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.

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. 

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., 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.

ESTADO DE CONSERVACIÓN DEL ÁGUILA FILIPINA; UNA ESPECIE FORESTAL INSULAR Y ENDEMICA

El águila filipina es una de las especies de rapaces que tiene más riesgo de desaparecer en los próximos años, a pesar del esfuerzo que se está haciendo para su recuperación, no llegan buenos resultados y continua la destrucción de su hábitat natural.

Text in SPANISH after in ENGLISH

El águila filipina (Pithecophaga jefferyi) es el único miembro del género Pithecophaga, es una especie monotipica y es endémica de las Islas Filipinas, por lo que se trata de una especie con un área de distribución muy reducida.  Es una especie forestal, habita en bosques tropicales entre los 150 y 1800 metros, y es la rapaz más grande que habita en este archipiélago y  junto con el águila Harpía (Harpia harpyja) es una de las rapaces forestales más grandes del planeta. Basa su alimentación en mamíferos y aves medianas, en su dieta se han descrito presas como los lémures voladores (Cynocephalus volans), civeta de las palmeras (Paradoxurus hermaphroditus), ardillas voladoras.  El águila filipina está catalogada como en peligro crítico  (CR) y su población presenta una tendencia decreciente (Birdlife Internacional, 2018), hasta 1988 estuvo catalogada como amenazada (T) y desde 1994 se mantiene catalogada como críticamente amenazada.  De las 7.107 islas  que componen el archipiélago, solamente se conoce la presencia de esta águila en 4 Islas,  Mindanao, Luzón, Samar y Leyte.  

El águila a filipina construye sus  nidos sobre grandes árboles, solo ponen un huevo por temporada y esta dura más de un año, por lo que las parejas de esta especie no se reproducen anualmente como sucede con la mayoría de especies de rapaces.  El periodo de cría dura más de un año, la incubación se estima que dura de 58 a 64 días, participan ambos adultos aunque como en la mayoría de especies es la hembra la que mayor tiempo invierte.  El polluelo permanece en el nido durante 6 meses y después de volar el periodo de dependencia se alarga durante un año. Entre 1984 – 1988 se observaron 11 intentos de reproducción de 8 parejas y solo resultaron exitosos el 36,34% de las parejas controladas. Entre 1989 y 1993 se observaron 11 intentos de reproducción de 9 parejas, en esta ocasión el 72.7% de las parejas ser reprodujeron con éxito. Entre 1994 y 1998 se observaron 17 intentos de cría de 12 parejas,  el 88.2% lograron sacar pollos con éxito.  El éxito reproductivo para el águila filipina, basado en ocho parejas con> 1 intento de cría se estimó en 0.38 ± 0.l14 (± DE) jóvenes/par/año. (Miranda et al. 2002).

Antes del año 2000 se desconocía el tamaño de su población la primera estimación se realizo entre el 2000 y 2007, durante ese periodo se estimo su población en 226 ejemplares. A partir de 2008 el tamaño de su población se estima entre 250 y 750 individuos y el tamaño de su población reproductora estaría estimada entre 90 y 250 parejas, este aumento parece que se produjo por una mejor cobertura de censo y no por un aumento poblacional.  En la Isla de Mindanao es donde se encuentran el mayor número de ejemplares y parejas reproductoras, allí se estiman entre 82 y 233 parejas reproductoras, en la Isla de Samar se estiman 6 parejas reproductoras, 2 parejas en la Isla de Leite y en el norte del archipielago, en la Isla de Luzón se consideraba extinta hasta 2013 solo había observaciones aisladas de adultos e inmaduros, sin embargo en 2015 se confirmo la primera reproducción (Ibáñez, 2016) y en 2013 estos mismos autores consideraron que hubo otra reproducción.  Un trabajo realizado en 2008 en base a la extrapolación de la densidad obtenida para la Isla de Mindanao sugiere un total de 340 parejas para toda su área de distribución, pero se desconocen las densidades que hay realmente en las otras 3 islas donde habita, por lo que esta cifra debería tratarse con precaución (Miranda et al. 2008). Actualmente se desconoce el  tamaño poblacional del águila filipina y  no hay motivos para el optimismo ni se espera un aumento de la población.

Entre los problemas que han llevado al águila filipina al borde de la extinción, se encuentra la destrucción y la desfragmentación de su hábitat por la extracción comercial de madera, la extensión de la agricultura, la minería. Sobre la mortalidad no natural la caza es la principal causa, la captura de ejemplares también parece que está afectando gravemente, también se ha descrito mortalidad por electrocución.  Recientes investigaciones apuntan a que la mortalidad no adulta es muy alta y la tasa de renovación de adultos es muy baja, lo cual es un hecho muy preocupante y compromete su futuro.  Entre 2004 y 2011 se radio marcaron 7 ejemplares (Abaño et al., 2015), 3 individuos criados en cautividad y liberados y 4 ejemplares rehabilitados, todos ellos en la isla de Mindanao.  Dos de los ejemplares fueron cazados durante los 5 primeros meses, otras dos murieron más tarde, una por electrocución y otra más fue cazada, el 57,14 de los ejemplares radiomarcados murieron durante los 6 primeros meses tras los marcajes y los 3 ejemplares que no murieron dos dejaron de emitir antes del primer año tras el marcaje y uno durante los primeros 5 meses por lo que se desconoció si estos ejemplares sobrevivieron o dejaron de emitir por episodios de mortalidad.  Los autores de esta investigación constataron que los ejemplares marcados se dispersaban hacia zonas no forestales y muy intervenidas y allí morían rápidamente. 

Por otro lado, por su condición de especie endémica, su área de distribución  y por su hábitat es una especie con una alta probabilidad (McClure, et al 2018) analizo el estado de conservación de las rapaces a nivel mundial y entre sus resultados obtuvo que la mayoría de especies que estaban amenazadas se encontraban en el sureste asiático, que más de la mitad de especies forestales estaban en declive y dentro de las forestales, las especies sedentarias y habitantes de bosques tropicales tienen un mayor riesgo de desaparecer que las que habitan en bosques no tropicales.

Bibliografia / bibliographic references:

Abaño, T. R., Tampos, G. G., Taraya, R. L., Salvador, D. J., & Ibañez, J. C. (2015). Dispersal of Philippine Eagles released in the forests of Mindanao, Philippines. Journal of Raptor Research, 49(4), 506-513.

BirdLife International 2018. Pithecophaga jefferyi (amended version of 2017 assessment). The IUCN Red List of Threatened Species 2018: e.T22696012A129595746. http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2017-3.RLTS.T22696012A129595746.en. Downloaded on 30 December 2019. 

Ibanez, J., Sumaya, A. M., Tampos, G., & Salvador, D. (2016). Preventing Philippine Eagle hunting: what are we missing?. Journal of Threatened Taxa, 8(13), 9505-9511.  

Miranda, H.C., Jr., D.I. Salvador, G. Lovell, and L. Bueser. 2002. On the population biology and status of the Philippine Eagle, Pithecophaga jefferyi. Pp. 152-157 in R. Yosef, M.L. Miller, and D. Pepler (eds.),  Raptors in the new millennium. International Birding & Research Center in Eilat, Eilat, Israel. 

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.


CONSERVATION STATUS OF PHILIPPINE EAGLE; AN INSULAR AND ENDEMIC FOREST SPECIES

The Philippine eagle is one of the raptor species that has the highest risk of disappearing in the next few years, despite the effort being made to recover it, there are no good results and the destruction of its natural habitat continues.

The Philippine eagle (Pithecophaga jefferyi) is the only member of the genus Pithecophaga, it is a monotypical species and is endemic to the Philippine Islands, so it is a species with a very small distribution area. It is a forest species, lives in tropical forests between 150 and 1800 meters, and is the largest raptor that lives in this archipelago and together with the Harpy eagle (Harpia harpyja) is one of the largest forest raptors on the planet. It bases its feeding on mammals and medium-sized birds, prey such as Philippine flying lemur (Cynocephalus volans), Asian palm civet(Paradoxurus hermaphroditus), flying squirrels have been described in its diet. The Philippine eagle is listed as critically endangered (CR) and its population has a decreasing trend (Birdlife International, 2018), until 1988 it was listed as threatened (T) and since 1994 it has been listed as critically threatened. Of the 7,107 islands that make up the archipelago, only the presence of this eagle is known in 4 Islands, Mindanao, Luzon, Samar and Leyte.

The Philippine eagle builds its nests on large trees, they only lay an egg per season and it lasts more than a year, so that the pairs of this species do not reproduce annually as it happens with most species of raptors. The breeding period lasts more than one year, the incubation is estimated to last from 58 to 64 days, both adults participate although as in most species it is the female that invests the longest time. The chick remains in the nest for 6 months and after flying the dependency period is extended for a year. Between 1984 and 1988, 11 reproduction attempts of 8 couples were observed and only 36.34% of the controlled couples were successful. Between 1989 and 1993, 11 reproduction attempts of 9 couples were observed, this time 72.7% of the couples were successfully reproduced. Between 1994 and 1998, 17 breeding attempts of 12 couples were observed, 88.2% were able to successfully obtain chickens. Reproductive success for the Philippine eagle, based on eight couples with> 1 breeding attempt was estimated at 0.38 ± 0.l14 (± SD) young / couple / year. (Miranda et al. 2002).

Before the year 2000, the population size was unknown, the first estimate was made between 2000 and 2007, during that period its population was estimated at 226 copies. As of 2008 the size of its population is estimated between 250 and 750 individuals and the size of its reproductive population would be estimated between 90 and 250 couples, this increase seems to have been due to a better census coverage and not a population increase. On the Island of Mindanao is where the largest number of specimens and breeding pairs are found, there are estimated between 82 and 233 breeding pairs, on the Island of Samar 6 breeding pairs are estimated, 2 couples on the Island of Leite and in the north of the archipelago, on the Island of Luzon it was considered extinct until 2013 there were only isolated observations of adults and immatures, however in 2015 the first reproduction was confirmed (Ibáñez, 2016) and in 2013 these same authors considered that there was another reproduction. A work carried out in 2008 based on the extrapolation of the density obtained for the Island of Mindanao suggests a total of 340 couples for its entire area of ​​distribution, but the densities that are really in the other 3 islands where it lives are unknown, so that this figure should be treated with caution (Miranda et al. 2008). The population size of the Philippine eagle is currently unknown and there is no reason for optimism or an increase in population.

Among the problems that have brought the Philippine eagle to the brink of extinction, is the destruction and defragmentation of its habitat by commercial logging, the extension of agriculture, mining. On unnatural mortality hunting is the main cause, the capture of specimens also seems to be seriously affecting, electrocution mortality has also been described. Recent research suggests that non-adult mortality is very high and the renewal rate of adults is very low, which is a very worrying fact and compromises their future. Between 2004 and 2011, 7 copies were radioed (Abaño et al., 2015), 3 individuals raised in captivity and released and 4 rehabilitated specimens, all of them on the island of Mindanao. Two of the specimens were hunted during the first 5 months, two others died later, one by electrocution and another one was hunted, 57.14 of the radiolabeled specimens died during the first 6 months after the markings and the 3 specimens that did not Two died before the first year after marking and after the first 5 months, so it was unknown if these specimens survived or stopped emitting due to mortality. The authors of this research found that the marked specimens dispersed to non-forested and heavily intervened areas and died quickly there.

On the other hand, due to its endemic species status, its range and its habitat is a species with a high probability (McClure, et al 2018) analyzed the conservation status of raptors worldwide and among its results it obtained that the majority of endangered species were found in Southeast Asia, which more than half of forest species were in decline and within forestry, sedentary species and tropical forest dwellers are at greater risk of disappearing than those that inhabit non-tropical forests

El Águila Calzada (Hieraaetus pennatus) en Mallorca. ¿Una especie en regresión?

Un trabajo reciento sobre el águila calzada en Mallorca revela que su población en esta isla se podría haber reducido en casi un 77% en los últimos 10 años. Según su autora la causa podría haber sido la reintroducción del águila de bonelli. 


Text in English after Spanish

El águila calzada (Hieraaetus pennatus) es una especie ampliamente distribuida por la región Paleártica y norte de la región oriental.  Es una especie migradora y sus cuarteles de invierno se encuentran en el África subsahariana y en el Sureste asiático, si bien en los últimos años su comportamiento migratorio aunque, algunos ejemplares ya pasan el invierno en la península ibérica y en la isla de Sicilia.  La población mundial está estimada entre 149,000-188,000 individuos (BirdLife International 2016).  El tamaño de la población europea está estimado entre 23.100-29.100 parejas lo que supone entre un 15,47 – 15,50 % de su población.  En España el tamaño de su población está estimada entre 18.390- 18.840 parejas (Palomino y Valls, 2011), aunque el resultado de este censo se ha puesto por parte de algunos autores (Blanco et al., 2012).

Aguila calzada (Hieraaetus pennatus) posado en un pino.
Booted eagle (Hieraaetus pennatus) perched on a pine
Photography: R. Sánchez. 2015©

En Mallorca la Isla de Mallorca en el censo realizado en 2009 se contabilizaron un total de 83 territorios seguros, 61 probables y 31 posibles (Viada, C., & De Pablo, F. 2009) por lo que la población se estimo entre 82 – 173 territorios.  Esto equivale a entre 1 territorio/0,61 km² o 1 territorio cada 21,04 km². Aunque su rango de distribución no es homogéneo en toda la isla.  El mayor número de parejas se encontraban en la Comarca Sierra tramontana, donde  se censaron  55 seguras, 40 probables y 20 posibles lo que equivale al 66,26% de las parejas seguras, el 65,57% de las probables y el 66,66% de las posibles parejas incluidas en el censo de 2019 en Mallorca, para esta comarca se estimo una densidad de 1 pareja cada 0,138 km².  En la Comarca de Raiguer se localizaron 17 parejas seguras, 10 probables y 6 posibles, lo que equivale al 20,73% de las parejas seguras, al 16,39% de la probables y el 20,00% de las parejas posibles incluidas en el censo, para esta comarca se estimo una densidad de 1 pareja cada 0,070 km².  En la comarca de Llevant se localizaron 9 parejas seguras y 7 probables, lo que equivale al 9,78% de las parejas seguras y al 11,47% de las parejas probables, para esta comarca se estimo una densidad de 1 pareja cada 0,028 km². En la comarca de Migjorn se incluyeron 3 parejas posibles, lo que equivale al 10,00% de las parejas cansadas como posibles, para esta comarca se estimo una densidad de 1 pareja cada 0,004 km².  En la comarca del Pla se censaron 1 pareja segura, 2 probables y 1 posible, lo que equivale al 1,21% de las parejas seguras, el 3,27% de las parejas probables y el 3,33% de las posibles parejas incluidas en el censo, para esta comarca se estimo una densidad de 1 pareja cada 0,005 km².  Finalmente en la comarca de Palma se censaron 2 parejas probables, lo que equivale al 3,27% de las parejas probables censadas en 2009.

Una de las características principales de esta población de águila calzada es la nidificación sobre roca, este comportamiento es raro para otras poblaciones conocidas, en 1993 el 100,00% de las parejas reproductoras conocidas estaban sobre roca (Viada, C., & De Pablo, F. 2009). Para el año 2009 (Herrero, 2019) ofrece un resultado francamente bajo, 19 territorios seguros, lo que supone un descenso de 76,82% respecto al censo elaborado en 2009. Los resultados obtenidos para 2019 sugieren un fuerte descenso de esta rapaz en la isla de Mallorca.  La autora de este trabajo tiene varias hipótesis sobre este descenso,  podría producirse a causa de un peor muestreo en el área de estudio y una menor cobertura del censo. Otra causa podría ser la competencia con el águila de Bonelli tras la liberación de ejemplares realizada a partir del 2011 en el marco del proyecto Life Bonelli (LIFE12NAT/ES/000701) y el último factor que podría explicar el descenso sería la persecución humana o la mortalidad por electrocución o choques con infraestructuras.

Aguila calzada (Hieraaetus pennatus) morfo claro posado.
Booted eagle (Hieraaetus pennatus) clear morph perched.
Photography: R. Sánchez 2015©

En cuanto a la segunda hipótesis, la competencia con el águila de Bonelli, la autora de este estudio considera que podría existir cierta confrontación por los recursos tróficos o por los sitios de nidificación.  Si bien esta autora estudia la densidad de águila calzada en uno de los territorios nuevo del águila de bonelli localizado entre las comarcas de la Sierra de Tramontana y Raiguer, que ocupa una superficie de 51 km².  Cabría de esperar que ante la presencia de un superpredador otras especies de predadores menores disminuyeran (Miller y spoolman, 2009) pero es muy posible que cada una de las especies ocupen nichos diferentes, por ejemplo el águila de bonelli se alimenta de especies de mayor biomasa que el águila calzada que se alimenta de una amplia gama de aves mucho más pequeñas. En cuanto a la elección de lugares de nidificación el águila de bonelli construye nidos en cortados rocosos con mayor frecuencia que el águila calzada, esta última es más forestal y ante la presencia de la primera es posible que cambie sus hábitos de nidificación y ahora se reproduzca con mayor frecuencia en árboles que en roca y por ello sea más difícil localizar sus nidos.  En este nuevo territorio de águila de bonelli, antes de que se implementase la reintroducción, en 2009 se contabilizaron 6 territorios reproductores de águila calzada y en 2019 todos continúan ocupados, por lo que en esta zona la población no se ha reducido.  Con este dato parece que el posible impacto de la reintroducción de águila de bonelli sobre la población de águila calzada no sea tan importante como para justificar el descenso poblacional del águila calzada en esta isla.

El águila de bonelli desapareció de esta isla en la década de los 70, y tras su extinción aumento la población de águila calzada, según (Herrero, 2019) la reintroducción de águila de bonelli podría ser la causa del importante descenso del águila calzada en Mallorca, pero los resultados no son claros para validar está hipótesis ya que en el nuevo territorio establecido la densidad de parejas de águila calzada es la misma y de ser competidores debería de haberse reducido los territorios de águila calzada.  A la vista de estos resultados la presencia de una población estable de águila calzada sea un buen indicador para la coexistencia de ambas especies.

En cuanto al posible descenso de águila calzada habría que conocer las causas, bien si es la primera, un problema de muestreo, esto se puede validar con la realización de un censo más minucioso. De ser la tercera causa, problemas de mortalidad, esto sería importante precisarlo ya que de existir este problema la reducción poblacional es muy alta y es necesario conocer las causas, porque estas mismas además de ser un limitante para la población de águila calzada lo podría ser también para la futura población de águila de bonelli.

Bibliografía / References

BirdLife International 2016. Hieraaetus pennatus . The IUCN Red List of Threatened Species 2016: http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696092A93543946.en.  Downloaded on 11 December 2019.

Blanco, G., Sergio, F., Sanchéz-Zapata, J. A., Pérez-García, J. M., Botella, F., Martínez, F., … & Hiraldo, F. (2012). Safety in numbers? Supplanting data quality with fanciful models in wildlife monitoring and conservation. Biodiversity and conservation, 21(12), 3269-3276.

Herrero, C. E., de Miguel, J. I. A., & Miranzo, B. M. Efecto de la reintroducción del águila de Bonelli (Aquila fasciata) sobre la abundancia y la distribución espacial del águila calzada (Hieraaetus pennatus) en la isla de Mallorca. Máster Universitario en Biología de la Conservación Facultad de Ciencias Biológicas Universidad Complutense de Madrid. 

Viada, C., & De Pablo, F. (2009). Cens d’àguila Calçada Hieraætus pennatus a Balears al 2009 i estat deconservació. Anuari Ornitològic de les Balears: revista d’observació estudi i conservació dels aucells, 24: 1-15. 


The booted eagle (Hieraaetus pennatus) in Mallorca. A species in regression?

A recent work on the Booted Eagle in Mallorca reveals that its population on this island could have been reduced by almost 77% in the last 10 years. According to its author, the cause could have been the reintroduction of the Bonelli’s Eagle.

The Booted Eagle (Hieraaetus pennatus) is a species widely distributed throughout the Palearctic region and north of the eastern region. It is a migratory species and its winter barracks are found in sub-Saharan Africa and in Southeast Asia, although in recent years its migratory behavior although, some specimens already spend the winter in the Iberian peninsula and on the island of Sicily. The world population is estimated at 149,000-188,000 individuals (BirdLife International 2016). The size of the European population is estimated between 23,100-29,100 couples, which means between 15.47 and 15.50% of its population. In Spain, the population size is estimated between 18,390-18,840 couples (Palomino and Valls, 2011), although the result of this census has been set by some authors (Blanco et al., 2012).

In Mallorca the Island of Mallorca in the census carried out in 2009, a total of 83 safe, 61 probable and 31 possible territories were counted (Viada, C., & De Pablo, F. 2009), so the population was estimated between 82 – 173 territories This is equivalent to between 1 territory / 0.61 km² or 1 territory every 21.04 km². Although its distribution range is not homogeneous throughout the island. The largest number of couples were in the Sierra Tramontana Region, where 55 safe, 40 probable and 20 possible census were recorded, which is equivalent to 66.26% of the safe couples, 65.57% of the probable and 66.66 % of the possible couples included in the 2019 census in Mallorca, for this region a density of 1 couple was estimated every 0.138 km². In the Raiguer Region, 17 safe, 10 probable and 6 possible couples were located, which is equivalent to 20.73% of the safe couples, 16.39% of the probable couples and 20.00% of the possible couples included in the census, for this region a density of 1 couple was estimated every 0.070 km². In the Llevant region, 9 safe and 7 probable couples were located, which is equivalent to 9.78% of the safe couples and 11.47% of the probable couples, for this region a density of 1 couple was estimated every 0.028 km² . In the Migjorn region 3 possible couples were included, which is equivalent to 10.00% of the couples tired as possible, for this region a density of 1 couple was estimated every 0.004 km². In the Pla region, 1 safe, 2 probable and 1 possible couples were registered, which is equivalent to 1.21% of the safe couples, 3.27% of the probable couples and 3.33% of the possible couples included In the census, for this region a density of 1 couple was estimated every 0.005 km². Finally, in the region of Palma, 2 probable couples were censored, which is equivalent to 3.27% of the probable couples registered in 2009.

One of the main characteristics of this Booted Eagle population is nesting on rock, this behavior is rare for other known populations, in 1993 100.00% of known breeding pairs were on rock (Viada, C., & Pablo , F. 2009). For the year 2009 (Herrero, 2019) it offers a frankly low result, 19 safe territories, which represents a decrease of 76.82% compared to the census prepared in 2009. The results obtained for 2019 suggest a sharp decrease of this raptor in the Mallorca Island The author of this work has several hypotheses about this decrease, it could occur due to a worse sampling in the study area and a lower coverage of the census. Another cause could be the competition with the Bonelli Eagle after the release of specimens made from 2011 under the Life Bonelli project (LIFE12NAT / ES / 000701) and the last factor that could explain the decline would be human persecution or Mortality due to electrocution or infrastructure shocks.

Regarding the second hypothesis, the competition with the Bonelli’s Eagle, the author of this study considers that there could be some confrontation over trophic resources or nesting sites. Although this author studies the density of a Booted Eagle in one of the new territories of the Bonelli’s Eagle located between the regions of the Sierra de Tramontana and Raiguer, which covers an area of ​​51 km². It would be expected that in the presence of a superpredator other species of smaller predators would decrease (Miller and spoolman, 2009) but it is very possible that each of the species occupy different niches, for example the bonelli eagle feeds on species of greater biomass than the booted eagle that feeds on a wide range of much smaller birds. As for the choice of nesting sites, the bonelli eagle builds nests in rocky cuts more frequently than the Booted Eagle, the latter is more forested and in the presence of the former it is possible to change it’s nesting habits and now reproduce more frequently in trees than in rock and therefore it is more difficult to locate their nests. In this new territory of Bonelli’s Eagle, before the reintroduction was implemented, in 2009 6 breeding territories of the Booted Eagle were counted and in 2019 all are still occupied, so in this area the population has not been reduced. With this data, it seems that the possible impact of the reintroduction of the Bonelli’s Eagle on the population of the booted eagle is not so important as to justify the population decline of the booted eagle on this island.

The Bonelli’s Eagle disappeared from this island in the 70s, and after its extinction the population of the booted eagle increased, according to (Herrero, 2019) the reintroduction of the Bonelli’s Eagle could be the cause of the important descent of the Booted Eagle in Mallorca , but the results are not clear to validate this hypothesis since in the new established territory the density of pairs of eagle is the same and if they were competitors should have reduced the territories of Booted Eagle. In view of these results, the presence of a stable population of a bald eagle is a good indicator for the coexistence of both species.

As for the possible descent of the Booted Eagle, the causes should be known, even if it is the first, a sampling problem, this can be validated with a more detailed census. If it is the third cause, mortality problems, this would be important to specify since, if this problem exists, the population reduction is very high and it is necessary to know the causes, because these, in addition to being a limitation for the population of the eagle, could be also for the future population of Bonelli’s Eagle.

Estado de conservación del Serpentario; una especie dependiente de la sabana africana

El Serpentario es una rapaza endémica del continente africano, es una especie muy ligada al hábitat de sabana. Actualmente las sabanas tienen una fuerte presión humana por sobrepoblación y eso está teniendo graves consecuencias sobre este hábitat y sus especies más representativas.

text in Spanish and then in English

El Serpentario (Sagittarius serpentarius) es una rapaz endémica del continente africano, es el único representante del género sagitario y actualmente se considera una especie monotípica,  aunque anteriormente a los especímenes de la población noroeste se les consideraba como Sagittarius serpentarius gambiensis.  Es una especie característica del hábitat de sabana, y regiones semiáridas ligada a los desiertos del Sahara y del Kalahari, actualmente ocupa también tierras de cultivo y pastizales de ganado.  La sabana de hierba corta es su hábitat idóneo.  Construye grandes nidos sobre acacias y árboles aislados de la Sabana y rara vez se observa en áreas forestales. 

Esta especie está catalogada desde el año 2011 como especie vulnerable (VU), anteriormente desde el año 2004 estaba catalogada como especie de preocupación menor (LC).  Anterior al 2003 estaba catalogada como especie desconocida (LR).  Desde 2012 el tamaño de su población global se estimó entre 6.700 y 67.000 ejemplares reproductores (BirdLife International 2016) y sus poblaciones presentan una tendencia decreciente.  En 2011 (BirdLife International 2011) su población estaba estimada entre los 10.000 y 100.000 ejemplares reproductores y hasta el 2004 el tamaño de su población se desconocía.  Entre 2011 y 2012 según los datos de (BirdLife International 2012) la población se redujo un 33%, aunque se considera que su población es continua y no fragmentada.

Serpentario en su habitat natural en el Masai Mara en Kenia / Seretarybird in its natural habitat in the Masai Mara in Kenya. Photography: R. Sánchez 2019 ®

El área de distribución descrita para 2016 es amplia e inicialmente ocupa la totalidad del su hábitat potencial en todo el continente, (BirdLife International 2016) lo cita como residente en 33 países en 4 más como especie accidental o rara y únicamente lo consideran extinto en Gambia. Si tenemos en cuenta el fuerte descenso poblacional registrado entre 2011 y 2012 parece que ese escenario es quizás demasiado optimista.  De los 33 países que se cita, en 10 no se conoce su situación  actual y apenas hay registros sobre su presencia, estos son Benín, Burkina Faso, Burundi, Chad, Congo, Djibouti, Lesotho, Mauritania, Senegal, Sudán del Sur.  Esta especie está disminuyendo dramáticamente en África central y occidente donde actualmente se considera como una de las especies de rapaces más amenazada de la región y algunos autores la consideran ya extinta en Mali, Burkina Faso y Niger (Thiollay 2006) en Mali no se registran reproducciones desde 1973 . De los países donde se tiene información en Angola es considerada como un residente poco común.  En Costa de Marfil (Thiollay, 1985) estimo la población en poco más de 10 ejemplares y no encontró evidencias de reproducción.  En Eritrea se le considera una especie residente pero escasa. En Swazilandia las poblaciones también se encuentran en regresión y estiman la presencia de 50 aves (Parker 1994), estando la mayoría en áreas protegidas.  En Etiopía está considerado como residente raro, no se conocen avistamientos al oeste de 36º.  En la República Centro Africana se considera una especie residente pero rara se tienen registros hasta al menos 2005. En Ghana ya no se reproduce, se considera un residente raro.  En Malawi se considera una especie poco común, aunque nidifica ocasionalmente.  En Mozambique se considera una especie en regresión, actualmente solo se registran reproducciones en la región central, el Serpentario se considera como una de las especies de rapaces más escasas del país (Parker, 2005).  En Nigeria se considera una especie poco común. En Somalia parece que solo se encuentra en la región del Noroeste.  En Sudán es considerada ave nacional, pero a pesar de ello se considera residente raro. En Togo no se reproduce y es considerado como visitante durante la estación seca.  En Zambia se considera como especie común pero su distribución es irregular, lo mismo ocurre en el vecino Zimbawue donde también tiene una distribución irregular, aquí ha desaparecido prácticamente de las tierras comunales y donde más frecuentemente se reproduce es en las áreas protegidas.

De los países que es considerada como una especie accidental, en Uganda la mayoría de los registros ocurren en el norte del país, en los países restantes Liberia, Ruanda y Guinea Bissau no se describe donde se producen el mayor número de registros.

Actualmente en Bostwana es donde parece que las poblaciones de Serpentario son más elevados, allí se considera una especie común excepto en el este del país donde es más escaso y en el noreste del país parece que no está presente.  En Kenia se considera una especie común, está presente en todas las áreas de hábitat de sabana o tierras de cultivo. En Tanzania aún se considera abundante pero también se ha registrado un importante descenso poblacional.  En Namibia también se considera un residente común, pero no se encuentran referencias sobre su tendencia poblacional.  Por último en Sudáfrica donde está catalogado como vulnerable (VU), en la última década del siglo XX parece que es la única población en crecimiento, especialmente en el NE del país, en el antiguo Transvaal, a finales de los 90 la población estaba estimada en torno a 1100 parejas reproductoras, sin embargo (Hofmeyr, 2014) detecta que esta especie se encuentra en regresión por la matorralización de ciertas áreas, el avance de la agricultura y el urbanismo. 

El Serpentario tiene un periodo de reproducción amplio, se pueden encontrar hembras reproduciéndose en cualquier época de año.  En algunas zonas como en el Kalahari (Herholdt, 2006) se ha comprobado que durante los periodos secos y sin lluvia en zonas donde su densidad es alta, esta especie se vuelve escasa, por lo que esta fluctuación se debe posiblemente a migraciones estacionales.

Serpentario alimentandose de una lagartija en Hells gate Kenia / Secretarybirds feeding on a lizard in Hells gate Kenya. Photography: R. Sánchez 2019 ®

Al contrario de la gran mayoría de especies de aves de presa el Serpentario es considerada como una especie positiva por la población local ya que basa principalmente su dieta en el consumo de serpientes,  roedores e insectos y aunque la deforestación le favorece su estado de conservación no mejora y la destrucción de hábitat le está afectando en amplias zonas.  La quema excesiva, la agricultura  y la ganadería intensiva están degradando su hábitat y reduciendo las poblaciones de sus especies presas.  El aumento de la población humana posiblemente también está influyendo negativamente sobre la reproducción, la caza furtiva y el envenenamiento indiscriminado de pozos de agua también se consideran como amenazas potenciales.  También se han descrito como potenciales amenazas, la colisión con vallas y líneas eléctricas, el ahogamiento en balsas de polietileno para el almacenaje de agua.  En Sudáfrica se han registrado  casos de muerte por electrocución y por envenenamiento por fitosanitarios e insecticidas.

Referencias bibliográficas / Bibliographic references

BirdLife International 2016. Sagittarius serpentariusThe IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22696221A93549951. http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22696221A93549951.en. Downloaded on 04 December 2019.

BirdLife International 2012. Sagittarius serpentariusThe IUCN Red List of Threatened Species 2012: e.T22696221A37886528. Downloaded on 04 December 2019.

THIOLLAY, J. M. 2006. The decline of raptors in West Africa: long‐term assessment and the role of protected areas. Ibis148(2), 240-254.

Parker, V. 1994. Swaziland bird atlas, 1985-1991. Websters.

Parker, V. 2005. The atlas of the birds of central Mozambique. Endangered Wildlife Trust and the Avian Demography Unit.

Hofmeyr, S. D., Symes, C. T., & Underhill, L. G. 2014. Secretarybird Sagittarius serpentarius population trends and ecology: insights from South African citizen science data. PloS one9(5), e96772.

Herholdt, J. J., & Anderson, M. D. 2006. Observations on the population and breeding status of the African White-backed Vulture, the Black-chested Snake Eagle, and the Secretarybird in the Kgalagadi Transfrontier Park. Ostrich-Journal of African Ornithology77(3-4), 127-135.


State of conservation of the Secretarybird; a species dependent on the African savanna

The Secretarybird is a raptor endemic to the African continent, it is a species closely linked to the habitat of the savanna. Currently the savannas have a strong human pressure due to overpopulation and that is having serious consequences in this habitat and its most representative species.

The Secretarybird (Sagittarius serpentaurus) is a raptor endemic to the African continent, it is the only representative of the sagittarian genus and is currently considered a monotypic species, although previously the specimens of the northwest population were considered as Sagittarius serpentaurus gambiensis. It is a characteristic species of the savanna habitat, and semi-arid regions linked to the Sahara and Kalahari deserts, currently also occupies farmland and cattle pastures. The short grass savanna is its ideal habitat. Build large nests on acacias and trees isolated from the Savannah and rarely seen in forest areas.

This species is listed since 2011 as a vulnerable species (VU), previously since 2004 it was listed as a species of least concern (LC). Prior to 2003 it was listed as an unknown species (LR). Since 2012 the size of its global population was estimated between 6,700 and 67,000 breeding specimens (BirdLife International 2016) and its populations have a decreasing trend. In 2011 (BirdLife International 2011) its population was estimated between 10,000 and 100,000 breeding copies and until 2004 the size of its population was unknown. Between 2011 and 2012 according to data from (BirdLife International 2012) the population decreased by 33%, although its population is considered to be continuous and not fragmented.

The distribution area described for 2016 is wide and initially occupies all of its potential habitat throughout the continent, (BirdLife International 2016) cites it as resident in 33 countries in 4 more as an accidental or rare species and only considers it extinct in the Gambia . If we take into account the strong population decline registered between 2011 and 2012 it seems that this scenario is perhaps too optimistic. Of the 33 countries mentioned, its current situation is unknown in 10 and there are hardly any records on its presence, these are Benin, Burkina Faso, Burundi, Chad, Congo, Djibouti, Lesotho, Mauritania, Senegal, South Sudan. This species is declining dramatically in Central and West Africa where it is currently considered one of the most endangered raptor species in the region and some authors consider it already extinct in Mali, Burkina Faso and Niger (Thiollay 2006) in Mali no reproductions are recorded since 1973 Of the countries where information is available in Angola, it is considered as a rare resident. In Côte d’Ivoire (Thiollay, 1985), I estimate the population in just over 10 copies and found no evidence of reproduction. In Eritrea it is considered a resident species but scarce. In Swaziland, populations are also in regression and estimate the presence of 50 birds (Parker 1994), the majority being in protected areas. In Ethiopia it is considered a rare resident, there are no known sightings west of 36º. In the Central African Republic it is considered a resident species but there are rare records until at least 2005. In Ghana it is no longer reproduced, it is considered a rare resident. In Malawi it is considered a rare species, although it nests occasionally. In Mozambique it is considered a regression species, currently only reproductions are recorded in the central region, the Secretarybird is considered as one of the rarest species of raptors in the country (Parker, 2005). In Nigeria it is considered a rare species. In Somalia it seems that it is only found in the Northwest region. In Sudan it is considered a national bird, but nevertheless it is considered a rare resident. In Togo it does not reproduce and is considered as a visitor during the dry season. In Zambia it is considered as a common species but its distribution is irregular, the same occurs in neighboring Zimbawue where it also has an irregular distribution, here it has virtually disappeared from communal lands and where it is most frequently reproduced in protected areas.

Of the countries that are considered as an accidental species, in Uganda most of the records occur in the north of the country, in the remaining countries Liberia, Rwanda and Guinea Bissau do not describe where the largest number of records is produced.

At the moment in Bostwana it is where it seems that the populations of Secretarybird are higher, there it is considered a common species except in the east of the country where it is more scarce and in the northeast of the country it seems that it is not present. In Kenya it is considered a common species, it is present in all areas of savanna habitat or farmland. In Tanzania it is still considered abundant but there has also been a significant population decline. In Namibia, it is also considered a common resident, but there are no references on its population trend. Finally in South Africa where it is listed as vulnerable (VU), in the last decade of the twentieth century it seems that it is the only growing population, especially in the NE of the country, in the former Transvaal, in the late 90’s the population was estimated Around 1100 breeding pairs, however (Hofmeyr, S. 2014) detects that this species is in regression due to the scrubbing of certain areas, the progress of agriculture and urban planning.

The Secretarybird has a long breeding period, females can be found breeding at any time of the year. In some areas such as Kalahari (Herholdt, 2006) it has been found that during dry and rainless periods in areas where its density is high, this species becomes scarce, so this fluctuation is possibly due to seasonal migrations.

Contrary to the vast majority of bird species of prey, the Secretarybird is considered a positive species by the local population since it mainly bases its diet on the consumption of snakes, rodents and insects and although deforestation favors its conservation status, habitat improvement and destruction is affecting you in large areas. Excessive burning, agriculture and intensive livestock are degrading their habitat and reducing the populations of their prey species. The increase in the human population is possibly also negatively influencing reproduction, poaching and indiscriminate poisoning of water wells are also considered as potential threats. They have also been described as potential threats, collision with fences and power lines, drowning in polyethylene rafts for water storage. In South Africa, there have been cases of death by electrocution and by poisoning by phytosanitary products and insecticides.

Impacto del cambio climático sobre una especie del genero Aquila, el águila imperial ibérica

El cambio climático podría condicionar de nuevo el estado de conservación de especies en Peligro de Extinción que actualmente se encuentran fuera de peligro por la implementación de programas activos de conservación.  Una subida de temperaturas y episodios de calor constantes durante el periodo de reproducción podrían afectar negativamente a la productividad del Águila imperial ibérica.

Text in English after Spanish

El cambio climático es un problema global y sus efectos se vienen notando desde el último cuarto de siglo XX, se manifiesta por un aumento de temperaturas, afecta a las precipitaciones y esto está comenzando a provocar cambios importantes en la vegetación.  Sobre la afección del cambio climático a la salud animal poco se ha descrito y los efectos del cambio climático sobre la salud pueden tener consecuencias graves, aunque lógicamente algunas especies se adaptaran mejor que otras.

Ejemplar adulto de águila imperial ibérica / Spanish imperial eagle adult.
Photography: R. Sánchez 2019

Recientemente se ha realizado un estudio sobre el impacto de las olas de calor en varias especies de aves rapaces, entre las que se encontraba el águila imperial ibérica (Aquila adalberti), para este trabajo las muestras se obtuvieron en ejemplares adultos. Esta investigación la realizó el equipo de  investigadores de la fundación Aquila, su objetivo era conocer  la respuesta del sistema inmunológico ante las olas de calor en una docena de especies de rapaces que habitan en la península ibérica. Entre los resultados que obtuvieron, encontraron que a todas las especies les afecta negativamente los episodios de olas de calor, sin embargo a  las especies sedentarias les afecto más negativamente que a las migradoras, por ejemplo el águila calzada (Hieraaetus penatus) y el milano negro (Milvus migran) soportaron mejor estos episodios mientras que de las sedentarias, el águila imperial ibérica fue la que más sufrió durante estos episodios de calor extremos.

En esta investigación se describe que durante los episodios de olas de calor, la producción de linfocitos B se viene abajo y se redujo en un 23,2%.  Los linfocitos B son de vital importancia para el sistema inmune, constituye entre un 5 y un 15% del total de linfocitos y son la primera línea de defensa que se encarga de reconocer a los patógenos y alertar al resto del sistema, son los responsables de la inmunidad humoral. Su función principal es proteger al huésped contra gérmenes por medio de la secreción de anticuerpos que reconocen los patógenos, tienen otras funciones como la regulación negativa de las respuestas inflamatorias, la presentación de antígenos a los linfocitos T y la regulación de respuestas frente a autoantígenos. El debilitamiento del sistema inmune como consecuencia de una ola de calor se mantuvo durante varias semanas, lo que les deja expuestas durante este tiempo a enfermedades virales.  Otra consecuencia que observaron durante los estudios, fue la respuesta a la inflamatoria local, l inflamación es un mecanismo de respuesta y defensa ante cualquier golpe, herida o infección.  Durante los episodios de olas de calor todas las especies expuestas mostraron una respuesta más débil, en esta ocasión las especies sedentarias tuvieron una peor respuesta que las migradoras y también en este aspecto la que peor respuesta tuvo fue el águila imperial ibérica. 

En general las especies de aves migradoras apenas redujeron sus niveles de linfocitos, por ello el impacto de las olas de calor fue menor sobre estas especies.  Según Juan Manuel Blanco, uno de los autores de este trabajo la causa posible es, que hayan desarrollado una mayor plasticidad inmunológica ya que la propia migración favorece una mayor variedad genética, una respuesta más amplia ante los patógenos y mayor elasticidad ante los eventos climáticos.


Impact of climate change on a species of the genus Aquila, the Spanish imperial eagle

Climate change could again condition the conservation status of Endangered Species that are currently out of danger due to the implementation of active conservation programs. A rise in temperatures and constant heat episodes during the breeding period could negatively affect the productivity of the Spanish imperial Eagle.

Climate change is a global problem and its effects have been noticed since the last quarter of the twentieth century, it is manifested by an increase in temperatures, affects rainfall and this is beginning to cause significant changes in vegetation. About the impact of climate change on animal health, little has been described and the effects of climate change on health can have serious consequences, although logically some species will adapt better than others.

Recently a study has been carried out on the impact of heat waves on several species of raptors, among which was the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti), for this work the samples were obtained in adult specimens. This research was carried out by the team of researchers of the Aquila Foundation, its objective was to know the response of the immune system to heat waves in a dozen species of raptors that inhabit the Iberian Peninsula. Among the results they obtained, they found that all species were negatively affected by episodes of heat waves, however, sedentary species were affected more negatively than migrants, for example the booted eagle (Hieraaetus penatus) and black dove (Milvus migran) endured these episodes better while the sedentary ones, the Spanish imperial eagle suffered the most during these extreme heat episodes.

This research describes that during episodes of heat waves, the production of B lymphocytes falls apart and was reduced by 23.2%. B lymphocytes are of vital importance to the immune system, constitutes between 5 and 15% of the total lymphocytes and are the first line of defense that is responsible for recognizing pathogens and alerting the rest of the system, they are responsible for humoral immunity. Its main function is to protect the host against germs through the secretion of antibodies recognized by pathogens, they have other functions such as the negative regulation of inflammatory responses, the presentation of antigens to T lymphocytes and the regulation of responses to autoantigens. The weakening of the immune system as a result of a heat wave was maintained for several weeks, which leaves them exposed during this time to viral diseases. Another consequence they observed during the studies was the response to the local inflammatory, inflammation is a mechanism of response and defense against any blow, injury or infection. During the heatwave episodes all the exposed species showed a weaker response, on this occasion the sedentary species had a worse response than the migrants and also in this aspect the worst response was the Spanish imperial eagle.

In general, migratory bird species barely reduced their lymphocyte levels, so the impact of heat waves was less on these species. According to Juan Manuel Blanco, one of the authors of this work the possible cause is, that they have developed a greater immunological plasticity since the migration itself favors a greater genetic variety, a broader response to pathogens and greater elasticity to climatic events.

Diferencias temporales y espaciales en la ecología de la alimentación de una especie del genero Aquila durante la temporada no reproductora y el impacto de la reducción de las poblaciones de su presa base

La mayoría de estudios sobre la dieta en rapaces profundizan en el conocimiento de la dieta durante el periodo reproductor y poco se conoce sobre la dieta invernal y que implicaciones tiene sobre la condición física de cara a la siguiente temporada de cría.

Text in English after Spanish

Los estudios de ecología de alimentación en aves rapaces se han centrado principalmente en describir la dieta durante la temporada de reproducción. Esto se debe al hecho de que en este momento la presencia de aves rapaces está vinculada a los sitios de cría, lo que hace que sea más fácil observarlos y recolectar egagrópilas y restos de presas consumidas. Aunque estos estudios son claramente importantes para el manejo y la aplicación de medidas de conservación, surge una imagen incompleta de la ecología de la alimentación si tenemos en cuenta el hecho de que hay muy pocos estudios específicos de la dieta durante la temporada no reproductora en la literatura. Esto es particularmente importante si tenemos en cuenta que el invierno y las condiciones climáticas pueden tener un impacto en la supervivencia individual y la condición corporal, que afecta su rendimiento reproductivo para la siguiente temporada de reproducción.

Águila imperial ibérica iniciando un vuelo de caza / Spanish imperial eagle starting a hunting flight. Photo: R. Sánchez © 2019.

El águila imperial ibérica es una especie considerada vulnerable (UICN 2017), con una población en aumento estimada en alrededor de 537 parejas reproductoras en 2017. La dieta del águila imperial ibérica solo se ha estudiado parcialmente en algunos lugares, siempre de la población reproductora y durante la temporada de reproducción. De la información publicada se desprende que la dieta de esta especie se basa en el conejo de campo (Oryctolagus cuniculus). Sin embargo, los aspectos de la ecología de la alimentación del águila durante la temporada no reproductora siguen siendo prácticamente desconocidos. En este sentido Gónzalez (1991), solo proporcionó datos descriptivos y no analizados.  El trabajo más completo sobre alimentación invernal se realizó en 2009 (Sánchez, et al. 2009) en este trabajo se comparo la dieta de la época de reproducción con la no reproductora y se analizo el efecto del colapso de la población de conejo de campo (Oryctolagus cuniculus) en la dieta tras la aparición de la enfermedad hemorrágica viral (RHD).  Esta  epidemia tuvo un gran impacto en las poblaciones de conejos, reduciendo su rango original entre medio y dos tercios en solo cinco años (1988–1993), e incluso condujo a extinciones locales en áreas con baja densidad de conejos. Así, después de la disminución en el número de conejos, que constituía la presa más importante del águila imperial ibérica, los hábitos de alimentación del águila pueden haber cambiado, adaptándose al consumo de especies de presas alternativas.

En el trabajo realizado en 2009 la muestra de la época no reproductora se colecto entre los meses de octubre y febrero, en total se obtuvieron 439 presas de 24 territorios prospectados en tres regiones diferentes,  en la Central (n = 10), Occidental (n = 11) y Sur (n = 3).   

Se estudiaron las diferencias dietéticas entre las tres regiones  y la presa principal en las tres regiones fue el conejo de campo, seguido de las palomas en las regiones central y occidental y la perdiz en el sur, y otras aves en el centro y el oeste, y las palomas en la región sur. Las otras categorías de presas eran de poca importancia.  Cuando analizamos la composición de la dieta en todas las regiones excluyendo la categoría de reptiles se encontraron diferencias significativas (χ2 = 84.95, df = 10, p <0.0001; Las diferencias se encontraron en la categoría de conejos, con una presencia significativamente menor en la región occidental de lo esperado (χ2 = 25.80, df = 2, p <0.0001) mientras que las palomas tuvieron una mayor presencia (χ2 = 19.73, df = 2, p <0,0001). En la región sur, la perdiz era la categoría predominante (χ2 = 34.32, df = 2, p = 0.0001) siendo otras aves menos abundantes de lo esperado (χ2 = 12.24, df = 2, p = 0.002) mientras que en la región central no se encontró consumo de carroña de grandes mamíferos  (χ2 = 10.28, df = 2, p = 0.006). Cuando se compararon la frecuencia de las presas por categorías de peso, los resultados fueron similares. El conejo continuó siendo la presa más importante en todas las regiones, seguido de las palomas en las regiones central y occidental, y la perdiz en el sur. Solo la tercera categoría de presas más importante varió en dos regiones (Central y Occidental) en relación con el porcentaje de ocurrencia (la otra categoría de aves en ambas regiones), siendo la tercera categoría de mamíferos en la región Central y la carroña en el Oeste la tercera categoría que proporcionó la mayor masa biológica.

En cuanto a las diferencias dietéticas por temporadas se encontraron diferencias entre la dieta durante la temporada no reproductora y la temporada de reproducción en cuatro territorios focales durante el mismo período de estudio. La proporción de palomas y otras aves fue significativamente mayor durante la temporada de reproducción, mientras que la proporción de perdiz y carroña predominó durante el invierno.

Cuando se estudio los efectos de la enfermedad hemorrágica del conejo y se comparo la dieta entre los periodos pre-RHD versus post-RHD), los resultados mostraron diferencias significativas. Aunque en ambos períodos el conejo constituía la especie de presa más importante, durante el período anterior a la RHD la frecuencia de las palomas fue significativamente menor y las otras categorías de aves y otros mamíferos significativamente más altas en comparación con los datos. obtenido durante el período posterior a la RHD.

Bandada invernal de Paloma torcaz / Common Woodpigeon Winter Group.

Los resultados muestran una ligera variación en la dieta del águila imperial ibérica que compara las temporadas de reproducción y no reproducción. El conejo continúa siendo la presa más importante en la dieta del águila durante la temporada no reproductora (promedio de las tres subpoblaciones: 63%), seguido de palomas y perdices. Sin embargo, durante la temporada no reproductora, aumentó la aparición de palomas y otras aves. Esto podría explicarse por la mayor abundancia de paloma torcaz en invierno, una especie cuya presencia ha aumentado notablemente en el rango del águila imperial ibérica en las últimas décadas. Además, durante la temporada no reproductiva, las perdices se observaron con mayor frecuencia (región sur) al igual que la carroña (región occidental). Esto probablemente se debió a una mayor disponibilidad de perdices en este momento, como resultado de la liberación de individuos criados en granjas. Por ejemplo, en la región sur, la importancia de la perdiz es notable, debido al hecho de que las parejas estudiadas se encuentran en una región (Campo de Montiel) que es muy rica en especies de caza menor como la perdiz roja . Además, la mayor frecuencia de carroña en la región occidental fue probablemente el resultado de la mayor disponibilidad de carroña proveniente de la caza mayor. Los restos de carroñas de grandes mamíferos  probablemente proporcionaron una fuente alternativa significativa de presas que constituían el 7% de la dieta del águila imperial ibérica.

En otras regiones, como la subpoblación de Doñana, las diferencias en la dieta entre los períodos de reproducción y no reproducción pueden ser mayores como resultado de que algunos individuos se especialicen en la caza del ánsar común Anser anser en invierno (González 1991). Esto sugiere que, aunque el águila imperial ibérica puede considerarse como un verdadero especialista trófico, puede cambiar a especies de presas alternativas cuando las poblaciones de su presa principal (conejo de campo) son escasas. Según la hipótesis de la presa alternativa, La dieta de un depredador generalista como el águila imperial ibérica puede sincronizar las fluctuaciones de sus grupos de presas principales y alternativas.  Aunque en algunas regiones como la occidental o la región de Doñana (González 1991), la importancia de los conejos es menor y el águila puede cambiar a una presa alternativa.

Con respecto a los cambios en la dieta entre períodos, el colapso del conejo después de RHD no parece haber cambiado sustancialmente la dieta del águila imperial ibérica. Por un lado, esto sugiere una alta especialización trófica teniendo en cuenta que el conejo es menos abundante en invierno que en primavera-verano, y que su abundancia puede verse influenciada por el patrón de precipitación anual. Por otro lado, estos resultados sugieren que, a pesar de la variabilidad espacial y la adaptación del águila imperial ibérica a la presa alternativa, en las áreas de caza del águila la población del conejo como especie principal de presa permanece constante.

Como súper especialista, el águila imperial ibérica ha sido considerada una especie cercana a la extinción como resultado de una trampa ecológica: su “adaptación” extrema y aparentemente irreversible a una base de presa. Aunque el conejo de campo es en general la especie de presa más importante, nuestros resultados sugieren una cierta plasticidad de la dieta, al menos durante la temporada no reproductora en algunas regiones como la occidental o en la región de Doñana (González 1991), adaptando su dieta a otras especies de presas alternativas y más abundantes cuando el conejo es escaso. A este respecto, en la dieta del águila imperial ibérica durante la temporada no reproductora, la carroña y las aves (principalmente las palomas) constituyen sustitutos del conejo como presa cuando esta última no es abundante.

Sin embargo los resultados obtenidos en Sánchez (2009) habría que revisarlos ya que la muestra a pesar de ser significativa no es suficientemente grande  y habría que estudiar de una manera mas minuciosa la dieta invernal y el efecto del desplome de las poblaciones de conejo sobre su espectro trófico.  Un impacto directo del descenso de conejo sobre la reproducción es el aumento de mortalidad de pollos en nido principalmente por cainismo.

Bibliografia/References

BirdLife International 2017. Aquila adalberti (amended version of 2016 assessment). The IUCN Red List of Threatened Species 2017: e.T22696042A110743671. http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2017-1.RLTS.T22696042A110743671.en. Downloaded on 12 November 2019

González L. M. 1991. [Natural history of the Spanish imperial eagle (Aquila adalberti Brehm, 1861]. Colección Técnica. Instituto para la Conservación de la Naturaleza, Madrid. González 

Este artículo esta basado en / This article is based on: 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 Ornithologica44(1), 53-58.


Temporal and spatial differences in the ecology of the feeding of a species of the Aquila genus during the non-breeding season and the impact of the reduction of the populations of its base prey.

The majority of studies on the raptor diet deepen the knowledge of the diet during the reproductive period and little is known about the winter diet and what implications it has on the physical condition for the following breeding season.

Studies of feeding ecology in birds of prey have focused mainly on describing the diet during the breeding season. This is due to the fact that at this time the presence of birds of prey is linked to breeding sites, which makes it easier to observe and collect egagropyls and remains of prey consumed. Although these studies are clearly important for the management and application of conservation measures, an incomplete picture of the ecology of food emerges if we take into account the fact that there are very few specific studies of the diet during the non-breeding season in the literature. This is particularly important if we consider that winter and weather conditions can have an impact on individual survival and body condition, which affects their reproductive performance for the next breeding season.

The Spanish imperial eagle is a species that is considered vulnerable (IUCN 2017), with an increasing population estimated at around 537 breeding pairs in 2017. The Spanish Imperial Eagle’s diet has only been studied partially in a few locations during the breeding season. From the infor- mation published it emerges that this species’ diet is based on the wild Rabbit (Oryctolagus cuniculus).  However, aspects of the eagle feeding ecology during the non-breeding season remain practically unknown. In this respect, only descriptive and not analysed data have been provided by González (1991).  The most complete work on winter feeding was carried out in 2009 (Sánchez, et al. 2009). In this work, the diet of the breeding season was compared with the non-breeding one and the effects of the rabbit population crash in the diet after the onset of viral hemorrhagic disease  (RHD). This epidemic had a huge impact on rabbit populations, reducing their original range by between a half and two thirds in only five years (1988–1993), and even led to local extinctions in areas with low rabbit density.  Thus, after the decrease in the number of rabbits, which constituted the Spanish Imperial Eagle’s most important prey, the eagle feeding habits may have changed, adapting to the consumption of alternative prey species.

In the work carried out in 2009, the sample of the non-breeding season was collected between the months of October and February, in total 439 dams were obtained from 24 territories surveyed in three different regions, in the Central (n = 10), Western (n = 11) and South (n = 3).

The dietary differences between the three regions were studied and The main prey in the three regions we found significant differences (χ2 = 84.95, df = 10, p < 0.0001; Table 1). The dif- ferences were found in the rabbit category, with a significantly lower presence in the Western region than expected (χ2 = 25.80, df = 2, p < 0.0001) whereas pigeons had a higher presence

(χ2 = 19.73, df = 2, p < 0.0001). In the Southern region, partridge was the predominant category (χ2 = 34.32, df = 2, p = 0.0001) being other birds less abundant than expected (χ2 = 12.24, df = 2, p = 0.002) whereas in the Central region carrion was absent (χ2 = 10.28, df = 2, p = 0.006). When we compared the frequency of prey by weight categories (Table 1) the results were similar. The rabbit continued to be the most important prey item in all regions, followed by pigeons in the Central and Western regions, and partridge in the Southern. Only the third most important prey category varied in two regions (Central and Western) in relation to the percentage of occurrence (the other birds category in both regions), with the other mammals category in the Central region and carrion in the Western being the third category that provided most biomass.

Regarding the dietary differences by seasons, We found differences between the diet during the non-breeding and the breeding season in four focal territories during the same study period (Fig. 2). The proportion of pigeons and other birds was significantly higher during the breeding season, whereas the proportion of partridge and carrion predominated during winter.

When the Effects of the rabbit hemorrhagic disease were studied and the diet was compared between the pre-RHD vs post-RHD, the results showed significant differences. Although in both periods rabbit constituted the most important prey species, during the pre-RHD period the frequency of pigeons was significantly lower and the other birds and other mammals categories significantly higher in comparison with data obtained during the post-RHD period.

The results show a slight variation in the Spanish Imperial Eagle diet comparing the non- breeding and breeding seasons. The rabbit contin- ues to be the most important prey item in the eagle’s diet during the non-breeding season (aver- age of the three subpopulations: 63%), followed by pigeons and partridge. However, during the non-breeding season the occurrence of pigeons and other birds increased. This could be explained by the greater abundance of the Woodpigeon in winter, a species whose presence has increased notably in the Spanish Imperial Eagle range over the last few decades (Martí & del Moral 2003). In addition, during the non-breeding season par- tridges were observed more frequently (Southern region) as was carrion (Western region). This was probably due to a greater availability of partridge at this time, as a result of the release of individuals bred on farms (authors’ unpubl. data.). For exam- ple, in the Southern region the importance of the partridge is notable, due to the fact that the pairs studied are located in a region (Campo de Montiel) that is very rich in small game species such as the Red-legged Partridge. Moreover, the higher frequency of carrion in the Central region was probably a result of the greater availability of carrion proceeding from big game hunting. The remains of these animals probably provided a sig- nificant alternative source of prey that constituted 7% of the Spanish Imperial Eagle’s diet.

IIn other regions such as the Doñana subpopu- lation, dietary differences between the breeding and non-breeding periods may be greater as a result of some individuals becoming specialised in hunting the Greylag Goose Anser anser in winter (González 1991). This suggests that, although the Spanish Imperial Eagle can be considered as a true trophic specialist, it can shift to alternative prey species when populations of their main prey (wild rabbit) are scarce. According to the alternative prey hypothesis (APH, Angelstam et al. 1984) the assemblage of a generalist predator such as the Spanish Imperial Eagle may synchronise the fluc- tuations of their main and alternative prey groups. Although in some regions such as the Western one (this study) or the Doñana region (González 1991), the importance of rabbits is lower and the eagle can shift to alternative prey.

Concerning the dietary shifts between periods, the rabbit crash after RHD does not appear to have changed the Spanish Imperial Eagle’s diet substantially. On the one hand, this suggests a high trophic specialisation taking into account that the rabbit is less abundant in winter than in spring-summer, and that its abundance may be influenced by the annual rainfall pattern. On the other hand, these results suggest that, despite the spatial variability and the Spanish Imperial Eagle’s adaptation to alternative prey, in the eagle’s hunting areas the population of the rabbit as main prey species remains constant.

As a super specialist, the Spanish Imperial Eagle has been considered a species close to extinction as a result of an ecological trap: their extreme and apparently irreversible ”adaptation” to prey base. Although the wild rabbit is in general the most important prey species, our results suggest a certain diet plasticity, at least during the non-breeding season in some regions such as the Western one or in the Doñana region (González 1991), adapting its diet to other, alternative, more abundant prey species when the rabbit is scarce . In this respect, in the Spanish Imperial Eagle’s diet during the non-breeding season, carrion and birds (principally pigeons), constitute substitute the rabbit as prey when the latter is not abundant.

However, the results obtained in Sanchez (2009) should be reviewed since the sample, despite being significant, is not large enough and the winter diet and the effect of the collapse of rabbit populations on their population should be studied more thoroughly. trophic spectrum A direct impact of rabbit decline on reproduction is the increased mortality of nest chickens mainly due to cainism.