requieren estudios sobre el impacto de la fragmentación del habitat sobre su demografía y productividad. Numerosos organismos coinciden que la falta de información sobre su comportamiento reproductivo, así como su biología es un problema que influye negativamente sobre estas especies ya que sin este tipo de información, es difícil generar planes de actuación para mejorar el estado de sus poblaciones. 

En 2018 (McClure, et al. 2018) en un trabajo en el que se evaluaban y se recomendaban acciones de conservación para el conjunto de rapaces a nivel mundial, concluían que para el 61,22% (N=557)  de las especies el factor habitat puede ser un problema de conservación. Según estos autores el 55,81% de las especies forestales están en declive y entre las especies forestales, de estas el 89,49% (n=473) habitan en bosque tropicales. Actualmente las especies que se encuentran en Bosques tropicales están más amenazadas que las que crían en otros bosques no tropicales. Esto se debe a un problema de conciencia actualmente el grado de deforestación es mayor en las regiones tropicales que en el resto de los bosques. Por otro lado las especies sedentarias tienen un mayor riesgo de declive que las especies sedentarias.  Con estos resultados las especies de este género tienen un alto riesgo de disminuir, ya que son especies forestales, habitantes de bosques húmedos y son sedentarias.

Citar como / Cite as: Sanchez, R. 2020. Estado de conservación global de las especies del género spizaetus. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 52. / Sanchez, R. 2020. Global conservation status of spizaetus species.  Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 52.

Bibliografia / Bibliography

BirdLife International 2016. Spizaetus tyrannus . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696193A95222363. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696193A95222363.en. Downloaded on 06 March 2020.

BirdLife International 2016. Spizaetus melanoleucus . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696120A93546145. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696120A93546145.en. Downloaded on 06 March 2020.

BirdLife International 2016. Spizaetus ornatus . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696197A93548774. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696197A93548774.en. Downloaded on 06 March 2020.

BirdLife International 2016. Spizaetus isidori . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696207A93549661. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696207A93549661.en. Downloaded on 06 March 2020.

Haring, E., Kvaløy, K., Gjershaug, J. O., Røv, N., & Gamauf, A. (2007). Convergent evolution and paraphyly of the hawk‐eagles of the genus Spizaetus (Aves, Accipitridae)–phylogenetic analyses based on mitochondrial markers. Journal of Zoological Systematics and Evolutionary Research, 45(4), 353-365. 

McClure, C. J., Westrip, J. R., Johnson, J. A., Schulwitz, S. E., Virani, M. Z., Davies, R., … & Buij, R. (2018). State of the world’s raptors: Distributions, threats, and conservation recommendations. Biological Conservation, 227, 390-402.

Rangel-Salazar, J. L. and P. L. Enriquez-Rocha (1993). “Nest Record and Dietary Items for the Black Hawk-Eagle (Spizaetus tyrannus) form the Yucatan Peninsula.” J. Raptor Res. 27(2 ): 121-122. 

Restrepo-Cardona, J. S., Márquez, C., Echeverry-Galvis, M. Á., Vargas, F. H., Sánchez-Bellaizá, D. M., & Renjifo, L. M. (2019). Deforestation May Trigger Black-and-Chestnut Eagle (Spizaetus isidori) Predation on Domestic Fowl. Tropical Conservation Science, 12, 1940082919831838.

Solano-Ugalde, A. & Real-Jibaja, G.J. (2010) New distribucional birds records from the eastern Andean slopes of Ecuador. Check List 6(2): 326-329. 

Whitacre, D.F., J.A. Madrid, H.D. Madrid, R. Cruz, C.J. Flatten, and S.H. Funes. 2012. Ornate Hawk-eagle. Pp. 203-233 in D.F. Whitacre (ed.), Neotropical birds of prey: biology and ecology of a forest raptor community. Cornell University Press, Ithaca, NY.


Global conservation status of spizaetus species

All species of this genus restrict their range to the neotropical region, and their range to moist forests. The strong human intervention and the destruction of their habitat can threaten in the medium term the majority of populations of these species, their conservation is a challenge for all the governments of the countries that are present.

Currently in the genus spizaetus there are four species, Black-and-white Hawk-Eagle (Spizaetus melanoleucus) and Black-And-Chestnut Eagle (Spizaetus isidori) are monotypic, while Black Hawk-eagle (Spizaetus tyrannus) has two subspecies S. t. tyrannus and S. t. Serus and Ornate Hawk-Eagle (Spizaetus ornatus) also has two subspecies S. o. Ornatus and S. o. Vicarius DNA studies indicate that Black Hawk-eagle occupies a basal position within this genus (Haring, et al 2007). Previously, the genus Spizaetus was made up of 12 species and had a plantropical distribution and included American, African, Asian and oceanic species. Among the Americans were Ornate Hawk-Eagle (Spizaetus ornatus), Black-and-white Hawk-eagle (Spizaetus melanoleucus) and Black Hawk-eagle (Spizaetus tyrannus), in Africa the Cassin´s Hawk-Eagle (Spizaetus africanus) and in Southeast Asia and Oceania the Sulawesi Hawk-Eagle (Spizaetus lanceolatus), Pinsker´s Hawk-Eagle (Spizaetus pinskeri), Philippine Hawk-Eagle (Spizaetus philippensis), Changeable Hawk-Eagle (Spizaetus cirrhatus), Mountain Hawk-Eagle ( Spizaetus nipalensis), Blyth´s Hawk-Eagle (Spizaetus alboniger) Javan Hawk-Eagle (Spizaetus bartelsi) and Wallace´s Hawk-Eagle (Spizaetus nanus). While Black-And-Chestnut Eagle, previously belonged to the genus Oroaetus (Haring, et al 2007) and was then referred to as (Oroaetus isidori). As of 2007 this genus remained with the 4 current species, for the species of Southeast Asia and Oceania they were included in the genus Nisaetus and the African species was included in the genus Aquila.

All species of this genus have their range of distribution within the neotropical bioregion. They occupy exclusively forest habitats, from the lowest levels in the Amazon rainforest to the humid forests on the slopes of the Andes and the species recorded at a higher altitude is Black-And-Chestnut Eagle which has been cited at 3,800 m in Ecuador ( Solano-Ugalde, A. & Real-Jibaja, GJ 2010). The four species build nests with branches in large trees. As with many species that inhabit the rainforest there are large gaps in knowledge about their reproductive biology and the size of their population, there are hardly any records on occupied nests and perhaps the best known species in this aspect is the Black-And-Chestnut Eagle. The size of the laying in Black-And-Chestnut Eagle, and Ornate Hawk-Eagle is 1 egg and therefore its productivity rarely reaches 1 chicken, couple / year, while in Black Hawk-eagle there is a record in Panama of a nest with two chickens and for Black-and-white Hawk-Eagle there are hardly any nesting records and a laying of 2 eggs has been described, so these two species would exceed the productivity of 1 pair chicken / year.

The breeding period of the species of this genus varies regionally, and the chicks once they leave the nests have long periods of dependence. None of these species breeds annually, some authors describe that Black Hawk-eagle breeds every 3 years (Rangel-Salazar, J. L. and P. L. Enriquez-Rocha, 1993). Ornate Hawk-Eagle reproduces every two or three years (Whitacre, et al 2012), Black-And-Chestnut Eagle and in Black-and-white Hawk-eagle Eagle it is not described how often it reproduces but it is possible that they reproduce like the others Two species of its kind.

The species of the genus spizaetus are medium sized raptors, the smallest being the Black-and-white Hawk-eagle between 51-61 centimeters, weighing between 750-780 gr. and a wingspan of between 110 and 135 cm and the largest species Black-And-Chestnut Eagle with a length of between 60 and 80 cm. And a wingspan of 144-166 cm. In between are the other two species, Ornate Hawk-eagle with a length of 58 to 67 cm., Males with a weight of between 906-1132 gr., Females between 1200 and 1738 gr. and a wingspan of between 105 and 120 cm. Finally the Black Hawk-eagle with a length of 58-71 cm, the weight of the male ranges between 875 and 955 gr. and that of the female between 1090 and 1150 gr. with a wingspan of between 115 and 148 cm. The four species have feathered tarsometatarsus is fully feathered down to the toes and all have an occipital crest. All species have irises with bright yellow tones, except Black-And-Chestnut Eagle, which have brown, in different shades. As for the color of the plumages, the four species are different and very contrasted among them and do not have sexual dimorphism. In all species, non-adult specimens show differences with adults.

Regarding their conservation status, Black Hawk-eagle and Black-and-white Hawk-eagle (Birdlife International, 2016) are listed as species of least concern (LC). The population size of Black Hawk-eagle globally is unknown, although it is estimated that its population trend is decreasing, its presence in Central America is currently known (Belize, Costa Rica, El Salvador, Guatemala, Honduras, Mexico, Nicaragua and Panama) and in South America in (Argentina, Bolivia, Brazil, Colombia, Ecuador, Peru, Venezuela, Guyana, French Guiana, Paraguay, Suriname and Trinidad and Tobago). The size of the breeding population of Black-and-white Hawk-eagle is also unknown, but as in the previous species, IUCN estimates that its population trend is decreasing, this body justifies this trend based on the continuous destruction of its habitat and human disturbance. This species is present in Central America (Belize, Guatemala, Hondura; Mexico, Nicaragua, Costa Rica and Panama) and in South America in (Argentina, Bolivia, Brazil, Colombia, Ecuador, Peru, French Guiana, Guyana, Paraguay, Venezuela and Suriname).

The conservation status of the other two species is not so good, Ornate Hawk-eagle is listed as an almost threatened species (NT) (International Birdlife, 2016), its population size was estimated at between 13300 and 33300 breeding birds, its tendency population for that was considered as decreasing; It is currently present in Central America (Belize, Guatemala, Mexico, El Salvador, Honduras, Costa Rica, Nicaragua and Panama) and in South America (Argentina, Brazil, Bolivia, Colombia, Ecuador, French Guiana, Guyana, Paraguay, Peru, Trinidad and Tobago , Suriname and Venezuela). The last species, the Black-And-Chestnut Eagle is listed as endangered (EN) (International Birdlife, 2016), it is estimated that its population trend is decreasing and its population size is between 250 and 999 breeding individuals. This species is closely linked to the Andes mountain range and is the only species that all its population is in South America (Argentina, Bolivia, Colombia, Ecuador, Peru and Venezuela).

The four species of this genus in the year 2000 its conservation status was unknown (Birdlife International, 2016). The Black-And-Chestnut Eagle, in 2004 until 2008 it was considered as an almost threatened species and in this last year its population was already estimated between 250-999 breeding specimens, between 2010 and 2012 it was considered as vulnerable (VU) and its population was estimated between 1000 and 2499 reproductive specimens and since 2014 it is considered a threatened species (EN) with a population between 250 and 999 reproductive specimens. The Hawk-eagle Ornate, in 2004 until 2009 it was considered as an almost threatened species and in 2008 its population was already estimated between 10,000 and 100,000 copies. The Black Hawk-eagle and the Black-and-white Hawk-eagle since 2004 are cataloged in the current category.

No threats have been described for any of the four species, only cases of human persecution due to conflict with wild animals are known to Black-And-Chestnut Eagle, (Restrepo-Cardona, et al. 2019) concludes that deforestation favors this conflict , since in these areas they feed more frequently on domestic species. For all species of this genus, it is believed that its main threat is habitat destruction. Studies on the impact of habitat fragmentation on its demography and productivity are required. Many organizations agree that the lack of information on their reproductive behavior, as well as their biology is a problem that negatively influences these species since without this type of information, it is difficult to generate action plans to improve the status of their populations.

In 2018 (McClure, et al. 2018) in a work in which conservation actions were evaluated and recommended for all raptors worldwide, they concluded that for 61.22% (N = 557) of the species the Habitat factor can be a conservation problem. According to these authors, 55.81% of forest species are in decline and among forest species, 89.49% of these (n = 473) live in tropical forests. Currently the species found in tropical forests are more threatened than those that breed in other non-tropical forests. This is due to a problem of conscience currently the degree of deforestation is higher in tropical regions than in the rest of the forests. On the other hand, sedentary species have a higher risk of decline than sedentary species. With these results, species of this genus have a high risk of diminishing, since they are forest species, inhabitants of humid forests and are sedentary.

Mortalidad de Quebrantahuesos por malaria aviar; cual sera su futura repercusión

El cambio climático es una de las amenazas globales que más pueden condicionar la vida sobre nuestro planeta, el calentamiento global ya tienen consecuencias y las aves son solo un indicador más. Una de ellas el hallazgo de malaria aviar hasta los 1500 en los Pirineos, esta enfermedad supondrá un problema de conservación para la rapaz más amenazada de la cordillera.

Text in English after Spanish

La afección del cambio climático sobre las aves es prioritario y son muchas las investigaciones que se están realizando para conocer su efecto, sus consecuencias y las posibles medidas a tomar para reducir su impacto, aunque todas coinciden en que la única medida eficaz para frenarlo es la reducción de emisiones de gases que provocan el efecto invernadero.

Entre las consecuencias de la subida global de las temperaturas que se se conocen ya se han descrito numerosas consecuencias que ya están afectando negativamente a las aves. En Europa se ha comprobado que entre 1980 y 2010 se han invertido las tendencias poblacionales de las especies, las que están adaptadas al calor experimentan una subida mientras que las adaptadas al frío decrecen, esto se agudiza especialmente a partir de 1990, efectos similares se han descrito ya en Norteamérica (Gregory et al. 2009) En estudios realizados a la respuesta de las especies al cambio climático tuvieron un mayor porcentaje respuesta negativa (Pacifici et al. En revisión.).  También se ha comprobado que numerosas especies están creciendo las poblaciones más septentrionales mientras que las poblaciones meridionales decrecen (Zuckerberg et al.2009; Auer y King, 2014; Virkkala y Lehikoinen, 2014 y Gillings et al. 2015), las especies de  montañas ganan altura  (Archaux, F. , 2004; Zuckerberg et al.2009; Auer y King, 2014; Forero-Medinaet al. 2011; Harris et al. 2012; Freeman y Freeman, 2014; Maggini et al. 2011; Peh, 2007 y Popy et al. 2010).  Muchas especies sincronizan el nacimiento de sus polluelos con la mayor abundancia de presas y así garantizan el éxito reproductivo sin embargo en algunas especies ya se están encontrando divergencias entre la época de reproducción y el periodo con mayor abundancia de suministro de alimento  (McKinnon et al. 2012) y el nacimiento de sus polluelos no coincide con la mayor abundancia de sus presas, esto no solo afecta a una especie concreta si no altera totalmente la relación predador – presa y afecta a toda una comunidad de vertebrados. 

Recientes investigaciones desarrolladas por técnicos de la Fundación Aquila, en España. Han encontrado en el marco de sus investigaciones, que las altas temperaturas debilitan el sistema inmunológico de ciertas especies de rapaces que habitan en el bosque mediterráneo, mientras que en ese mismo habitat las especies mejor adaptadas al calor no se reducen las defensas contra las enfermedades.

No son pocas también las investigaciones orientadas a prever futuros efectos, la gran mayoría coinciden en que muchas especies sufrirán grandes cambios y contracciones en su área de distribución, incluso para muchas especies se espera la perdida total de su hábitat.  Se espera que aumente el riego de extinción de especies y una perdida importante de biodiversidad, las más afectadas pueden ser las especies endémicas o con rango de distribución reducido, las especies con amplios rangos de distribución se espera que tengan una mayor adaptación.  Otra hipótesis con la que se esta trabajando es que las especies generalistas se podrán adaptar a los cambios a una mayor velocidad que los especialista y estos últimos ademas estarán condicionados por los impactos sobre sus presas principales.  En cuanto a la irrupción de nuevas enfermedades o que ante un escenario de cambio climático el área libre de malaria aviar se reduzca (Benning et al. 2002).

En este último aspecto en España se ha generado una investigación con el Quebrantahuesos (Gypaetus barbatus) liderado por la Fundación para la conservación del Quebrantahuesos y financiado por la Fundación Iberdrola, también han colaborado la Universidad de Zaragoza y de Castilla- La Mancha. La investigación se ha desarrollado en el Pirineo oscense y como resultado de ella destaca la muerte de al menos 5 pollos de esta especie por malaria aviar, el primer caso de contagio ocurrió hace 7 años, en esa ocasión el pollo se pudo tratar in situ con antimaláricos y logró sobrevivir.  Los investigadores señalan que las muertes ocurrieron en primavera y que como consecuencia del aumento de las temperaturas en ese periodo, ahora coinciden en Pirineos los vectores con los pollos pequeños de Quebrantahuesos, que ha esa edad aun no han desarrollado su sistema inmunológico, además de los 5 ejemplares muertos en 3 ejemplares encontraron anticuerpos en sangre.

En los últimos 7 años los autores de este estudio en los últimos años analizaron mosquitos y moscas negras en busca de la malaria aviar en el área de estudio, en un 20,6% encontraron hemoparásitos del genero Plasmodium, las secuencias obtenidas identificaron que el 70% el hemoparásito fue Plasmodium relictum, la especie habitualmente causante de la malaria aviar. Los mosquitos y moscas negras que dieron positivo se han llegado a detectar a alturas de hasta 1500 metros en la comarca de la Ribagorza. Hasta hace poco más de una década, el clima más frío a esa altitud limitaba la actividad de los mosquitos transmisores de esa enfermedad, por lo que el Quebrantahuesos no tenia contacto con esa enfermedad.  En los últimos años se estima que entre un 4,1 y 12,5 de los pollos nacidos anualmente han dado positivo a la malaria aviar.  Las previsiones es que sigan subiendo las temperaturas media y por ello los mosquitos y moscas negras que contienen hemoparásitos del genero Plasmodium afecten a ejemplares que nidifican a mayor altura.

En el resto de poblaciones pirenaicas de Quebrantahuesos no se ha descrito la presencia de Malaria aviar.  Actualmente el Quebrantahuesos ya se esta reproduciendo fuera de Pirineos, concretamente en Andalucía y en Asturias, estas poblaciones se han conseguido mediante la reintroducción de ejemplares criados en cautividad, el número de parejas reproductoras en estas poblaciones aún es insuficiente y necesitan de una fuerte intervención para continuar creciendo. En la zona de reintroducción de Asturias aún no se ha detectado ningún caso de malaria aviar y en la población andaluza aún no ha sido descrita, por lo que parece que el problema inicialmente esta reducido a ciertas zonas del Pirineo oscense.  

La malaria aviar esta considerada como una de las enfermedades que mayor mortalidad esta provocando en especies de aves, especialmente de pequeños passeriformes como el Gorrión común (Passer domesticus) que por ejemplo en Londres se ha desplomado su población en un 71% los últimos 25 años a causa de la malaria aviar, este problema se sugiere que esta relacionado directamente con el aumento de temperaturas (Dadam et al 2019).


Bearded Vulture mortality from avian malaria; what will be its future impact

Climate change is one of the global threats that can most condition life on our planet, global warming already has consequences and birds are just one more indicator. One of them the finding of avian malaria until 1500 in the Pyrenees, this disease will be a conservation problem for the most threatened raptor in the mountains.

The impact of climate change on birds is a priority and there are many investigations that are being carried out to know its effect, its consequences and the possible measures to be taken to reduce its impact, although all agree that the only effective measure to curb it is reduction of gas emissions that cause the greenhouse effect.

Among the consequences of the global rise in known temperatures, numerous consequences have already been described that are already negatively affecting birds. In Europe it has been proven that between 1980 and 2010 the population trends of the species have been reversed, those that are adapted to heat experience a rise while those adapted to cold decrease, this is especially acute since 1990, similar effects have been already described in North America (Gregory et al. 2009) In studies conducted on the response of species to climate change they had a higher negative response percentage (Pacifici et al. In review.). It has also been proven that numerous species are growing the northernmost populations while southern populations are decreasing (Zuckerberg et al. 2009; Auer and King, 2014; Virkkala and Lehikoinen, 2014 and Gillings et al. 2015), mountain species gain height (Archaux, F., 2004; Zuckerberg et al. 2009; Auer and King, 2014; Forero-Medinaet al. 2011; Harris et al. 2012; Freeman and Freeman, 2014; Maggini et al. 2011; Peh, 2007 and Popy et al. 2010). Many species synchronize the birth of their chicks with the greatest abundance of prey and thus guarantee reproductive success, however in some species divergences are already being found between the breeding season and the period with the greatest abundance of food supply (McKinnon et al. 2012) and the birth of its chicks does not coincide with the greater abundance of its prey, this not only affects a specific species but does not completely alter the predator-prey relationship and affects an entire vertebrate community.

Recent research carried out by technicians of the Aquila Foundation, in Spain. They have found in the framework of their research that high temperatures weaken the immune system of certain species of raptors that inhabit the Mediterranean forest, while in that same habitat the species best adapted to heat do not reduce the defenses against diseases.

There are also few investigations aimed at anticipating future effects, the vast majority agree that many species will undergo major changes and contractions in their range, even for many species the total loss of their habitat is expected. It is expected to increase the risk of species extinction and a significant loss of biodiversity, the most affected may be endemic species or with reduced distribution range, species with wide distribution ranges are expected to have greater adaptation. Another hypothesis that is being worked on is that generalist species can adapt to changes at a faster rate than specialists and the latter will also be conditioned by the impacts on their main prey. Regarding the emergence of new diseases or that in a scenario of climate change the area free of avian malaria is reduced (Benning et al. 2002).

In this last aspect in Spain an investigation has been generated with the Bearded Vulture (Gypaetus barbatus) led by the Foundation for the Conservation of the Bearded Vulture and financed by the Iberdrola Foundation, the University of Zaragoza and Castilla-La Mancha have also collaborated. The investigation has been carried out in the Pyrenees and as a result it highlights the death of at least 5 chickens of this species due to avian malaria, the first case of infection occurred 7 years ago, on that occasion the chicken could be treated in situ with antimalarial and managed to survive. The researchers point out that the deaths occurred in spring and that as a result of the increase in temperatures during that period, the vectors with the small chickens of Bearded Vulture now coincide in the Pyrenees, which at that age have not yet developed their immune system, in addition to the 5 dead specimens in 3 specimens found antibodies in the blood.

In the last 7 years the authors of this study in recent years analyzed mosquitoes and blackflies in search of avian malaria in the study area, in 20.6% they found hemoparasites of the Plasmodium genus, the sequences obtained identified that 70 % the hemoparasite was Plasmodium relictum, the species that usually causes avian malaria. The mosquitoes and black flies that tested positive have been detected at heights of up to 1500 meters in the Ribagorza region. Until a little over a decade ago, the coldest climate at that altitude limited the activity of mosquitoes transmitting that disease, so the Bonebreaker had no contact with that disease. In recent years it is estimated that between 4.1 and 12.5 of the chickens born annually have tested positive for avian malaria. The forecasts are that the average temperatures continue to rise and therefore the mosquitoes and black flies that contain hemoparasites of the Plasmodium genus affect specimens that nest at a higher height.

In the rest of Pyrenean populations of Bearded Vulture the presence of avian Malaria has not been described. Currently the Bearded Vulture is already reproducing outside the Pyrenees, specifically in Andalusia and Asturias, these populations have been achieved through the reintroduction of specimens bred in captivity, the number of breeding pairs in these populations is still insufficient and they need a strong intervention To continue growing. In the reintroduction zone of Asturias no case of avian malaria has yet been detected and in the Andalusian population it has not yet been described, so it seems that the problem is initially reduced to certain areas of the Pyrenees.

Avian malaria is considered to be one of the diseases that causes the highest mortality in bird species, especially small passerines such as the House Sparrow (Passer domesticus) which, for example, in London, its population has plummeted by 71% in the last 25 years Because of avian malaria, this problem suggests that it is directly related to the rise in temperatures (Dadam et al 2019).

Referencias bibliográficas / Bibliographic references.

Archaux, F. (2004) Breeding upwards when climate is becoming warmer: no bird response in the French Alps. Ibis 146: 138–144. 

Auer, S. K. y King, D. I. (2014) Ecological and life-history traits ex- plain recent boundary shifts in elevation and latitude of western North American songbirds. Glob. Ecol. Biogeogr. 23: 867–875.

Benning, T. L., LaPointe, D., Atkinson, C. T. y Vitousek, P. M. (2002) Interactions of climate change with biological invasions and land use in the Hawaiian Islands: modeling the fate of endemic birds using a geographic information system. Proc. Natl. Acad. Sci. USA. 99: 14246–14249. 

Dadam, D., Robinson, R. A., Clements, A., Peach, W. J., Bennett, M., Rowcliffe, J. M., & Cunningham, A. A. (2019). Avian malaria-mediated population decline of a widespread iconic bird species. Royal Society open science, 6(7), 182197.

Forero-Medina, G., Terborgh, J., Socolar, S. J. y Pimm, S. L. (2011) Elevational ranges of birds on a tropical montane gradient lag be- hind warming temperatures. PLoS One 6: e28535.

Freeman, B. G. y Freeman, A. M. C. (2014) Rapid upslope shifts in New Guinean birds illustrate strong distributional respon- ses of tropical montane species to global warming. PNAS 111: 4490–4494.

Gregory, R. D., Willis, S. G., Jiguet, F., Voŕíšek, P., Klvaňová, A., Strien, A. V., Huntley, B., Collingham, Y. C., Couvet, D. y Green, R. E. (2009) An indicator of the impact of climatic change on European bird populations. PLoS One 4: e4678.

Harris, J. B. C., Yong, D. L., Sheldon, F. H., Boyce, A. J., Eaton, J. A., Bernard, H., Biun, A., Langevin, A., Martin, T. E. y Wei, D. (2012) Using diverse data sources to detect elevational range changes of birds on Mount Kinabalu, Malaysian Borneo. Raffles B. Zool. 25: 197–247.

Maggini, R., Lehmann A., Kéry, M., Schmid, H., Beniston, M., Jenni, L. y Zbinden, N. (2011) Are Swiss birds tracking climate change? Detecting elevational shifts using response curve shapes. Ecol. Model. 222: 21–32.

McKinnon, L., Picotin, M., Bolduc, E., Juillet, C. y Bêty, J. (2012) Ti- ming of breeding, peak food availability, and effects of mismatch on chick growth in birds nesting in the High Arctic. Can. J. Zool. 90: 961–971. 

Pacifici, M., Visconti, P., Cassola, F. M., Watson, J. E. M., Butchart, S. H. M. y Rondinini, C. Most threatened bird and mammal species are likely to be already impacted by climate change. In review.

Peh, K. S. H. (2007) Potential effects of climate change elevatio- nal distributions of tripical birds in Southeast Asia. Condor 109: 437–441.

Popy, S., Bordignon, L. y Prodon, R. (2010) A weak upward elevational shift in the distributions of breeding birds in the Italian Alps. J. Biogeogr. 37: 57–67. 

Zuckerberg, B., Woods, A. M. y Porter, W. F. (2009) Poleward shifts in breeding bird distributions in New York State. Glob. Change Biol. 15: 1866–1883. 

Virkkala, R. y Lehikoinen, A. (2014) Patterns of climate-induced density shifts of species: poleward shifts faster in northern boreal birds than in southern birds. Glob. Change Biol. 20: 2995–3003.

Gillings, S., Balmer, D. E. y Fuller, R. J. (2015) Directionality of recent bird distribution shifts and climate change in Great Britain. Glob. Change Biol. 21: 2155–2168.

Estado de Conservación del Águila moluqueña (Aquila Gurneyi) una especie endémica y con escasa información.

Hablar del Águila moluqueña, es hablar de incógnitas es la única especie de su género que aún no se ha descrito ningún evento reproductivo, esto se debe a que habita en uno de los lugares mas remotos del planeta? 

Text in English after Spanish

El águila moluqueña (Aquila gurneyi) es una especie endémica e insular que tiene su rango de distribución, en Papua nueva Guinea e Indonesia, se estima que ocupa una superficie estimada de 1,690,000 km².  Se ha descrito  en la isla de Nueva Guinea, en la isla Goodenough, de Tragan, Molucas, en las Molucas septentrionales, Palau Biak, Waigeo (Post, et al 2019), en Serui Kota, Wajag, Buru y probablemente en New Ireland. Su presencia tampoco se puede descartar en otras islas cercanas, en Australia se le considera una especie accidental. En cuanto a su estado de conservación está catalogada como especie casi amenazada NT, aplicando el criterio C1. Sobre su tamaño de la población apenas hay datos, En la última revisión de UICN de 2016, no se ofrece una estimación sobre el número de parejas reproductoras, únicamente se se señala a que su población presenta tendencias decrecientes como consecuencia de la degradación de su hábitat (BirdLife Internacional 2016). La primera referencia sobre su estado de conservación se hace en el año 2000 y a partir del año 2004 se le considera como especie casi amenazada y solamente  ese año se considera que su población puede estar incrementándose, sin embargo no se tenían datos para sostener ese incremento y desde 2008 se considera que su tendencia poblacional es decreciente.

Ilustración de un ejemplar adulto en vuelo de Águila moluqueña / Illustration of an adult specimen in flight from Gurney’s Eagle.

Sobre la abundancia, o el tamaño de población apenas hay estudios y datos. En 1996 se realizo una estimación únicamente para indonesia. En este trabajo se estimo el tamaño del territorio de 14 parejas en Halmahera e islas cercanas. Los autores encontraron una densidad de 1 pareja/30 km2. Con estos resultado estimaron que en las islas Molucas septentrionales podría haber en torno a 900 parejas reproductoras (Rov, N., & Gjershaug, J. O. 1997, Røv, N., & Gjershaug, J. O. 2000). Posteriormente hay otra estimación para el conjunto de la población en torno a 1000 ejemplares maduros, lo que equivale a 500 parejas reproductoras (BirdLife Internacional 2008).  En Papua Nueva Guinea, la citan como una especie de amplia distribución pero mas bien escasa escasa (Woxvold, I. A., Diamond, J. M., Bishop, K. D., & Legra, L. 2019), estas son las únicas referencias al tamaño de su población.

Es una rapaz puramente forestal. Gran parte de las observaciones se han realizado  en bosques primarios y bosque pantanoso, por lo que se cree que ese es el tipo de habitat donde se reproduce. También se ha observado sobrevolando los bordes de bosque posiblemente para alimentarse.  En la Isla de Papua Nueva Guinea, que es donde su población ocupa una mayor superficie, se le cita desde el nivel del mar hasta los 2970 m, pero por encima de los 1500 m. se considera una especie escasa (Ferguson-Lees, J., & Christie, D. A. 2001). 

Cuando hablamos del Águila moluqueña,  estamos ante una gran incógnita, nos encontramos ante la especie menos conocida del genero Aquila y también de las accipitriformes que menos información se dispone. Sobre está especie apenas hay bibliografía especifica y muy pocas publicaciones en las que se le cita pero que no son especificas. Cualquier pregunta que nos hagamos sobre está especie apenas tiene respuestas y claramente estamos ante una especie desconocida para la ciencia. En los pocos trabajos que se han escrito sobre está especie, no existen referencias o descripciones sobre la ubicación de sus nidos, tampoco describen aspectos básicos sobre su biología reproductora (tamaño de puesta, número de aguiluchos nacidos, éxito de vuelo o productividad), tampoco se ha estudiado su dieta. Cualquier aspecto sobre este águila que busquemos, no está aclarado, entramos en el campo de las hipótesis y de las teorías, pero nada demostrado o probado.  

Sobre los problemas que pueden estar afectando a su estado de conservación, poco se sabe o más bien nada.  Se cree que su principal amenaza es la perdida del hábitat como consecuencia de la reducción de la superficie de bosque primario en su rango de distribución (BirdLife Internacional 2016). Sobre su mortalidad no natural y/o natural no hay ninguna referencia bibliográfica, nunca se ha realizado un marcaje de un ejemplar ni se han monitoreado ni parejas reproductoras, ni poblaciones.

Si tenemos en cuanta que es una especie puramente forestal, aunque se ha registrado en la costa nunca se pa descrito posado sobre otro sustrato que no sea arbóreo. Sus nidos posiblemente los construya sobre grandes árboles, en cuanto a su biología reproductiva, únicamente existen algunas referencias a observaciones de parejas reproductoras acompañadas por juveniles, presumiblemente volantones  (Ferguson-Lees, J., & Christie, D. A. 2001).  Si nos basamos en los conocimientos obtenidos para otras especies de la subfamilia aquilinae y con un habitat similar, como es el caso de las especies del género Nisaetus y Pithecophaga que habitan en la jungla del  sureste asiático y oceania, Spizaetus, Harpia y Morphnus, que habitan en las selvas sudamericanas,  y Stephanoaetus que habita en selvas africanas, todas estas especies construyen sus nidos sobre grandes árboles en bosques primarios o en zonas boscosas bien conservadas. Tienen una baja productividad, nunca por encima de 1 pollo por temporada de cría, incluso alguna de estas especies no se reproducen anualmente y sus polluelos son de crecimiento lento y con periodos de dependencia larga. Por lo que si nos basamos en los conocimientos adquiridos en especies similares, todo indica que el Águila moluqueña, utiliza grandes árboles para construir sus nido, posiblemente ponga un único huevo, su productividad este por debajo de 1 pollo/por reproducción y posiblemente no se reproduzca anualmente, pero esto está aún por confirmar.

Es urgente profundizar en el conocimiento de este especie junto con el águila congoleña (Aquila africana) son las únicas de su género que habitan en bosques tropicales, el resto de especies aunque forestales habitan fuera de los trópicos. Conocer sus dinámicas poblacionales el tamaño de la población, su biología reproductora y su dieta deben de ser objetivos prioritarios para esta década que recién comienza. Está falta de conocimiento, junto con la destrucción de su habitat es un problema muy importante de conservación, ya que imposibilita tomar algún tipo de medida real o la posibilidad de manejar sus poblaciones. ¿Habitar en uno de los lugares más remotos del planeta, no hace fácil obtener conocimientos sobre está especie, esto,  ¿puede ser la causa de la falta de conocimientos sobre ella?. No solo estamos ante una especie con muchas incógnitas, si no ante un reto para la ciencia y la conservación de las especies.

Citar: Sánchez, R., 2020 Estado de conservación del Águila moluqueña (Aquila gurneyi), una especie endémica y con escasa información. Eagle News, Ecología y Conservación de las Rapaces entrada 50.

Cite as: Sánchez, R., 2020 Conservation status of the Moluccan Eagle (Aquila gurneyi), an endemic species with little information. Eagle News, Ecology and Conservation of Raptors post 50.

Bibliografía / Bibliographic references:

BirdLife International 2008. Aquila gurneyi . The IUCN Red List of Threatened Species 2008: e.T22696056A23907436. Downloaded on 04 February 2020.

BirdLife International 2016. Aquila gurneyi . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696056A93541423. https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696056A93541423.en. Downloaded on 03 February 2020.

Ferguson-Lees, J., & Christie, D. A. (2001). Raptors of the world Christopher Helm.

Rov, N., & Gjershaug, J. O. (1997). Population status and habitat use of the Gurney’s Eagle, Aquila gurneyi in the North Moluccas. In Seminar Pelestarian Burung dan Ekosistemnya dalam Pembangunan Berkelanjutan di Indonesia, Bogor (Indonesia), 24 Sep 1997. IPB.

Røv, N., & Gjershaug, J. O. (2000). Population density, territory size and habitat use of Gurney’s Eagle Aquila gurneyi in the North Moluccas, Indonesia. Raptors at Risk, 677-683.

Post, J. N., Heij, C. J., Tindige, K., & Advokaat, F. (2019). The Birds of Waigeo.

Woxvold, I. A., Diamond, J. M., Bishop, K. D., & Legra, L. (2019). Avifauna of the Lake Kutubu Wildlife Management Area, Papua New Guinea. Bulletin of the British Ornithologists’ Club, 139(3), 266-292.

Conservation Status of the Gurney’s Eagle (Aquila Gurneyi) an endemic species with little information.

Talking about the Gurney’s Eagle, is talking about unknowns is the only species of its kind that has not yet been described any reproductive event, is this because it lives in one of the most remote places on the planet?

The Gurney’s Eagle (Aquila gurneyi) is an endemic and insular species that has its range of distribution, in Papua New Guinea and Indonesia, it is estimated to occupy an estimated area of ​​1,690,000 km². It has been described on the island of New Guinea, on Goodenough Island, of Tragan, Moluccas, in the northern Moluccas, Palau Biak, Waigeo (Post, et al 2019), in Serui Kota, Wajag, Buru and probably in New Ireland. Its presence can also not be ruled out in other nearby islands, in Australia it is considered an accidental species. Regarding its conservation status, it is classified as an almost threatened species NT, applying criterion C1. There is hardly any data on their population size. In the last IUCN review of 2016, an estimate on the number of breeding pairs is not offered, it is only pointed out that its population shows decreasing trends as a result of habitat degradation (BirdLife International 2016). The first reference on its conservation status is made in the year 2000 and from the year 2004 it is considered as an almost threatened species and only that year its population is considered to be increasing, however there was no data to support that increase and Since 2008 its population trend is considered to be decreasing.

About abundance, or population size, there are hardly any studies and data. In 1996 an estimate was made only for Indonesia. In this work the size of the territory of 14 couples in Halmahera and nearby islands was estimated. The authors found a density of 1 couple / 30 km2. With these results, they estimated that there could be around 900 breeding pairs in the northern Moluccan Islands (Rov, N., & Gjershaug, J. O. 1997, Røv, N., & Gjershaug, J. O. 2000). Subsequently there is another estimate for the population as a whole at around 1000 mature specimens, which is equivalent to 500 breeding pairs (BirdLife International 2008). In Papua New Guinea, they cite it as a species of wide distribution but rather sparse (Woxvold, I. A., Diamond, J. M., Bishop, K. D., & Legra, L. 2019), these are the only references to the size of their population.

It is a purely forest raptor. Much of the observations have been made in primary forests and swampy forests, so it is believed that this is the type of habitat where it reproduces. It has also been observed flying over forest edges possibly to feed. On the island of Papua, New Guinea, which is where its population occupies a larger area, is cited from sea level to 2970 m, but above 1500 m. It is considered a scarce species (Ferguson-Lees, J., & Christie, D. A. 2001).

When we talk about the Gurney’s Eagle, we are faced with a great mystery, we are faced with the lesser known species of the Aquila genus and also with the accipitriforms that have less information available. About this species there is hardly a specific bibliography and very few publications in which it is cited but which are not specific. Any question we ask ourselves about this species has hardly any answers and we are clearly facing a species unknown to science. In the few papers that have been written about this species, there are no references or descriptions about the location of their nests, nor do they describe basic aspects of their reproductive biology (size of laying, number of eaglets born, flight success or productivity), nor Your diet has been studied. Any aspect of this eagle that we are looking for, is not clear, we enter the field of hypotheses and theories, but nothing proven or proven.

On the problems that may be affecting their conservation status, little is known or rather nothing. Its main threat is believed to be habitat loss as a result of the reduction of the primary forest area in its range of distribution (BirdLife International 2016). On its non-natural and / or natural mortality there is no bibliographic reference, a copy of a specimen has never been made, nor have reproductive couples or populations been monitored.

If we take into account that it is a purely forest species, although it has been registered on the coast, it has never been described perched on another substrate that is not arboreal. Their nests may be built on large trees, in terms of their reproductive biology, there are only some references to observations of breeding pairs accompanied by juveniles, presumably volantones (Ferguson-Lees, J., & Christie, D. A. 2001). If we rely on the knowledge obtained for other species of the aquilinae subfamily and with a similar habitat, such as the species of the genus Nisaetus and Pithecophaga that inhabit the jungle of Southeast Asia and Oceania, Spizaetus, Harpia and Morphnus, which they inhabit the South American jungles, and Stephanoaetus that lives in African jungles, all these species build their nests on large trees in primary forests or in well-preserved forested areas. They have a low productivity, never above 1 chicken per breeding season, even some of these species do not reproduce annually and their chicks are slow growing and with periods of long dependence. So if we rely on the knowledge acquired in similar species, everything indicates that Gurney’s Eagle uses large trees to build its nest, possibly lay a single egg, its productivity is below 1 chicken / per reproduction and possibly not play annually, but this is yet to be confirmed.

It is urgent to deepen the knowledge of this species together with the Cassin’s Hawk-eagle (Aquila africana) are the only ones of its kind that inhabit tropical forests, the rest of species although forest inhabit outside the tropics. Knowing its population dynamics, population size, reproductive biology and diet should be priority objectives for this decade that has just begun. This lack of knowledge, together with the destruction of their habitat is a very important conservation problem, since it makes it impossible to take any real measure or the possibility of managing their populations. Does not live in one of the most remote places on the planet, make it easy to obtain knowledge about this species, can this be the cause of the lack of knowledge about it? Not only are we facing a species with many unknowns, but also a challenge for the science and conservation of the species.