Gallineta común
Gallinula chloropus
Polla d'aigua comuna
Galiña de auga común
Uroilo arrunta
Common Moorhen
José A. de Souza y Manuel Martínez Lago
Cita: De Souza, J. A. y Martínez Lago, M. 2022. Gallineta común Gallinula chloropus. En, B. Molina, A. Nebreda, A. R. Muñoz, J. Seoane, R. Real, J. Bustamante y J. C. del Moral: III Atlas de las aves en época de reproducción en España. SEO/BirdLife. Madrid. https://atlasaves.seo.org/ave/gallineta-comun/
Distribución observada
Distribución modelizada
Distribución en invierno
Tamaño y evolución de la población
Hábitat
Bibliografía
Distribución observada
La gallineta común es una de las acuáticas con una distribución más amplia en España (Díaz et al., 1996; Palomino y Molina, 2009; De Juana y Garcia, 2015). Pese a su baja detectabilidad (Tuite y Owen, 1984; Dombrowski et al., 1993; Vogrin, 1999) y cobertura censal insuficiente (Herrando et al., 2008; Palomino y Molina, 2009), su distribución parece seguir el patrón general de ocupación ya conocido (Purroy, 1997; Martí y Del Moral, 2003a), con una presencia más constante y numerosa en zonas de escaso relieve y a baja altitud (infrecuente por encima de 400 m s.n.m.; Estrada et al., 2004, Vigil en García et al., 2014), como las franjas costeras (principalmente de Andalucía occidental, Cataluña, Comunidad Valenciana, Murcia y País Vasco) y las cuencas medias y bajas de los grandes ríos. También se encuentra muy extendida en Baleares y Canarias.
Distribución observada en el II Atlas (1998-2002; Martí y Del Moral, 2003). Cuadrículas UTM de 10 x 10 km con reproducción posible, probable o segura.
Observed distribution in Atlas II (1998-2002; Martí & Del Moral, 2003). Ten-kilometre UTM squares showing possible, probable or confirmed breeding.
Distribución observada en el III Atlas (2014-2018). Las cuadrículas UTM de 10 x 10 km marcadas como «Reproductor» incluye reproducción posible, probable o segura.
Observed distribution in Atlas III (2014-2018). Ten-kilometre UTM squares as «Reproductor» showing possible, probable or confirmed breeding.
Cambios en la distribución observada entre II Atlas (1998-2002) y III Atlas (2014-2018) en base a 2.778 cuadrículas UTM de 10 x 10 km cuya prospección se considera completa en ambos atlas.
Observed distribution changes between Atlas II (1998-2002) and Atlas III (2014-2018) based on 2,778 ten-kilometre UTM squares regarded as fully surveyed for both atlases.
No aparece o lo hace de forma mucho más localizada en las áreas de mayor relieve (los Pirineos, cordillera Cantábrica, buena parte del interior de Galicia, sistema Central), así como en las regiones más áridas del cuarto suroeste (cordillera Penibética, interior termomediterráneo y mesomediterráneo semiárido).
Anteriormente se sugirió que, posiblemente en razón de su plasticidad de hábitat, podría encontrarse en expansión (Serrano y García en Martí y Del Moral, 2003a). Por el contrario, en las últimas dos décadas su área de distribución tiende a contraerse, observándose una disminución aparente del 8,73% del número de cuadrículas ocupadas. En Cataluña se ha notado un proceso similar (-10 % entre 1983 y 2002; Estrada et al., 2004). Este proceso no es homogéneo, dadas las proporciones no desdeñables de cuadrículas del presente atlas que aparecen como nuevas (23,34%) o como abandonadas (16,00 %). Así, en Asturias, Cáceres, Comunidad Valenciana, costa atlántica andaluza y Canarias se han detectado numerosas cuadrículas nuevas, mientras que en Badajoz, Madrid, Toledo, amplias áreas de Castilla y León, Teruel y Mallorca la tendencia parece ser inversa.
Cambios en la distribución observada entre II Atlas (1998-2002) y III Atlas (2014-2018) en base a 2.778 cuadrículas UTM de 10×10 km cuya prospección se considera completa en ambos atlas.
Observed distribution changes between Atlas II (1998-2002) and Atlas III (2014-2018) based on 2,778 ten-kilometre UTM squares regarded as fully surveyed for both atlases.
Cambio en el área de ocupación entre el II Atlas (1998-2002) y III Atlas (2014-2018) en base a 2.778 cuadrículas UTM de 10 x 10 km cuya prospección se considera completa en ambos atlas.
Changes in occupation area between Atlas II (1998-2002) and Atlas III (2014-2018) based on 2,778 ten-kilometre UTM squares regarded as fully surveyed for both atlases.
II Atlas (distribución 1998-2002)
III Atlas (distribución 2014-2018)
Comparación entre la distribución observada del II Atlas (1998-2002) y del III Atlas (2014-2018).
Observed distribution in Atlas II (1998-2002) and Atlas III (2014-2018) compared.
Distribución modelizada
El modelo de probabilidad recoge, con valores elevados, los grandes humedales costeros catalanes, levantinos y andaluces, incluyendo casi todas las zonas productoras de arroz, de gran relevancia para la especie en la península ibérica (Rodrigues y Tenreiro, 1996; García et al., 2000; De Juana y Garcia, 2015), así como zonas del centro y norte de España. El modelo de favorabilidad muestra los mayores valores en las cuencas del Ebro (y subcuencas del Gállego y Segre), Duero (Esla y Pisuerga), Tajo (Jarama), Guadiana (Vegas del Guadiana y subcuenca del Cigüela), bajo Guadalquivir y otras pequeñas cuencas atlánticas andaluzas, así como la fachada costera mediterránea entre Murcia y Cataluña, y atlántica entre Asturias y el País Vasco, que poseen una calidad de hábitat buena a óptima (índice >0,7). Por contra, es posible que ambos índices subestiman su presencia en Galicia, especialmente en los sistemas fluviales de llanura de las depresiones sedimentarias de Lugo y Ourense.
Modelo de probabilidad en base a todas las observaciones registradas en 2014-2018. Probabilidad de que por razones geográficas o ambientales esté presente la especie.
Probability model based on all 2014-2018 observations. Probability of species presence on account of geographical or environmental factors.
Modelo espacio-ambiental de favorabilidad en base a todas las observaciones registradas en 2014-2018. Área que por razones geográficas o ambientales podría ocupar la especie.
Spatial-environmental favourability model based on all 2014-2018 observations. Area of potential occupation by species on account of geographical or environmental factors.
Invierno (2007-2010)
Época de reproducción (2014-2018)
Comparación entre los modelos de probabilidad del I Atlas de Invierno (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012) y en época de reproducción (2014-2018).
Probability models of Winter Atlas I (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012) and the breeding season (2014-2018) compared.
Distribución en invierno
En contraste con el modelo de probabilidad de presencia primaveral, el modelo invernal (SEO/BirdLife, 2012a) mostró una fuerte concentración de cuadrículas con calificación media a alta (índice >0,5) en muy determinadas áreas costeras mediterráneas (delta del Ebro, albufera de Valencia, lagunas del sur de Alicante, vegas del Guadiana y, sobre todo, marismas occidentales andaluzas), mientras que extensos sectores con probabilidad elevada en primavera (franja costera de Castellón y Cataluña, Baleares, subcuenca del Segre, cuencas medias-altas del Ebro y del Tajo, subcuenca del Jarama, La Mancha) presentaron en invierno índices medios o bajos.
Hay que considerar que, con todo, los censos específicos rindieron numerosos individuos en varias de estas áreas (Tajo, Ebro, Baleares), sugiriendo que otras variables, más allá de las macroecológicas y biogeográficas incorporadas a los modelos, podrían explicar estas discrepancias. Por otra parte, la probabilidad de presencia resultó muy baja o nula en gran parte del área cántabro-galaica y de las submesetas norte y sur. Estas últimas corresponden a territorios de alturas medias (promedios >500 m), clima continental riguroso y precipitaciones irregulares, características en general adversas para la especie (Vera y Giménez en SEO/BirdLife, 2012a). Sin embargo, la situación en la temperada y húmeda franja costera no parece tan evidente. En Asturias, si bien se admite la posibilidad de desplazamientos invernales, la tendencia al alza de la invernada desde 1978 a 2011, y sobre todo desde 2000, parece acorde con la evolución de su población nidificante (Vigil, 2003; Vigil en García et al., 2014; COA, 2021). En Galicia su abundancia es muy baja en relación a la población nidificante (De Souza y Lorenzo, 2003; González, 2010; Iglesias et al., 2017), sugiriendo importantes desplazamientos tras los máximos otoñales. Se ha apuntado que esta disminución cabría achacarla a una menor detectabilidad en esta época (Villarino et al., 2017). Sin embargo, seguimientos intensivos en humedales costeros coruñeses han arrojado resultados contrastados, con disminuciones marcadas en unos inviernos pero no en otros o, con base en controles de marcajes individuales, ausencia de evidencia de movimientos invernales de relevancia (datos propios; M. Polo y A. Monteagudo, com. pers.).
Se trata de un ave aparentemente sedentaria, con movimientos dispersivos de corto rango (Díaz et al., 1996; De Juana y Garcia, 2015), aunque no constan recuperaciones de anillamiento fuera de España, entre septiembre y marzo llegan migrantes o invernantes desde el norte y nordeste de Europa (SEO/BirdLife 2012b. Análisis preliminar del banco de datos de anillamiento de aves del Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, para la realización de un atlas de migración de aves de España. SEO/BirdLife-Fundación Biodiversidad. Madrid.»>SEO/BirdLife, 2012b). No hay estimas publicadas del tamaño de su población invernal y se considera que los censos (p. ej., Vera y Giménez en SEO/BirdLife, 2012a), que representan solo una pequeña parte de las estimas más conservadoras de la población reproductora, no reflejan su magnitud real (Martí y Del Moral, 2003b; González y Pérez-Aranda, 2011).
Teniendo en cuenta la valoración más reciente del número mínimo de parejas, derivado del censo de 2007 (Palomino y Molina, 2009) y reflejado en el informe español para la Directiva Hábitats (periodo 2007-2010; EIONET, 2020), el contingente invernal podría haberse situado, empleando el procedimiento sugerido por Meininger et al. (1995: 42), alrededor de los 175.000 individuos, o más propiamente dentro del intervalo 117.000 a 234.000. Debe entenderse que estas conjeturas se basan únicamente en una convención práctica (empleada por Wetlands International para fijar tamaños de población global con base en el número de parejas; Rose y Scott, 1997: 13), y que por tanto hay que tomarla como una aproximación al orden de magnitud de la población esperable.
Distribución observada en el I Atlas de Invierno (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012).
Observed distribution in Winter Atlas I (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012).
Modelo de probabilidad en base a las observaciones registradas en el I Atlas de Invierno (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012).
Probability model based on observations made for Winter Atlas I (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012).
Invierno (2007-2010)
Época de reproducción (2014-2018)
Comparación entre los modelos de probabilidad del I Atlas de Invierno (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012) y en época de reproducción (2014-2018).
Probability models of Winter Atlas I (2007-2010; SEO/BirdLife, 2012) and the breeding season (2014-2018) compared.
Tamaño y evolución de la población
No se ha cuantificado su población en este atlas, aunque probablemente es el ave acuática más abundante durante la época de cría (véase Palomino y Molina, 2009). Las estimas precedentes, considerablemente discrepantes y no directamente comparables, han oscilado entre un mínimo de 90.000 parejas para la década de 1990 (según estima experta; Serrano y De Garnica en Purroy, 1997), 35.564 parejas para 1985-2002 (basada en información semicuantitativa del 43% de las cuadrículas; Martí y Del Moral, 2003a), y un promedio de 116.800 adultos para la España peninsular y Baleares en 2007 (inferida mediante técnicas de remuestreo sobre recuentos en el 34% de los humedales, y extrapolación de densidades; Palomino y Molina, 2009), cantidad de la que se derivó el tamaño mínimo de población estatal para el periodo 2007-2010 (58.400 parejas; EIONET, 2020).
En 2007 Andalucía contribuyó mayoritariamente al promedio nacional, seguida por las cuencas del Duero, Guadiana y Levante (en conjunto un 79% del promedio). Sin embargo, otro proyecto realizado en Cataluña (ICO, 2013) estimó para 2012 una población mínima de 26.000 individuos maduros, cantidad dos a tres veces superior a la estima mínima de 3.000 individuos obtenida en 2007 para la cuenca del Ebro en su conjunto (Palomino y Molina, 2009). Si se tomase el valor máximo de esta estima (126.000 individuos), la población máxima para Cataluña pasaría de 30.772 parejas en 2002 (Estrada et al., 2004) a 63.000 en 2012, asumiendo que la especie es básicamente monógama, se reproduce normalmente a partir de 1 año de edad, y su población flotante es poco relevante (Cramp y Simmons, 1980; McRae, 1998; Forman, 2001). Estas discrepancias son especialmente llamativas dado que los efectivos nidificantes han disminuido significativamente tanto en Cataluña (-3% anual entre 2002 y 2020, con un declive de -5% en su población invernal; ICO, 2021) como en el conjunto de España entre 2007 y 2018, y con una tasa similar (-2,8% anual; EIONET, 2020). Tal disparidad de cifras sugiere la existencia de importantes sesgos actuantes sobre la exactitud y precisión de las estimas, que comprometen su robustez y arrojan dudas sobre la bondad de la metodología empleada hasta ahora en muestreos no específicos a gran escala, en los que no se tienen en cuenta, estratificadas por hábitats y regiones, las probabilidades de detección de especies reservadas y dispersas como esta.
De acuerdo con el programa de aves comunes Sacre, la tendencia global en los 21 años transcurridos hasta 2018 es claramente negativa, con declives consistentes en las áreas mediterráneas y una evolución similar aunque estadísticamente incierta en el norte eurosiberiano. En Galicia se observa una rarificación generalizada desde hace al menos una década, y se evidencia en los contingentes nidificante e invernante (datos propios; X. Prieto, com. pers.). Seguimientos en otras comunidades de la región mediterránea norte en fechas parcialmente coincidentes muestran tendencias similares (Cataluña, 2002-2020; ICO, 2021) o incluso más negativas (Andalucía, 2007-2014; CMAOT, 2015). Obviando años puntuales de crecimiento atípico, en el modelo Sacre se aprecia una disminución sostenida durante la pasada década, con tasas de cambio globales negativas generalmente por debajo del 40%.
Cambio en el tamaño de población entre 1998 y 2018, según el programa de Seguimiento de Aves Comunes Reproductoras (Sacre). Se representa el cambio en porcentaje de la abundancia en cada año respecto a 1998 con el intervalo de confianza al 95%.
Population size change between 1998 and 2018, according to the Common Breeding Birds Census programme (Sacre). Percentage change in abundance shown for each year relative to 1998, with 95% confidence limits.
Tendencia y cambio en el tamaño de población entre 1998 y 2018 por regiones, según el programa de Seguimiento de Aves Comunes Reproductoras (Sacre).
Population size trend and change between 1998 and 2018 by regions, according to the Common Breeding Birds Census programme (Sacre).
Hábitat
Es una especie poco exigente y muy adaptable, ocupa cauces fluviales de curso lento y humedales palustres y lacustres, incluso de extensión muy reducida (menos de 400 m2; Relton, 1972). Sin embargo, evita los humedales temporales y faltos de vegetación emergente, requiriendo aguas permanentes o semipermanentes poco profundas, con abundancia de helófitos o, en su defecto, de arbolado hidrófilo (Cramp y Simmons, 1980; Vaughan et al., 2007).
Soporta cargas contaminantes elevadas (Cuevas, 2004). La abundancia de hidrófitos, aunque favorable, no le es en absoluto necesaria si cuenta con áreas herbáceas cerca de las orillas, por lo que puede nidificar en humedales hipereutróficos (datos propios). Ocupa y coloniza rápidamente humedales de origen antrópico, aprovechándose de la disponibilidad de cultivos arbolados o herbáceos de regadío en las inmediaciones de los cuerpos de agua (Estrada et al., 2004; López Iborra et al., 2015), llegando a constituirse en la especie no paseriforme más numerosa en estos medios (Pérez Chiscano, 1975; López-Pomares et al., 2009). Las densidades, muy variables, suelen ser atípicamente elevadas en hábitats artificiales o fuertemente modificados, habiendo alcanzado 23,7 territorios/ha (40,4 territorios/km) en un tramo fluvial urbano (datos propios), valor que puede considerarse como excepcional (cf. Gibbons en Hagemeijer y Blair, 1997; Palomino y Molina, 2009), siendo más frecuentes densidades altas de 3 a 8 territorios/ha (datos propios; Villarino y González, 1995).
Bibliografía
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