PROYECTO GANGA: INFORME FINAL - SEO/BirdLife · 2018. 5. 4. · PROYECTO GANGA: INFORME FINAL...

PROYECTO GANGA: INFORME FINAL

Díaz, M., Concepción, E.D., Guerrero, I., García del Rincón, A., Fathi, H., Cortés, Y. & Carricondo, A. 1

PROYECTO GANGA INFORME FINAL

Efectividad de las medidas agroambientales para la

conservación de las poblaciones de aves esteparias en España

Mario Díaz1, Elena D. Concepción2, Irene Guerrero1, Amanda García del Rincón1,

Hicham Fathi1, Yolanda Cortés3 y Ana Carricondo3

1Departamento de Biogeografía y Cambio Global (BGC-MNCN), Museo Nacional de

Ciencias Naturales, CSIC, C/Serrano 115 bis, E-28006 Madrid.

[email protected]

2 Landscape Dynamics Unit / Dynamic Macroecology Group. Swiss Federal Institute

for Forest, Snow and Landscape Research WSL. Zürcherstrasse 111, CH-8903

Birmensdorf, Switzerland

3Sociedad Española de Ornitología (SEO/BirdLife), c/Melquiades Biencinto 34, E-

28053 Madrid



Introducción

Las medidas agroambientales de la Política Agraria Común (PAC) europea son

consideradas en la actualidad como la principal herramienta para la conservación de la

diversidad biológica ligada a los sistemas agrarios (Kleijn y Sutherland 2003, Kleijn et

al. 2006, 2011, Gabriel et al. 2010). Aunque se ha demostrado que estas medidas

pueden ser efectivas para la conservación de determinadas especies o grupos de especies

más o menos amenazados (Peach et al. 2001, Kleijn y Sutherland 2003, Donald et al.

2006, Kleijn et al. 2006, 2011, Whittingham 2007), en general también se encuentra que

sus resultados son variables según grupos y zonas cuando se realizan evaluaciones

generales en regiones amplias (Kleijn et al. 2006, Blomqvist et al. 2009, Gabriel et al.

2010, Princé et al. 2012). Las posibles razones de estas variaciones en la efectividad van

desde la indefinición de sus objetivos desde el punto de vista de la conservación de

especies o grupos de especies (Filippi-Cadaccioni et al. 2010), las variaciones en la

adecuación de las medidas a los requerimientos de hábitat de las especies objetivo de las

medidas (Llusía y Oñate 2005), o la nula consideración de procesos que actúan a escalas

mayores de las de aplicación de las medidas (paisajes frente a campos de cultivo;

Concepción et al. 2008, 2011, Concepción y Díaz 2010, 2011).

Las medidas agroambientales dirigidas a la conservación de las aves esteparias

en sistemas de cereal de secano han estado entre las más extendidas en España (Oñate et

al. 1998), aunque en el periodo 2007-2013 han perdido algo de peso relativo a favor de

otras medidas como las dirigidas a promover la agricultura y ganadería ecológicas, la

apicultura o la conservación de pastizales. La importancia de las medidas para la

conservación de los sistemas cerealistas de secano se debe tanto a la extensión de estos

sistemas en España (Díaz et al. 2006a) como a la abundancia, diversidad e importancia a

nivel europeo de las comunidades de aves que ocupan los cultivos españoles

(Concepción et al. 2011). Además, se han demostrado o inferido efectos significativos y

positivos de las medidas sobre las especies amenazadas de aves ligadas a los sistemas

de cultivo extensivo de cereal de Castilla-La Mancha (Kleijn et al. 2006) y Castilla y

León (Martín et al. 2012), no existiendo evaluaciones similares para ninguna otra

medida agroambiental. No obstante, también se han señalado posibles limitaciones de

las medidas cuando se analiza la adecuación de sus prescripciones a los requerimientos

de hábitat de las aves esteparias a escala nacional (Llusía y Oñate 2005). Más



recientemente se ha demostrado el efecto limitante sobre la efectividad de las medidas

del paisaje circundante a los campos donde se aplican, tanto sobre las comunidades de

aves en su conjunto (Concepción et al. 2008, 2012) como sobre gremios concretos tales

como las especies ecotónicas frente a las que nidifican y alimentan en el suelo

(Concepción y Díaz 2010) o sobre especies del mismo gremio según su tamaño corporal

(Concepción y Díaz 2011) o su sensibilidad a usos no agropecuarios del territorio

(Casas et al. 2009, Casas y Viñuela 2010, López-Jamar et al. 2011, Torres et al. 2011).

Estas potenciales fuentes de variación aconsejan por tanto evaluar de modo riguroso si

las diferentes medidas que se están aplicando actualmente con el objetivo de conservar

las aves esteparias en España están siendo efectivas o no. En el caso de que no sean

efectivas, se trataría de analizar cuáles pueden ser las causas de la falta de efectividad

para poder corregirlas, bien mediante la modificación de las medidas, si el problema es

su cobertura inadecuada de los requerimientos de las aves (Llusía y Oñate 2005), o

mediante el desarrollo de medidas a escalas mayores que la de los campos de cultivo, si

el problema se deriva de efectos a estas escalas (Concepción et al. 2011, López-Jamar et

al. 2011). Estos efectos a escala amplia pueden venir mediados bien por las bajas tasas

de acogida por parte de los agricultores de medidas efectivas a escala de campo, o por

las limitaciones de las medidas para combatir efectos paisajísticos o regionales. Se

analizarán explícitamente ambas opciones, pues la resolución de la primera implicaría

mejorar las tasas de acogida sin necesidad de modificar las medidas (Oñate et al. 1998,

Martín et al. 2012), mientras que la resolución de la segunda implica cambios en las

medidas o uso combinado de otras herramientas de conservación (Concepción et al.

2011, 2012).

En este informe se aborda el análisis de la efectividad de las medidas

agroambientales aplicadas en 18 regiones españolas para la conservación de las

poblaciones de aves esteparias entre los años 2010 y 2012. En concreto, se analizará 1)

si la aplicación de medidas supone un aumento estadísticamente significativo en la

abundancia y/o riqueza de especies de las aves que se reproducen y se alimentan en los

campos de cultivo en comparación con campos control cultivados del modo habitual

para cada zona de estudio; 2) si los resultados son diferentes si se considera el conjunto

de todas las aves detectadas o sólo las especies de aves esteparias; 3) si la efectividad de

las medidas, estimada como estos aumentos significativos en la abundancia y/o riqueza



de aves, varía entre zonas de estudio; 4) si existe variación entre años para algunas o

todas las zonas de estudio; 5) si las variaciones en la efectividad se relacionan con las

diferencias regionales en el diseño de la medidas agroambientales, con la estructura del

paisaje, o con ambas variables; y 6) si los efectos sobre las aves reproductoras se

manifiestan también en el periodo postreproductor (verano) y durante la invernada. Este

análisis supone el primer diagnóstico completo y riguroso de la efectividad de este tipo

de medidas. Además, las medidas evaluadas son de una gran relevancia potencial a

escala nacional y europea dados los problemas de conservación de las aves ligadas a los

medios agrícolas, y en especial cerealistas, de este continente (Donald et al. 2001, 2006,

Tilman et al. 2001) y al hecho de que España sea, junto con Portugal, el país europeo en

el que se mantienen las mejores poblaciones y comunidades de este tipo de aves (Viada

1998, Bota et al. 2005).

Métodos

Áreas de estudio y medidas agroambientales

El trabajo de campo se desarrolló en 18 áreas esteparias españolas donde se

aplican medidas agroambientales dirigidas a la conservación de las aves esteparias

(Figura 1). Aunque existen diferencias entre las medidas aplicadas en las distintas

regiones, pues se derivan de los Planes de Desarrollo Rural (PDR) regionales, en

general se trata de conjuntos de acciones dirigidas a la extensificación del cultivo de

cereal mediante la modificación del ciclo agrícola (mantenimiento de rastrojos,

siembras intercaladas de leguminosas), la reducción del uso de fertilizantes y

plaguicidas y la adecuación de los ciclos de cultivo y cosecha al ciclo vital de las aves

para disminuir la mortalidad de nidos y adultos (Tabla 1; Llusía y Oñate 2005,

Concepción y Díaz 2010, 2011). En el caso particular de una de las zonas de

Extremadura y la de Andalucía, las medidas analizadas no son agroambientales

propiamente dichas (es decir, derivadas del PDR regional y gestionadas dentro de las

ayudas de la PAC). En la zona de Llanos de Cáceres en Extremadura (zona 16) se trata

de un programa de medidas compensatorias de la construcción de la autovía A-58

(Trujillo-Cáceres), y en Andalucía (zona 18) se han muestreado parcelas incluidas en el

Programa de Conservación de Aves Esteparias de la Consejería de Medio Ambiente.



Ambos programas, sin embargo, incluyen acciones similares a las incluidas en las

medidas agroambientales propiamente dichas (Tabla 1).

El trabajo de campo se inició en 2010 en 17 áreas de estudio (Tabla 1). En 2011

se incorporó un área adicional en Extremadura tras la suspensión del programa andaluz,

censándose también 17 áreas. En 2012, debido por un lado a limitaciones

presupuestarias y por otro a los resultados preliminares obtenidos en 2010 y 2011, se

concentró el trabajo de campo en 11 de las 18 zonas, eliminando zonas redundantes por

aplicarse en ellas las mismas medidas que en otras zonas próximas y de características

paisajísticas similares, así como por haber mostrado tendencias erráticas de aplicación

de las medidas a los campos de estudio. Por estas razones se eliminó una de las zonas de

cada una de las regiones analizadas (Cataluña, Aragón, Navarra, Castilla y León,

Castilla-La Mancha y Extremadura; Tabla 2).

Figura 1. Mapa de España iberobalear indicando los límites provinciales y la localización de las 18 zonas de estudio. Los números en la figura se refieren a las Tablas 1 y 2.

2

1

34

6

5

7

8

9 10

11

12 13

14 1516

17

18



Dentro de cada zona de estudio se seleccionaron ocho pares de campos lo más

parecidos posible en cuanto a tamaño, especie cultivada y contexto paisajístico (tipo de

suelo, pendiente, tipos de lindes y cultivos adyacentes, etc.), y que además estuviesen

próximos en el espacio. Uno de los campos del par sería cultivado de acuerdo con las

prescripciones de la medida agroambiental regional y el otro se cultivaría del modo

habitual para cada zona, usándose como control. Para la selección de los campos se

partió de la información disponible sobre acogida en campañas anteriores, así como de

fotografías aéreas de las zonas de estudio. Se seleccionó hasta un total de 12 pares de

campos por zona, ordenados la azar, comprobándose en el campo si el cultivo en el año

correspondiente era el mismo en los ocho primeros pares; si había discrepancias en

alguno, se procedió a comprobar los siguientes en la lista hasta completar los ocho

pares.

Si los campos eran menores de 12,5 ha, se seleccionaron campos adyacentes

hasta completar un área de censo de 12,5 ha, y si eran mayores, se seleccionó una

sección de 12,5 ha representativa del campo en su conjunto. La razón de este

procedimiento es evitar el muestreo de aves en superficies demasiado pequeñas para el

tamaño de sus áreas de campeo, estableciendo además superficies máximas homogéneas

para comparaciones entre especies y comunidades (Kleijn et al. 2001, 2006, Concepción

y Díaz 2011, Concepción et al. 2012). Tanto las extensiones como las reducciones se

realizaron de modo que se conservase el parecido paisajístico y de usos entre los

campos de cada par, de modo que además en ninguno de los campos adyacentes al

campo control se aplicasen medidas agroambientales. La figura 2 muestra dos ejemplos

de pares de campos, uno extendido y otro reducido con respecto al campo focal del par.

Existieron variaciones entre los pares de campos en los tres años consecutivos

debido al desfase entre la información de acogida disponible en el momento de

seleccionar los pares de campos, siempre referida a la campaña agrícola anterior, y el

momento de selección, de manera que algunos pares resultaban finalmente no válidos,

siendo necesario buscar otros nuevos para la siguiente campaña.



Tabla 1. Principales prescripciones incluidas en las medidas agroambientales evaluadas, y zonas de estudio en las que se aplican. En dos zonas de estudio (Belchite y Monegrillo) se incluyeron pares para dos de las tres medidas evaluadas en Aragón (mantenimiento de rastrojos y cultivo de alfalfa en secano), ya que su ámbito de aplicación se solapa en el territorio. Los objetivos de las medidas son en todos los casos la conservación de las aves esteparias a través de la extensificación de los cultivos de cereal de secano. Los asteriscos indican medidas no estrictamente agroambientales, sino similares pero aplicadas como medidas compensatorias o experimentales.

* aplicación en parcelas agrícolas de más de 2 ha con barbecho y cereal de invierno1. Segrià (Lleida) * mantenimiento de vegetación en barbechos, altura mínima de rastrojos, zonas sin cultivar, rastrojos de más de un año 2. Bellmunt (Lleida) * conservación de elementos naturales del paisaje, incluyendo márgenes y vegetación natural

* máximo una aplicación anual de agroquímicos AAA, y limitaciones en las fechas de cosecha, labrado y pastoreo * aplicación en parcelas agrícolas de más de 20 ha con cereales, leguminosas o de retirada

3. El Plano (Navarra) * mantenimiento de rastrojos de larga duración e incorporación de siembras de leguminosas en el ciclo agrícola4. Rincón del Bú (Navarra) * dejar franjas sin cultivar y parte de la paja sin recoger

* no aplicación de agroquímicos en rastrojos, y limitaciones en las fechas de cosecha y labrado. Sin labores nocturnas

5. Belchite (Zaragoza) * mantenimiento de rastrojos anuales de larga duración, dejar parte de la paja sin recoger* limitaciones en las fechas de cosecha y labrado; no uso se agroquímicos en rastrojos y barbechos

6. Monegrillos (Zaragoza) 3.2. Alfalfa en secano * introduccion de cultivos de alfalfa en secano con limitaciones en las fechas de pastoreo, cosecha y labrado

7. Campo Visiedo (Teruel) 3.3. Esparceta Onobrychis viciifolia * introduccion de cultivos de esparceta en campos de 2-50 ha, con limitaciones en las fechas de pastoreo, cosecha y labrado

8. Penillanuras (Zamora) * aplicación en parcelas agrícolas con mezcla de cultivos, dejando un 3% sin cultivar (lindes o islas)9. Camino de Santiago (Palencia) * prohibición de semillas blindadas y aumento de las dosis de siembra10. La Nava (Palencia) * superficies mínimas de leguminosas y cereales de ciclo largo11. Tierra de Campiñas (Valladolid) * limitaciones en las fechas de cosecha y labrado12. La Mancha Norte (Toledo) * aplicación en parcelas de más de 2 ha, dejando un 3% sin cultivar (lindes o islas)13. La Mancha Norte (Cuenca) * prohibición de semillas blindadas y aumento de las dosis de siembra14. Bonillo (Albacete) * superficies mínimas de leguminosas y cereales de ciclo largo15. Este de Albacete (Albacete) * limitaciones en las fechas de cosecha y labrado

16. Llanos de Cáceres (Cáceres) 6*. Medidas compensatorias autovía Trujillo-Cáceres * mantenimiento de cultivos de cereal-leguminosas con barbechos y abonos orgánicos

* aplicación en parcelas de más de 3 ha, dejando un 10% sin cultivar y el entorno de los nidos sin cosechar17. Talaván (Cáceres) * prohibición de semillas blindadas

* limitaciones en las fechas de cosecha y labrado y en la altura mínima del rastrojo

18. Andalucía (Jaén-Córdoba)7*. Programa de Conservación

de Aves Esteparias en Andalucía

* introducción de cultivos de leguminosas en el ciclo agrícola

1. Mejora de hábitats esteparios en Cataluña

6. Sistemas agrarios de interés para las aves esteparias

4. Agrosistemas extensivos de secano en Castilla y León

5. Agrosistemas extensivos de secano en Castilla-La Mancha

2. Zonas esteparias en Navarra

3.1. Mantenimiento rastrojo



Figura 2. Ejemplos de pares de campos. Los campos de la derecha estuvieron cultivados según la medida agroambiental evaluada y los de la izquierda se tomaron como control al estar cultivados del modo habitual para cada zona de estudio. En el par superior (zona de El Plano, Navarra) los campos focales (líneas punteadas) fueron menores de 12,5 ha, con lo que se muestrearon también los campos adyacentes señalados con líneas continuas, mientras que en el par inferior (Área Esteparia de La Mancha Norte, Toledo) los campos fueron mayores de 12,5 ha, con lo que se muestreó sólo una porción representativa de cada campo delimitada con una línea roja.



Censos de aves reproductoras, postreproductoras e invernantes

Cada uno de los campos de cultivo, y las zonas ampliadas a 12,5 ha en caso

necesario, se muestreó cuatro veces a lo largo de las primaveras de 2010, 2011 y 2012

por técnicos experimentados. Las visitas se espaciaron 1-2 semanas, cubriendo todo el

ciclo reproductor local de las especies de aves, y se realizaron en las primeras horas del

día (entre el amanecer y las 11:00) en días con condiciones meteorológicas adecuadas.

Los dos campos de cada par se muestrearon en todos los casos en los mismos días y por

el mismo técnico, que recorrió lentamente y a pie todo el campo y sus alrededores

anotando en fotografías aéreas de las zonas de estudio todos los contactos con aves. A

partir de los mapas de contactos para las cuatro visitas y de detalles del comportamiento

de los individuos (Figura 3) se obtuvo el número de territorios de cada especie

establecidos tanto en los campos focales como en las zonas ampliadas a 12,5 ha,

siguiendo los criterios establecidos por Bibby et al. (1992). También se consideró el

número total de individuos que se encontraron alimentándose en las zonas de estudio,

estimado como la suma de todos los contactos en las cuatro visitas. Los individuos

observados en vuelo sobre los campos no fueron considerados, a no ser que se tratase de

aves en vuelo de caza buscando sus presas en el suelo (rapaces).



Figura 3. Ejemplo de mapa resumen de contactos para una especie (calandria Melanocorypha calandra) en las cuatro visitas consecutivas realizadas a uno de los campos de estudio, con indicaciones de comportamiento útiles para delimitar territorios (movimientos, contactos simultáneos y cantos territoriales).



Para estimar la abundancia y riqueza de especies de las comunidades

postreproductoras e invernantes se diseñó un itinerario de censo que recorría

completamente cada uno de los campos de cultivo y las zonas ampliadas de 12,5 ha en

caso necesario. Los itinerarios se recorrieron lentamente y a pie en las primeras horas

del día (entre el amanecer y las 11:00 en verano y entre las 8:00 y las 13:00 en invierno)

en días con condiciones meteorológicas adecuadas, repitiéndose tres veces en verano

(en julio, agosto y septiembre de 2010 y 2011) y otras tres veces en invierno (entre

finales de diciembre de 2010 y principios de febrero de 2011, según las zonas) a

intervalos de 3-4 semanas. Los dos campos de cada par se muestrearon en todos los

casos en los mismos días y por la misma persona. Las aves vistas u oídas se

identificaron a nivel de especie y se asignaron al campo focal o a la zona ampliada, en

cada caso, y los resultados se sumaron para las tres visitas a fin de compensar las

variaciones temporales aleatorias en la distribución local de las aves fuera de la época

en que son territoriales (véase Díaz y Tellería 1994 para un procedimiento similar).

Medida de la composición y estructura del paisaje

Para estimar la composición y estructura del paisaje se emplearon fotos áreas de

alta resolución (escala 1:5000 o menor), sobre las que los técnicos de campo anotaron

tanto el tipo de uso de la tierra de las parcelas estudiadas como el tipo de lindes entre

parcelas una vez terminado cada uno de los censos de aves (Figura 4). Se anotaron usos

y tipos de lindes a las escalas de los campos focales y de un círculo de 500 m de radio

centrado en cada campo focal (Concepción et al. 2008, 2012). Las variables

consideradas fueron las siguientes: tamaño del campo focal, longitud de lindes con una

franja de vegetación seminatural de más de 10 cm de anchura en el círculo de 500 m (en

m); y usos de los campos incluidos en el círculo de 500 m, con las siguientes categorías:

cultivos herbáceos (cereal, leguminosas o girasol en crecimiento; rastrojo; barbecho;

labrado), cultivos leñosos (olivar, viñedo u otro) y vegetación seminatural (pastizal,

espartizal, tomillar, matorral arbustivo y otros). Los tipos de lindes y los usos de las

parcelas se incorporaron a un Sistema de Información Geográfica sobre el que se

midieron a continuación las variables indicadas, así como variables derivadas como la

proporción de los círculos de 500 m cubierta por terrenos cultivados, o las diversidades



de tipos de cultivos o de vegetación natural usando el índice H’ de Shannon (H’=-

ΣpiLnpi, siendo pi la proporción, en tantos por uno, de cada tipo de uso).

Figura 4. Ejemplos de medida de la composición y estructura del paisaje a nivel de campos focales (polígono punteado), del área ampliada de 12,5 ha (polígono continuo), y de un círculo de 500 m de radio centrado en el campo focal. Líneas onduladas o líneas anchas verdes: lindes con una franja de vegetación seminatural de más de 10 cm de anchura (resto: contactos directos entre campos o con vegetación de menos de 10 cm de anchura); L: labrado; CE: cereal; MA: matorral arbustivo; PA: pastizal; RS: rastrojo. El ejemplo de la izquierda corresponde a la zona de Monegrillo (Zaragoza) y el de la derecha a la zona de Llanos de Cáceres (Cáceres), ambas en invierno de 2010-2011.

Análisis de la efectividad de las medidas agroambientales

Efectividad potencial: evaluación ex-ante

La efectividad potencial de las medidas agroambientales analizadas para

alcanzar su objetivo de conservación de las aves esteparias se evaluó, siguiendo a Llusía

y Oñate (2005), en función del grado de cobertura de cada medida de los requerimientos

de hábitat de estas aves. Estos autores definieron, con base en una revisión exhaustiva

de la bibliografía, las 21 prácticas agrícolas para los cultivos de cereal de secano más

recomendables de cara a cubrir los requerimientos de hábitat de las aves esteparias. A

continuación, evaluaron ex-ante (esto es, antes de su aplicación, o mejor dicho

independientemente de su aplicación; Díaz et al. 2006b) la potencial efectividad de las

medidas existentes en España en el periodo 2000-2006 como el porcentaje de estas

prácticas incluido en cada paquete de medidas. Los resultados obtenidos indicaban una



baja efectividad potencial (Llusía y Oñate 2005), pues sólo se incluyó el 71% de las

prácticas recomendables en el total de la medidas, con un promedio del 39% y un rango

del 0 al 67%. No obstante, los ceros correspondieron a regiones que aprobaron sus

medidas fuera de plazo, no a medidas que no incluyeron ninguna de las 21 prácticas.

En este informe se evaluará hasta qué punto la inclusión de estas 21 prácticas ha

mejorado con respecto al periodo 2000-2006 y, sobre todo, si los resultados de las

evaluaciones ex-ante se relacionan o no con la efectividad real, evaluada ex-post, tras la

aplicación de las medidas y en comparación con controles adecuados. Se establecerá por

tanto cuáles de las 21 prácticas definidas por Llusía y Oñate (2005) fueron incorporadas

por la medidas evaluadas en el periodo de estudio (2007-2013), comparando las tasas de

incorporación de estas prácticas a las medidas regionales de 2000-2006 y de 2007-2010

mediante el ajuste de modelos log-lineales a las tablas de contingencia generadas por la

matriz Región x Periodo de Programación (2000-2006 o 2007-2013) x Aplicación de la

medida (sí o no) x Número de Prácticas sobre el total posible (Zar 2010). Las relaciones

entre evaluaciones ex-ante y ex-post se analizaron mediante pruebas de correlación

entre las medidas de efectividad a escala local (área de estudio) y regional.

Efectividad ex-post

La efectividad real de las medidas agroambientales para la conservación de las

aves se evaluó mediante la comparación de la riqueza de especies y la abundancia total

entre campos apareados con y sin la medida analizada. Las comparaciones se realizaron

de modo separado para las aves territoriales en los campos focales y en las áreas

ampliadas, para las aves totales a ambas escalas, y en cada caso tanto para el conjunto

de todas las especies detectadas como para las aves esteparias exclusivamente. Las

especies esteparias se seleccionaron siguiendo a Suárez et al. (1997). La significación

estadística de estas comparaciones se contrastó mediante el ajuste de modelos mixtos

generalizados (GLMMs; Zuur et al. 2009). Se empleó una función de enlace logarítmica

y una distribución de Poisson de los errores, ya que las variables dependientes (riquezas

y abundancias) fueron conteos. Los factores fijos fueron la aplicación o no de medidas

agroambientales, la zona de estudio y su interacción, y los factores aleatorios el par de

campos y el año de estudio, ambos encajados en el área de estudio, para reflejar el



diseño apareado del experimento y el hecho de que los campos no fuesen siempre los

mismos en los años de estudio consecutivos, respectivamente.

La significación estadística de los modelos se estimó mediante el Criterio de

Verosimilitud de Akaike corregido (AICc; Burnham y Anderson 1998). La significación

de los efectos de los factores fijos y los intervalos de confianza de los valores medios se

estimaron mediante los correspondientes valores del estadístico F, mientras que para los

factores aleatorios se empleó la diferencia en los valores de AICc (ΔAICc) entre los

modelos con y sin el factor aleatorio correspondiente y el porcentaje de varianza

explicado por dicho factor aleatorio. Se considera que ΔAICc > 2 indica una diferencia

significativa entre los modelos comparados (Burnham y Anderson 1998). Para estimar

el tamaño del efecto de las medidas para las diferentes áreas de estudio y su

significación estadística se usaron los cocientes entre los coeficientes estandarizados y

su error típico para las comparaciones de las medias por campos con y sin medidas

resultantes de ajustar GLMMs a modelos reducidos con los factores zona de estudio y la

interacción de este factor con la aplicación de las medidas (zona x medidas) para cada

año de estudio.

Los efectos de la estructura del paisaje sobre las variaciones en la efectividad de

las medidas agroambientales se analizaron incorporando las variables del paisaje a los

GLMMs como covariantes. En concreto, se analizaron los efectos del tamaño del campo

focal, la longitud total de lindes con vegetación seminatural en el círculo de 500 m de

radio, y las proporciones de terreno cultivado en estos círculos, sobre la riqueza y

diversidad de aves esteparias territoriales en los campos focales, así como los efectos

del tamaño del campo, las lindes, y la diversidad total de usos sobre el total de aves

esteparias. La selección de variables y escalas de análisis se estableció en función de los

objetivos generales y particulares de las medidas evaluadas, así como de los patrones de

covariación de las variables paisajísticas en los cultivos españoles (Concepción et al.

2008, 2012).

Los análisis de realizaron con el paquete estadístico SPSS 19.0 (GLMMs) y

Statistica 8.0, estableciéndose como probabilidad crítica α = 0,05.



Resultados

Patrones de acogida a las medidas agroambientales y número de campos válidos

El desfase temporal entre la disponibilidad de información sobre acogida a las

medidas y el momento de selección y muestreo de los campos requirió la validación a

posteriori de los pares inicialmente seleccionados. De esta manera, la aplicación final de

las medidas a los campos seleccionados difirió de lo esperado en varios casos,

especialmente en el año 2010. Campos que iban a ser cultivados según la medida

agroambiental regional fueron finalmente cultivados del modo habitual, y otros que iban

a cultivarse del modo tradicional finalmente se acogieron a la medida regional. Para

mantener el diseño apareado del muestreo, esencial para poder interpretar las diferencias

entre pares de campos como debida a la medida agroambiental y no a otros factores

(Kleijn y Sutherland 2003, Kleijn et al. 2006), se descartaron todos los pares de campos

que finalmente no se ajustaron al diseño por aplicación o no de medidas (Tabla 2). Un

área de estudio en Castilla-La Mancha (Bonillo, en el oeste de Albacete) fue también

eliminada de los análisis en 2010 al quedar sólo dos pares de campos válidos. Los pares

de campos no válidos se sustituyeron en cada caso al inicio de la temporada de muestreo

siguiente mediante la selección de nuevos pares a fin de mantener ocho pares por zona,

un tamaño de muestra que en principio sería adecuado para los análisis estadísticos

posteriores (Díaz et al. 2006a, Kleijn et al. 2006; Tabla 2).

Debido a estas restricciones, la base de datos final está compuesta por 89 pares

de campos en 16 regiones para el año 2010, con una media de 5,2 pares de campos por

región (rango: 2-8), en lugar de los 136 pares de campos en 17 regiones (8 pares por

región) que fueron censados. Para 2011 los resultados fueron de 96 pares válidos en 17

regiones (media: 5,6; rango: 3-8) en primavera y 106 pares válidos en verano (media:

6,2; rango: 3-8), sobre 136 pares censados, y en 2012 de 76 pares válidos en 11 regiones

(media: 6,9; rango: 3-8), sobre 88 pares censados (Tabla 2).



Tabla 2. Número de pares de campos válidos en las 18 zonas de estudio para los años de estudio de 2010, 2011 y 2012 en primavera (P), verano (V) e invierno (I). La zona de Bonillo (Albacete) no se analizó en 2010 por contar con sólo dos pares de campos válidos. La zona de Talaván (Cáceres) sólo se censó en 2011 y la de Andalucía (Jaén-Córdoba) sólo en primavera de 2010. Finalmente, en 2012 sólo se censó una submuestra de zonas, excluyéndose Bellmunt (Cataluña), Rincón del Bú (Navarra), Monegrillo (Aragón), La Nava (Castilla y León), Bonillo (Castilla-La Mancha) y Talaván (Extremadura).

Pares de campos Zona de estudio 2010 (P,V,I) 2011 (P) 2011 (V) 2012 (P) 1.Segrià (Lleida) 4 5 5 8 2.Bellmunt (Lleida) 6 6 6 - 3.El Plano (Navarra) 8 8 8 8 4.Rincón del Bú (Navarra) 5 8 8 - 5.Belchite (Zaragoza) 3 5 8 5 6.Monegrillo (Zaragoza) 5 4 8 - 7.Campo Visiedo (Teruel) 4 6 8 7 8.Penillanuras (Zamora) 5 6 6 8 9.Camino de Santiago (Palencia) 6 4 4 6 10.La Nava (Palencia) 4 4 4 - 11.Tierra de Campiñas (Valladolid) 7 7 7 7 12.La Mancha Norte (Toledo) 3 3 3 3 13.La Mancha Norte (Cuenca) 7 7 8 8 14.Bonillo (Albacete) (2) 4 4 - 15.Este de Albacete (Albacete) 4 8 8 8 16.Llanos de Cáceres (Cáceres) 8 8 8 8 17.Talaván (Cáceres) - 3 3 - 18.Andalucía (Jaén-Córdoba) 8 - - - TOTAL 89 96 106 76

Patrones de distribución y abundancia de las especies de aves

Se detectó un total de 101 especies de aves en la época de reproducción en los

campos válidos de los tres años de estudio (Apéndice 1), una vez excluidas las especies

de alimentación casi exclusivamente aérea como golondrinas común y dáurica (Hirundo

rustica e H. daurica), aviones comunes (Delichon urbica), vencejos comunes (Apus

apus) y abejarucos europeos (Merops apiaster). La especie más ubicua fue la calandria

común Melanocorypha calandra, que se detectó en el 79% del total de campos válidos

(67-77% según los años; Apéndice 1), seguida de varias especies típicamente esteparias

según Suárez et al. (1997) como el triguero Miliaria calandra, la cogujada común

Galerida cristata, la terrera común Callandrela brachydactyla, la alondra común

Alauda arvensis, la perdiz roja Alectoris rufa y la codorniz Coturnix coturnix, presentes

en más del 30% de los campos analizados. Las frecuencias de aparición de las 101

especies se correlacionaron muy estrechamente entre años (rS=0,973, 0,985 y 0,989 para



2010-2011, 2010-2012 y 2011-2012, respectivamente; p<<0,0001). El resto de las 25

especies esteparias listadas por Suárez et al. (1997) fueron también detectadas a

excepción del camachuelo trompetero Bucanetes githagineus y la canastera europea

Glareola pratincola, con frecuencias variables aparentemente relacionadas con la

amplitud de la distribución de cada especie en España. Las mayores frecuencias

correspondieron a las especies de distribución amplia como las collalbas Oenanthe spp.,

avutarda Otis tarda y sisón Tetrax tetrax, intermedias para especies de distribución más

restringida como las gangas Pterocles spp. y la terrera marismeña C. rufescens, y muy

bajas para especies raras como la alondra ricotí Chersophilus duponti. Las comunidades

reproductoras de aves de los campos muestreados estuvieron claramente dominadas por

aves esteparias, tanto en términos de riqueza de especies (el 63,6±1,2% -ES- de las

especies detectadas en los tres años de estudio; datos referidos a aves totales en las áreas

de 12,5 ha) como de abundancia (el 74,6±1,7% de las aves detectadas).

Durante los veranos (julio-septiembre) de 2010 y 2011 se detectó un total de 105

especies en los campos válidos (Apéndice 2), una vez excluidas las especies

aeroplanctófagas de golondrinas (común y dáurica), aviones comunes y zapadores

Riparia riparia, vencejos comunes y abejarucos europeos. La especie más ubicua fue la

cogujada común, que se detectó en el 66% del total de campos válidos (64-69% según

los años; Apéndice 2), aunque la más abundante fue la calandria, con más de 16.000

aves censadas, segunda en ubicuidad. Las frecuencias de aparición de las 105 especies

se correlacionaron muy estrechamente entre años (rS=0,946; p<<0,0001). Al igual que

en la época de reproducción, las especies más ubicuas y abundantes fueron en general

especies típicamente esteparias, habiéndose detectado todas las especies listadas por

Suárez et al. (1997) a excepción del camachuelo trompetero y la canastera europea. Las

frecuencias de aparición siguieron un patrón similar al de la época de cría (rS=0,876

para las 117 especies detectadas entre la primavera y el verano de los tres años de

estudio, considerando las frecuencias medias para cada época, y rS=0,825 considerando

sólo las 24 especies esteparias; p<<0,0001). Las comunidades postreproductoras de aves

de los campos muestreados estuvieron dominadas por aves esteparias, igual que en

época de cría, tanto en términos de riqueza de especies (el 55,2±0,1% -ES- de las

especies detectadas en los dos años de estudio; datos referidos a aves totales en las áreas



de 12,5 ha) como de abundancia (el 66,3±0,1% de las aves detectadas). No obstante,

aparece también un número elevado de especies forestales en migración, así como

algunos individuos tempranos de especies invernantes en medios abiertos.

Durante el invierno de 2010-2011 se detectó un total de 70 especies en los

campos válidos (Apéndice 3), ninguna de ellas aeroplanctófaga. La especie más ubicua

fue la alondra común Alauda arvensis, detectada en el 85% del total de campos válidos,

que fue también la más abundante junto con la calandria y el pardillo común Carduelis

cannabina. Las especies más ubicuas y abundantes fueron en general especies

típicamente esteparias, junto con algunas especies reproductoras generalistas o

invernantes en medios abiertos como es el caso del pardillo común o el bisbita pratense

Anthus pratensis. Las comunidades invernantes de aves de los campos muestreados

estuvieron una vez más dominadas por aves esteparias, tanto en términos de riqueza de

especies (55,4±1,2%; Apéndice 3) como de abundancia (61,9±1,7% de las aves

detectadas). De hecho, las frecuencias de aparición de las especies esteparias siguieron

un patrón similar al de la época de cría, considerando tanto el total de las especies

(rS=0,730, n=24, p<<0,0001) como excluyendo las 11 estivales (rS=0,836, p=0,0003;

Figura 5).



Figura 5. Frecuencias medias de aparición en los campos de estudio en verano e invierno en relación con las frecuencias medias durante la época de cría. Círculos rellenos: aves esteparias (según Suárez et al. 1997; n=24); círculos vacíos: especies ligadas a medios abiertos, especialmente fuera de la época de cría (n=19; véase Apéndice 3); aspas: resto de especies detectadas (n=82). Se indican las especies más abundantes y ubicuas (véanse los Apéndices 1-3). Nótese la escala logarítmica de ambos ejes.

Alauda arvensisMelanocorypha calandraGalerida cristata

0

1

10

100

0 1 10 100

FRECUENCIA PRIMAVERAL (%)

FREC

UEN

CIA

EST

IVA

L (%

0

1

10

100

0 1 10 100

FRECUENCIA PRIMAVERAL (%)

FREC

UEN

CIA

INVE

RN

AL

(%

Alauda arvensis

Melanocorypha calandra

Chersophilus duponti

Carduelis cannabina

Carduelis cannabina

Galerida cristata

Oenanthe oenanthe

Oenanthe oenanthe

Asio flammeus Asio flammeus

Miliaria calandraMiliaria calandra



Efectividad ex-ante de las medidas analizadas

Para la evaluación ex-ante de la efectividad de las medidas en el periodo 2007-

2013 de manera comparable a la evaluación del periodo 2006-2010 realizada por Llusía

y Oñate (2005), fue necesario tener en cuenta dos cambios políticos relevantes entre

ambos periodos de programación. En primer lugar, tres de las 21 prácticas que podían

incorporarse como voluntarias en las medidas agroambientales de la programación

2000-2006 pasaron a ser en gran medida obligatorias a partir de 2005 al incorporarse a

los requisitos de condicionalidad como Buenas Prácticas Agrarias y Medioambientales

(Tabla 3; BOE 2004). En segundo lugar, la regulación para el periodo 2007-2013

permitió el desarrollo de prácticas regionales dirigidas a la adaptación de las medidas a

esta escala, en lugar de basarse en la elección de un subconjunto de prácticas sobre una

lista previa nacional. Este hecho ha motivado, por un lado, que algunas de las prácticas

evaluadas no sean exactamente iguales a las definidas por Llusía y Oñate (2005), al

requerirse una interpretación de su significado desde el punto de vista de los

requerimientos de las aves esteparias para establecer su equivalencia, y, por otro, que se

incluyan prácticas nuevas cuya interpretación en términos de adecuación requeriría una

nueva revisión exhaustiva de la bibliografía. Estas últimas prácticas no se incluirán, por

tanto, en la evaluación, del mismo modo que tampoco se evaluarán prácticas

potencialmente beneficiosas que son financiadas en la mayor parte de las regiones

mediante medidas agroambientales específicas, pero diferentes a las agroambientales

dirigidas a la conservación de las aves esteparias evaluadas en este estudio. Un ejemplo

es la medida agroambiental de ajuste del pastoreo en rastrojos establecida en Castilla-La

Mancha (DOCM 2010), diferente de la agroambiental para esteparias pero que en

muchos casos puede aplicarse en los mismos campos que esta última. Por otro lado, la

prohibición de cultivar las franjas perimetrales de los humedales debería ser una medida

obligatoria según la Directiva Marco del Agua, aunque aún no se haya hecho efectiva e

incluso algunas regiones tengan una medida específica para ello, como Castilla-La

Mancha (DOCM 2008), por lo que tampoco se ha considerado en este análisis. En total,

por tanto, se han eliminado de la evaluación 4 de las 21 prácticas analizadas por Llusia

y Oñate (2005).

La medidas analizadas difirieron significativamente en su efectividad potencial,

medida como el porcentaje de prácticas deseables que incorporaban en sus



prescripciones (Tabla 3; G25= 26,15, p=0,0001; interacción Aplicación x Región en el

modelo log-lineal ajustado a la tabla Región x Periodo de Programación x Aplicación x

Número de Prácticas, considerando las seis regiones con datos comparables para ambos

periodos: Cataluña, Navarra, Aragón –combinación de las tres variantes analizadas-,

Castilla y León, Castilla-La Mancha y Extremadura). Las medidas con mayor

efectividad potencial fueron las del programa de Cataluña, con un 59% de prácticas

incluidas, mientras que las de menor potencial fueron dos medidas aplicadas en Aragón

para promover el cultivo de leguminosas en secano, con sólo un 12% de prácticas

incluidas, aunque si se evalúa conjuntamente con la medida de mantenimiento de

rastrojo, con lo que es compatible, el resultado sería del 36%. La medida agroambiental

aplicada en Extremadura también presenta un grado de adecuación muy bajo, con sólo

un 18% de prácticas, dirigidas casi exclusivamente a la gestión de las superficies

cultivadas, y en particular del momento de la cosecha, con algunas limitaciones

adicionales a los laboreos durante el periodo de reproducción. Entre esos dos extremos,

Navarra presenta un esquema más equilibrado entre tipos de prácticas, y Castilla-La

Mancha y Castilla y León, con esquemas casi idénticos, pero más orientados a fomentar

las prácticas relacionadas con el uso del suelo, presentan valores de adecuación

potencial del 53, 41 y 47%, respectivamente (Tabla 3).

Finalmente, las dos medidas analizadas en Extremadura y Andalucía que no

fueron agroambientales propiamente dichas (es decir, derivadas del PDR regional y

gestionadas dentro de las ayudas de la PAC), presentaron valores de adecuación

también bajos (29 y 12 %; Tabla 3). Ambos programas consistieron en el fomento de

siembras de cereales y/o leguminosas y la práctica del barbecho, en una zona dominada

por pastizales herbáceos naturales en Extremadura y en una zona cerealista en

Andalucía. Ninguno de los programas incluyó un listado excluyente de prácticas

obligatorias, sino que los responsables de su gestión hicieron un seguimiento más

individualizado de las parcelas, haciendo recomendaciones específicas en cada caso. No

obstante, se asume para este estudio que, al menos, se garantiza que las labores de

cosecha no se realizaron en el periodo de reproducción de las especies.



Tabla 3. Efectividad ex-ante de las medidas agroambientales dirigidas a la conservación de las aves esteparias en cultivos de cereal de secano según regiones en las programaciones de 2000-2006 (Llusía y Oñate 2005) y 2007-2013 (este informe; veáse la Tabla 1). Programación 2000-2006 Programación 2007-2013 Regiona 1 2 3 4 5 6 7 1 2 3.1 3.2 3.3 4 5 6 6* 7* Areas de estudiob 1, 2 3, 4 5, 6 7 5, 6 8, 9, 10, 11 12, 13, 14, 15 17 16 18 Prácticas deseables (Llusía y Oñate 2005) Relativas al uso del suelo Mantener lindes entre campos y su vegetación + + + + Mantener el rastrojo en las parcelas para siembra + + + + + + Mantener el rastrojo en las parcelas para barbecho + + + + + + + + + Introducir barbechos de corto y medio plazo en la rotación + + + + + + + + + Introducir leguminosas grano y forrajeras en la rotación + + + + + + + + + + No utilizar variedades de cereal de ciclo corto + + No roturar pastizales permanentes Crear nuevas lindes entre campos o incrementar su anchura + + No cultivar las áreas perimetrales a los humedales Relativas a la gestión del cultivo No aplicar fitosanitarios sobre rastrojos o barbechos + + + + + + No cosechar durante la noche + + + + + + No usar semillas blindadas o sólo con productos de baja toxicidad + + + + + + Pastoreo de pastos permanentes, rastrojos y barbechos + + + + + + Emplear sólo productos de baja toxicidad (tipo AAA o AAB) + + + + + Retrasar la cosecha fuera del periodo de cría de las especies + + + + + + + + + + Reducir las dosis de fitosanitarios + + + Reducir las dosis de fertilizantes + + + Mantener en buen estado las tierras abandonadas + No labrar los barbechos durante el periodo reproductivo + + + + + Hacer dos siegas de leguminosas antes del periodo de cría Desbrozar mecánicamente las parcelas matorralizadas + +

EFECTIVIDAD EX ANTE (%)c 19 43 67 48 0 0 29 59 53 24 12 12 41 47 18 29 12



Otras prácticas (no evaluadas) Prohibición de todas las labores agropecuarias en épocas o lugares determinados + + + + + + + + + Incrementar la dosis habitual de siembra de semillas de cereal + + + + + Barbecho semillado con leguminosas + + + + + + Dejar paja sobre el terreno + + + + Pase de apero en rastrojos colindantes con terreno forestal + + Mantener rodales sin cultivar alrededor de los nidos de especies objetivo + + No recolectar todo el cereal + + + + Recolección con corte a mayor altura +

a 1: Cataluña; 2: Navarra; 3: Aragón (con tres variantes en 2007-2013); 4: Castilla y León; 5: Castilla-La Mancha; 6: Extremadura; 7: Andalucía. Los asteriscos indican medidas no estrictamente agroambientales, sino similares pero aplicadas como medidas compensatorias o experimentales. b Según la Tabla 2 c Calculada como el porcentaje sobre 21 prácticas posibles en 2000-2006 y sobre 17 prácticas en 2007-2013, ya que en este último periodo cuatro prácticas fueron obligatorias al incorporarse a la condicionalidad como buenas condiciones agrarias y medioambientales (negrita), y una debería serlo según la Directiva Marco de Aguas (cursiva).

La efectividad potencial cambió de manera marginalmente significativa entre periodos de programación (Tabla 3; G21= 3,72, p=0,054;

interacción Aplicación x Periodo de Programación en el modelo log-lineal ajustado a la tabla Región x Periodo de Programación x Aplicación x Número

de Prácticas), siendo ligeramente mayor en promedio en 2007-2013 que en 2000-2006. Este patrón general poco variable se debe sin embargo a cambios

significativos en regiones concretas en sentido tanto de aumento como de disminución, como indica la interacción altamente significativa entre

Aplicación, Región y Periodo (Tabla 3; G25= 19,78, p=0,001). La efectividad potencial aumentó entre periodos en Cataluña y Castilla-La Mancha

(χ21=4,15, p=0,042, y χ2

1=7,62, p=0,006, respectivamente), disminuyó en Aragón y Castilla y León (χ21=-6,80, p=0,009, y χ2

1=-3,60, p=0,050) y no varió

significativamente en Navarra y Extremadura (χ21=-0,80, p=0,371, y χ2

1=2,48, p=0,115). Si se excluyen Castilla-La Mancha y Extremadura del análisis,

dado que sus valores nulos para 2000-2006 se debieron a retrasos en su aplicación y no a deficiencias en su diseño, los resultados son más claros, con

ausencia de cambios entre periodos en promedio (G21= 0,04, p=0,847) pero debidos a cambios en distinto sentido según zonas (G2

1= 8,54, p=0,036):

mejoras en Cataluña (χ21=6,73, p=0,009) disminución en Aragón (χ2

1=-5,19, p=0,023) y ausencia de cambios en Navarra y Castilla y León (χ21=1,64,

p=0,200, y χ21=-1,46, p=0,227).



Dentro de las prácticas deseables, las que más se han adoptado como

compromisos en las medidas analizadas fueron el retraso de la cosecha fuera del periodo

de cría de las especies (80%) y la introducción de leguminosas, para grano y forrajeras,

en la rotación (70%), seguidos por la introducción de barbechos de corto y medio plazo

(60%) y el mantenimiento de rastrojos en estos barbechos (50%; Tabla 3). Las menos

adoptadas fueron las relativas al número de siegas de los cultivos de leguminosas (0%)

y a la reducción de dosis de fertilizantes y fitosanitarios (10%). En general, podría

decirse que hay un mayor peso global de las prácticas relativas al uso del suelo frente a

las de gestión, quizás derivado de una mayor dificultad de control (y un mayor rechazo

por parte de los agricultores) de estas últimas, especialmente en cuanto al uso de

agroquímicos (Oñate et al. 1998, Oñate 2005). Estas prácticas influyen sobre todo en la

conservación de los sustratos agrarios más seleccionados por las aves esteparias

(cultivos en crecimiento, campos de leguminosas y rastrojos), prestando menos atención

a efectos directos o indirectos sobre la mortalidad mediados por cosechas nocturnas o

productos tóxicos (Llusía y Oñate 2005, Concepción y Díaz 2010).

Aparte de las prácticas consideradas por Llusía y Oñate (2005), aparecen nuevos

compromisos de gestión que no se han considerado. Los más adoptados son las

prohibiciones de actividades agropecuarias en periodos concretos, supuestamente

relacionadas con el periodo de reproducción (50%), el incremento de la dosis habitual

de semillas de cereal y el barbecho semillado con leguminosas (30%). Las dos primeras

se podrían englobar dentro de prácticas deseables relacionadas con la gestión y la última

en las relacionadas con el uso. Estas prácticas se han aplicado con igual o mayor

frecuencia que muchas de las formalmente consideradas, y podrían también contribuir a

la conservación de las aves esteparias a través de mejoras en el hábitat o en la seguridad

y disponibilidad de alimento. No se han considerado formalmente siguiendo a Llusía y

Oñate (2005), aunque su inclusión probablemente no sesgaría los resultados, pues las

estimas de efectividad incluyéndolas hasta obtener un total de 26 prácticas deseables se

correlacionan muy estrechamente con las estimas basadas en 18 prácticas mostradas en

la Tabla 3 (r=0,941, p<<0,0001, n=10 medidas agroambientales).



Efectividad ex-post

Variaciones interanuales, temporales y entre zonas de estudio

Se analizó en primer lugar si existían variaciones interanuales en los efectos de la aplicación de medidas agroambientales, de la zona de estudio, y de su interacción. Los resultados (Tabla 4) mostraron que estos efectos fueron variables según tipos de aves (todas las especies o sólo esteparias), si se trataba de aves territoriales o no y, en menor medida, si se consideraba riqueza o abundancia (Tabla 4).

Tabla 4. Efectos del año de estudio sobre los efectos de la aplicación de medidas agroambientales en la riqueza de especies y la abundancia de aves en campos de cultivo de las 11 áreas con datos válidos para los tres años de estudio (véase la Tabla 2). Se muestra el valor de AICc (criterio de información de Akaike corregido) para los modelos mixtos generalizados que incluyeron y no incluyeron el año, así como el porcentaje de la varianza explicado por el año en el modelo que lo incluye. La columna de la derecha es la interpretación de los resultados (efectos significativos o no del año y su intensidad, en cada caso).

AICc DEL MODELO % VARIANZA

VARIABLE SIN AÑO CON AÑO ΔAICc (± ERROR TÍPICO) EFECTO EL AÑO

TODAS LAS ESPECIES RIQUEZA DE ESPECIES CAMPOS FOCALES, TERRITORIOS 869.61 839.56 30.05 22.2±11.1 SÍ, INTENSO CAMPOS AMPLIADOS, TERRITORIOS 695.47 630.89 64.58 16.3±7.8 SÍ, INTENSO CAMPOS FOCALES, TOTAL 492.14 478.47 13.66 2.0±1.2 SÍ, ESCASO CAMPOS AMPLIADOS, TOTAL 266.50 261.07 5.43 0.8±0.6 SÍ, ESCASO ABUNDANCIA CAMPOS FOCALES, TERRITORIOS 1370.40 986.90 383.50 43.6±19.7 SÍ, INTENSO CAMPOS AMPLIADOS, TERRITORIOS 1408.57 733.36 675.21 38.5±16.9 SÍ, INTENSO CAMPOS FOCALES, TOTAL 4320.18 3780.58 539.60 5.5±2.4 SÍ, ESCASO CAMPOS AMPLIADOS, TOTAL 4610.09 3658.22 951.87 8.5±3.7 SÍ, ESCASO AVES ESTEPARIAS RIQUEZA DE ESPECIES CAMPOS FOCALES, TERRITORIOS 648.41 868.65 -220.24 24.8±12.4 NO CAMPOS AMPLIADOS, TERRITORIOS 583.13 636.34 -53.21 18.2±8.8 NO CAMPOS FOCALES, TOTAL 431.84 470.97 -39.13 1.0±0.9 NO CAMPOS AMPLIADOS, TOTAL 289.69 322.46 -32.77 0.3±0.5 NO ABUNDANCIA

CAMPOS FOCALES, TERRITORIOS 1333.53 1009.29 324.24 43.7±19.7 SÍ, INTENSO CAMPOS AMPLIADOS, TERRITORIOS 1423.46 741.84 681.62 43.0±18.9 SÍ, INTENSO CAMPOS FOCALES, TOTAL 3841.83 3461.32 380.51 5.4±2.4 SÍ, ESCASO

CAMPOS AMPLIADOS, TOTAL 4224.11 3385.31 838.79 10.5±4.6 SÍ, ESCASO



En términos generales, las variaciones interanuales fueron mucho menores para

las aves esteparias que para el total de especies censadas, hasta el punto de no resultar

significativas para la riqueza de especies esteparias. Los efectos sobre riquezas y

abundancias de aves totales (territoriales y no territoriales) fueron en general poco

intensos (menos del 10% de la varianza explicado por el factor año) aún en los casos en

que resultaron estadísticamente significativos, mientras que los efectos sí fueron

intensos para el caso de las aves territoriales (entre el 15 y el 44% de la varianza

explicada), con la excepción de la riqueza de aves esteparias. La significación y la

intensidad de los efectos apenas variaron en función de la escala espacial (campos

focales frente a áreas ampliadas de 12,5 ha). Un patrón similar se observa al analizar los

datos para el periodo postreproductor (Tabla 5): efectos poco notorios sobre la riqueza

de especies, tanto totales como sólo esteparias, escasos efectos de la escala espacial

(campos focales frente a áreas ampliadas), y efectos notorios y significativos sobre la

abundancia de aves, tanto de todas las especies como sólo de aves esteparias.

Tabla 5. Efectos del año de estudio sobre los efectos de la aplicación de medidas agroambientales en la riqueza de especies y la abundancia de aves postreproductoras en campos de cultivo de las 15 áreas con datos válidos para los dos años de estudio (véase la Tabla 2). Se muestra el valor de AICc (criterio de información de Akaike corregido) para los modelos mixtos generalizados que incluyeron y no incluyeron el año, así como el porcentaje de la varianza explicado por el año en el modelo que lo incluye. La columna de la derecha es la interpretación de los resultados (efectos significativos o no del año y su intensidad, en cada caso).

AICc DEL MODELO % VARIANZA

VARIABLE SIN AÑO CON AÑO ΔAICc (± ERROR TÍPICO) EFECTO EL AÑO

TODAS LAS ESPECIES RIQUEZA DE ESPECIES CAMPOS FOCALES 211,20 478,47 -267,27 2.0±1.2 NO CAMPOS AMPLIADOS 266,50 204,30 62,20 1.3±0.8 SÍ, ESCASO ABUNDANCIA CAMPOS FOCALES 18338,11 14309,30 4028,81 26,6±9,8 SÍ, INTENSO CAMPOS AMPLIADOS 22544,23 16354,27 6189,97 30,1±11,0 SÍ, INTENSO AVES ESTEPARIAS RIQUEZA DE ESPECIES CAMPOS FOCALES 285,40 319,44 -34,04 0.3±0.7 NO CAMPOS AMPLIADOS 573,43 544,76 28,66 8.4±3.9 SÍ, ESCASO ABUNDANCIA CAMPOS FOCALES 15902,053 12888,033 3014,02 36,9±13,6 SÍ, INTENSO

CAMPOS AMPLIADOS 18095,107 14570,41 3524,70 34,4±12,6 SÍ, INTENSO



Los análisis realizados no permiten dilucidar si las diferencias interanuales se

deben a simples cambios en la abundancia general de las aves, sin afectar a la

efectividad de las medidas, o si por el contrario existen cambios en la efectividad entre

años en las mismas zonas de estudio (interacción entre año y aplicación de las medidas,

que no puede contrastarse al ser el primero un efecto aleatorio y el segundo un efecto

fijo; Zuur et al. 2009). Por esta razón se analizarán por separado los datos de cada año

de estudio, a fin de evaluar si hubo efectos interactivos o si estos efectos fueron

puramente aditivos y debidos a cambios generales en la abundancia de aves.

Efectividad general de las medidas agroambientales

Época de cría

Los resultados del ajuste de los modelos de estimación generalizada mostraron

un efecto global significativo de la aplicación de medidas agroambientales sobre la

riqueza y abundancia de aves reproductoras en los tres años de estudio, considerando

tanto a todas las especies como sólo a las esteparias, a todos los contactos como sólo al

número de territorios, y a los campos focales y zonas ampliadas a 12,5 ha (Apéndices 4-

6). Sólo 10 de las 48 comparaciones posibles entre campos con y sin medidas (21%)

mostraron resultados no significativos, y todas estas comparaciones no significativas

implicaron número de especies o abundancias de aves territoriales (dos en 2011 y todas

las de 2012). Todas las comparaciones, sin embargo, indicaron efectos positivos de la

medidas (mayores valores en los campos con medidas que en sus controles cultivados

del modo usual; Apéndices 4-6), con lo que la falta de significación estadística puede

atribuirse más a un efecto de potencia de la pruebas (menor variación en el número de

aves territoriales que en el de aves alimentándose, y menores variaciones en 2012 y, en

menor medida, 2011 que en 2010; Figura 6). Por tanto, puede concluirse que el

resultado obtenido por Kleijn et al. (2006) en 2003 sobre efectos significativos y

positivos de las medidas agroambientales sobre las aves de los cultivos de cereal de la

Mancha Norte se repite en promedio para el conjunto de España. Los efectos

interanuales detectados parecen deberse sobre todo a las menores abundancias y

riquezas globales medidas en 2011 y 2012 con respecto a 2010 (Figura 6), y no a

cambios entre años en la dirección (positiva o negativa) de estos efectos.



Figura 6. Diferencias en la riqueza media de especies y la abundancia media de aves esteparias, territoriales y totales, entre campos focales apareados a los que se aplicaron medidas agroambientales (barras grises) y controles cultivados de la manera habitual (barras vacías) en los tres años de estudio. Las líneas verticales indican los errores típicos de la media, y los asteriscos el nivel de significación estadística (n.s.: p>0,1 (*): p<0,1; *: p<0,05; ***: p<<0,001). Véanse Apéndices 4-6.

AVES ESTEPARIAS TERRITORIALES

AVES ESTEPARIAS TOTALES



Época postreproductora e invernada

Los resultados mostraron también un efecto global significativo de la aplicación

de medidas agroambientales sobre la riqueza y abundancia de aves esteparias tanto en la

época estival, postreproductora, como durante la invernada. No obstante, estos efectos

no fueron significativos en el caso de la riqueza de especies ni sobre la abundancia de

aves en zonas ampliadas a 12,5 ha áreas en el verano de 2011 (Apéndices 7 y 8; Figs. 7

y 8). Durante la invernada de 2010-2011 se encontró un efecto significativo y positivo a

la escala de las áreas ampliadas de 12,5 ha, y un efecto significativo pero negativo para

los campos focales. Este último hecho, junto con las interacciones significativas entre

zona de estudio y aplicación de las medidas, sugiere que en las zonas con tamaños de

campo menores de 12,5 ha las medidas habrían tenido un efecto negativo en invierno,

mientras que las zonas con campos mayores habrían tenido efectos positivos, un

resultado que pone de manifiesto la dependencia de la efectividad de las medidas de

factores que actúan a escala de paisaje.

Figura 7. Diferencias en la riqueza media de especies y la abundancia media de aves esteparias postreproductoras entre campos focales apareados a los que se aplicaron medidas agroambientales (barras grises) y controles cultivados de la manera habitual (barras vacías) en los veranos de 2010 y 2011. Las líneas verticales indican los errores típicos de la media, y los asteriscos el nivel de significación estadística (n.s.: p>0,1; *: p<0,05; **: p<0.01; ***: p<0,001). Véase Apéndice 7.

n.s. n.s. n.s.

*

** ***



Figura 8 .Diferencias en la riqueza media de especies y la abundancia media de aves esteparias invernantes entre campos focales apareados a los que se aplicaron medidas agroambientales (barras grises) y controles cultivados de la manera habitual (barras vacías) en el invierno de 2010-2011. Las líneas verticales indican los errores típicos de la media, y los asteriscos el nivel de significación estadística (n.s.: p>0,1; ***: p<<0,001). Véase Apéndice 8.

Los resultados globales obtenidos también indican que los efectos interanuales

significativos detectados en los análisis se debieron sobre todo a influencias de carácter

aditivo, mediadas por las diferencias entre años en la abundancia y riqueza medias, y no

a cambios sistemáticos, interactivos, en la dirección o intensidad de los efectos entre

años de estudio. Estos efectos interactivos se habrían manifestado en cambios

interanuales apreciables en las Figuras 7 y 8, que sin embargo muestran un patrón muy

similar entre años de estudio a pesar de las diferencia en las abundancias y riquezas

medias entre años.

Efectividad de la medidas agroambientales: variabilidad espacial

El análisis global de los resultados obtenidos hasta el momento muestra también

cambios significativos en la efectividad de las medidas sobre las aves reproductoras

entre zonas de estudio (interacciones significativas zona x medida en la mayor parte de

las comparaciones de los Apéndices 4-8). En general, estas diferencias entre zonas se

0

1

2

3

4

5

C A M P OF OC A L

A R EAA M P LIA D A

RIQUEZA DE ESPECIES

0

20

40

60

80

100

120

C A M P OF OC A L

A R EAA M P LIA D A

ABU

NDANCIA

n.s.

n.s.

***

***



refieren sobre todo a la abundancia global de todas las especies de aves, seguidas por la

abundancia de aves esteparias, la riqueza de todas las especies de aves y, en mucha

menor medida, la riqueza de aves esteparias. Los Apéndices 9-16 muestran los tamaños

de efecto de la aplicación de las medidas agroambientales según zonas de estudio, año,

periodo del ciclo vital de las aves y escala espacial (territorios-aves totales y campos

focales-áreas ampliadas).

Los tamaños de efecto variaron entre 16,17 y -7,70 para primavera (media: 1,40,

n=704 estimas). El rango para las riquezas de especies fue de entre 2,67 y -2,07 (media:

0,54; 352 estimas) y para las abundancias entre 16,17 y -7,70 (media: 2,25; 352

estimas). Las estimas de tamaños de efecto considerando a todas las especies de aves o

sólo a las esteparias estuvieron muy correlacionadas entre sí (r=0,775 y r=0,905 para la

riqueza y la abundancia, n=15 comparaciones, p<<0,0001 para n=15-18). También

estuvieron en general muy correlacionados los valores del tamaño del efecto a distintas

escalas (campos focales frente a áreas ampliadas de 12,5 ha, o aves territoriales frente a

aves totales), aunque fueron algo mayores para las abundancias que para las riquezas de

especies (Tabla 6). De este modo, en este informe nos centraremos en los resultados

obtenidos considerando aves esteparias, tanto territoriales como totales, en campos

focales, asumiendo que a) serán en términos generales válidos para otras escalas y tipos

de aves y b) son los más ajustados al objetivo de las medidas, esto es, la conservación

de las poblaciones de aves esteparias a escala de campo de cultivo.

Tabla 6. Correlaciones medias entre los valores del tamaño de efecto de las medidas agroambientales en época de cría a distintas escalas (campos focales frente a áreas ampliadas de 12,5 ha, o aves territoriales frente a aves totales; n=12 comparaciones en cada caso). Se muestran por separado los resultados para la riqueza y abundancia de aves totales o territoriales, y para los tres años de estudio.

2010 (n=16 áreas) 2011 (n=17) 2012 (n=11)

Variable r media p r media p r media p

Riqueza (todas las especies) 0,661 0,004 0,626 0,005 0,133 0,697 Abundancia (todas las especies) 0,862 <<0,0001 0,861 <<0,0001 0,533 0,091 Riqueza (aves esteparias) 0,575 0,016 0,317 0,200 0,397 0,227 Abundancia (aves esteparias) 0,880 <<0,0001 0,851 <<0,0001 0,597 0,052



De las 176 estimas de tamaño de efecto para aves esteparias en campos focales

durante la primavera en los tres años de estudio, 33 (19%) fueron negativas y el resto

(143, el 83%) fueron positivas. Entre las positivas, 37 (26%) fueron significativas

mientras que entre las negativas sólo 3 (9,0%) fueron significativas. En conjunto, por

tanto, el 92,5% de las estimas significativas fue positivo, lo que indica de nuevo que las

medidas agroambientales dirigidas a la conservación de las aves esteparias españolas

pueden considerarse en general efectivas (véase también Kleijn et al. 2006).

Hubo más efectos significativos para la abundancia que para la riqueza

(G21=40,03, p<<0,0001) y para las aves totales que para las territoriales (G2

1=18,86,

p<<0,0001; interacciones parámetro*significación y escala*significación en el ajuste de

modelos log-lineales a la tabla de contingencia generada por los factores parámetro

(riqueza/abundancia), escala (territoriales/totales), año (2010, 2011, 2012), signo

(positivo/negativo) y significación estadística (0,005<p<0,05)). Sin embargo, la

proporción de efectos significativos no varió entre años (G22=3,72, p=0,156; interacción

año*significación) ni entre signos (G21=0,53, p=0,467; interacción signo*significación),

y la proporción de efectos positivos no varió entre parámetros (G21=0,03, p=0,873;

interacción parámetro*signo), escalas (G21=0,07, p=0,784) o años (G2

2=0,52, p=0,770).

De este modo, el patrón de dirección de los efectos (mayoría de efectos positivos, pero

también algunos negativos; véase Kleijn y Sutherland 2003) no varió entre parámetros,

escalas o años. Hubo más efectos no significativos que significativos, variando esta

proporción entre escalas y parámetros pero no entre signos ni entre años, de manera que

el patrón de significación parece estar más relacionado con la potencia de la

comparación (variabilidad ligada al parámetro –mayor en abundancia- y a la escala –

mayor para totales que para territorios-).



Figura 9. Tamaños de efecto estandarizados para la efectividad de las medidas agroambientales (diferencia entre campos apareados con y sin medidas) para la riqueza y abundancia de aves esteparias territoriales y totales en campos focales de las 18 zonas de estudio muestreadas en las primaveras de 2010, 2011 y 2012, ordenadas de izquierda a derecha según efectos decrecientes en primavera 2010. Las líneas horizontales punteadas por encima y por debajo del valor cero indican los valores críticos para α=0,05 (t=±1,98), siendo por tanto significativos por encima y por debajo de estos valores (véanse las Apéndices 10, 12 y 14).



Figura 10. Tamaños de efecto estandarizados para la efectividad de las medidas agroambientales (diferencia entre campos apareados con y sin medidas) en las 17 zonas de estudio muestreadas en la primavera de 2010, los veranos de 2010 y 2011 y en el invierno 2010-2011, ordenadas de izquierda a derecha según efectos decrecientes en primavera de 2010. Los resultados se refieren a aves esteparias totales en campos focales. Las líneas horizontales punteadas por encima y por debajo del valor cero indican los valores críticos para α=0,05 (t=±1,98), siendo por tanto significativos por encima y por debajo de estos valores (véanse los Apéndices 15 y 16).

Para el periodo postreproductor no hubo ningún efecto de las medidas sobre la

riqueza de especies de aves esteparias (Apéndice 15). Para el caso de la abundancia, el

tamaño de efecto varió entre zonas entre 29,82 y -14,43, con un efecto medio positivo

(media: 1,07, n=64). En invierno tampoco hubo efecto sobre la riqueza (Apéndice 16), y

el tamaño medio de efecto sobre la abundancia de aves esteparias fue prácticamente

cero (media: -0,22, n=30), variando entre 18,73 y -11,64. Los tamaños de efecto se

correlacionaron positivamente entre escalas (campos focales y áreas ampliadas) en



verano (r=0,515 y 0,754, p=0,0489 y 0,001, n=15) pero no en invierno (r=0,164,

p=0,484, n=15). Los efectos fueron significativos en la mayor parte de las áreas en

verano (9 de 15 y 12 de 16 en 2010 y 2011, respectivamente; resultados referidos a los

campos focales), aunque en 2010 la proporción de efectos significativos negativos fue

igual que la de efecto positivos (5 de 15 en ambos casos) y en 2011 mucho menor (2 y 7

de 16, respectivamente; Figura 10). En invierno dominaron los efectos negativos, tanto

en total (6 de 15) como significativos (7 de 15 frente a 4 de 15; Figura 10).

No hubo relación entre los tamaños de efecto del verano de 2010 y el invierno

posterior (r=0,325, p=0,237, n=15, datos de los campos focales; Figura 10), ni entre la

primavera de 2010 y el verano (r=0,448, p=0,093, n=15, datos de aves totales en los

campos focales) o el invierno (r=0,406, p=0,133, n=15), pero sí hubo una correlación

negativa entre los dos veranos consecutivos (r=-0,680, p=0,005, n=15, datos de los

campos focales; Figura 10).

En resumen, la variación espacial en la efectividad de las medidas fue mayor en

verano y en invierno que en primavera, pero esta variación no se correlacionó

significativamente en el tiempo, de manera que las medidas que fueron efectivas en

primavera no tuvieron por qué serlo en verano o en invierno. El patrón general de

efectividad fue, sin embargo, similar: mayores efectos sobre la abundancia que sobre la

riqueza de especies, y mayoría de efectos positivos, en especial entre los significativos,

con la excepción del invierno, en que la mayoría de los efectos fueron negativos y

significativos.

Posibles causas de las variaciones espaciales en la efectividad de las medidas

Los casos a escala regional de ausencia de significación estadística o de efectos

significativos pero negativos, también encontrados en otras evaluaciones (Kleijn y

Sutherland 2003, Kleijn et al. 2006, Blomqvist et al. 2009, Gabriel et al. 2010, Princé et

al. 2012), pueden deberse a tres causas principales:

a) Variaciones en el diseño de las medidas, al considerar proporciones variables de

los requerimientos de hábitat de las especies de aves que se pretende proteger

(Llusia y Oñate 2005, Díaz et al. in prep.);



b) efectos de la riqueza regional de especies (Tscharntke et al. 2005) o de la

composición de las comunidades sobre la efectividad de las medidas (Filippi-

Cadaccioni et al. 2010, Concepción y Díaz 2011). Estos efectos no serían

relevantes en este caso, dada la dominancia de las aves esteparias en todas las

zonas de estudio; y

c) efectos a escala de paisaje no combatidos eficazmente por las medidas

agroambientales. Estos efectos pueden ser debidos a usos del paisaje distintos de

los agropecuarios, tales como grandes infraestructuras (López-Jamar et al. 2011,

Torres et al. 2011), a niveles insuficientes de acogida por parte de los

agricultores (Oñate et al. 1998), o a efectos no lineales del tamaño de los campos

de cultivo y de la proporción de hábitats no herbáceos y lindes con vegetación

seminatural en el paisaje sobre las comunidades de aves de los campos de

cultivo (Concepción et al. 2008, Concepción y Díaz 2011, Concepción et al. in

prep.).

Estructura del paisaje

La estructura del paisaje no difirió significativamente entre los campos de cada

par para ninguna de las variables consideradas (tamaño del campo focal, estimador de

efectos de fragmentación; longitud de lindes, estimador de conectividad; y proporción

de superficie cultivada, estimador –inverso- de disponibilidad de refugios y hábitats

alternativos; Concepción et al. 2008, 2012) en ninguno de los tres años de estudio

(Apéndice 17), ni en ninguna de las zonas de estudio, como muestra el hecho de que las

interacciones medidas x zona no fuesen significativas en ningún caso. Sin embargo, las

variables difirieron ampliamente entre zonas de estudio (Figs. 11-13). Estos resultados

demuestran, por un lado, que el apareamiento de los campos con y sin medidas con

respecto a su entorno paisajístico fue correcto y, por otro, que las zonas de estudio no

sólo difieren en el tipo de medidas que se aplican en ellas y en efectividad potencial y

real para la conservación de las aves esteparias, sino que también varían en aspectos

relevantes de su complejidad paisajística. Se aprecia un cierto gradiente norte-sur en la

abundancia de lindes, que disminuye hacia el sur con la excepción de la Zona Esteparia

de la Mancha Norte en Cuenca (Figura 14), campos en general grandes excepto en



Cataluña, Navarra y zonas concretas de Aragón y Castilla-La Macha, y predominio de

superficies cultivadas, con la excepción de Extremadura, con muchos pastizales

seminaturales, y Navarra y ciertas zonas de Aragón, donde abundan las estepas leñosas

naturales.

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000

1.SEGRIA

2.BELLM UNT

3.EL PLANO

4.RINCON DEL BU

5.BELCHITE

6.M ONEGRILLO

7.VISIEDO

8.PENILLANURAS

9.SANTIAGO

10.LA NAVA

11.CAM PIÑAS

12.M ANCHA TOLEDO

13.M ANCHA CUENCA

14.BONILLO

15.ALBACETE

16.LLANOS CACERES

17.TALAVAN

18.ANDALUCIA

LONGITUD DE LINDES (m)

Figura 11. Longitud media (±SE) de lindes con vegetación seminatural de más de 10 cm de anchura en círculos de 500 m centrados en los campos de estudio según zonas (ordenadas de norte a sur y de este a oeste) y aplicación o no de medidas agroambientales (barras grises y blancas, respectivamente). Véase la Tabla 2 para los tamaños de muestra.



Figura 12. Tamaño medio (±SE) de los campos focales según zonas (ordenadas de norte a sur y de este a oeste) y aplicación o no de medidas agroambientales (barras grises y blancas, respectivamente). Véase la Tabla 2 para los tamaños de muestra.

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

1.SEGRIA

2.BELLM UNT

3.EL PLANO

4.RINCON DEL BU

5.BELCHITE

6.M ONEGRILLO

7.VISIEDO

8.PENILLANURAS

9.SANTIAGO

10.LA NAVA

11.CAM PIÑAS

12.M ANCHA TOLEDO

13.M ANCHA CUENCA

14.BONILLO

15.ALBACETE

16.LLANOS CACERES

17.TALAVAN

18.ANDALUCIA

TAMAÑO DEL CAMPO FOCAL (ha)



Figura 13 Proporción media (±SE) de superficie cultivada en círculos de 500 m centrados en los campos de estudio según zonas (ordenadas de norte a sur y de este a oeste) y aplicación o no de medidas agroambientales (barras grises y blancas, respectivamente). Véase la Tabla 2 para los tamaños de muestra.

Efectos de las prácticas incorporadas y del paisaje sobre la efectividad

Los efectos de la proporción de requerimientos de la aves esteparias considerado

por las medidas y el entorno paisajístico sobre la efectividad de las medidas se

analizaron mediante modelos mixtos generalizados similares a los empleados para

analizar las variaciones espaciales y temporales de la efectividad, pero incorporando la

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

1.SEGRIA

2.BELLM UNT

3.EL PLANO

4.RINCON DEL BU

5.BELCHITE

6.M ONEGRILLO

7.VISIEDO

8.PENILLANURAS

9.SANTIAGO

10.LA NAVA

11.CAM PIÑAS

12.M ANCHA TOLEDO

13.M ANCHA CUENCA

14.BONILLO

15.ALBACETE

16.LLANOS CACERES

17.TALAVAN

18.ANDALUCIA

SUPERFICIE CULTIVADA (%)



proporción de requerimientos considerados y el paisaje como covariables, y

contrastando las interacciones entre estas covariables y la aplicación de medidas. La

proporción de requerimientos considerados, o efectividad potencial de las medidas, se

estimó como el porcentaje de prácticas deseables según Llusía y Oñate (2003) que

incorporaba la medida aplicada en cada par de campos (Tabla 3). Las variables de

paisaje consideradas fueron el tamaño del campo focal, estimador de efectos de

fragmentación; la longitud de franjas de vegetación seminatural de más de 10 cm de

anchura en un radio de 500 m en torno al centro de estos campos, estimador de

conectividad; y la proporción de superficie cultivada en círculos de 500 m de radio

centrados en los campos focales, estimador de disponibilidad de refugios y hábitats

alternativos (véase Figs. 11-13 y Concepción et al. 2008, 2012). Las variables se

normalizaron mediante transformación raíz cuadrada (longitud de lindes), logarítmica

(tamaño del campo focal) o angular (proporción de prácticas deseables y de terreno

cultivado en torno a los campos focales; Zar 2010), pues los modelos con las variables

transformadas presentaron un mejor ajuste (menor valor de AICc) que los modelos

equivalentes con las variables sin transformar (datos no mostrados).

Los resultados muestran efectos interactivos significativos del tamaño de los

campos focales sobre la efectividad de las medidas agroambientales para aumentar la

riqueza de especies esteparias en los tres años de estudio (Apéndice 18), de manera que

las riquezas de especies fueron mayores en los campos con medidas que en los controles

apareados, pero la diferencia disminuyó a medida que aumentaba el tamaño de los

campos focales (Figura 14). El efecto significativo de la aplicación de las medidas

detectado sin considerar los efectos de las covariantes desaparece al incorporarlas en los

modelos (Apéndice 18), lo cual demuestra que los efectos de estas covariantes, en este

caso el tamaño de campo, explican la variabilidad observada en la efectividad.



TAMAÑO DEL CAMPO FOCAL (ha, Log10)

RIQ

UE

ZA D

E E

SP

EC

IES

TE

RR

ITO

RIA

LES

-0.2 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.20

2

4

6

8

10CAMPOS CONTROLCAMPOS CON MEDIDAS


RIQ

UE

ZA D

E E

SP

EC

IES

TO

TALE

S

-0.2 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.20

2

4

6

8

10

Figura 14. Relaciones entre el tamaño de los campos focales y la riqueza de especies de aves esteparias territoriales (arriba) y totales (abajo) durante la época de cría en los campos control y con medidas ambientales durante los tres años de estudio.




ABU

ND

ANC

IA (T

OD

AS L

AS A

VES)

-0.2 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.20

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

CAMPOS CONTROLCAMPOS CON MEDIDAS


ABU

ND

ANC

IA (A

VES

TER

RIT

OR

IALE

S)

-0.2 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.20

5

10

15

20

25

30

35


Figura 15. Relaciones entre el tamaño de los campos focales y la abundancia de aves esteparias territoriales (arriba) y totales (abajo) durante la época de cría en los campos control y con medidas ambientales durante los tres años de estudio.



Los efectos interactivos sobre la efectividad de las medidas para aumentar la

abundancia de aves esteparias fueron más variables. Se detectó un efecto general del

tamaño de los campos focales sobre la abundancia de aves y sobre la efectividad de las

medidas para el incremento de esta abundancia, similar al encontrado para la riqueza de

especies (Apéndice 18 y Figura 15). La abundancia de aves aumentó con el tamaño del

campo focal tanto en los campos controles como en los campo con medidas, pero la

efectividad de las medidas disminuyó con el tamaño del campo. Se detectaron también

efectos de la efectividad potencial de las medidas sobre el total de aves esteparias en

2010 y en 2012, así como efectos de la abundancia de lindes en 2010 y de la proporción

de superficie cultivada en los tres años de estudio. Estas tres últimas variables, sin

embargo, no influyeron en la abundancia de aves territoriales.

El efecto de la proporción de prácticas con efectos potencialmente beneficiosos

para las aves tuvo un efecto significativo, aunque negativo, sobre la efectividad de las

medidas (Apéndice 18 y Figura 16). La abundancia de aves totales en los campos

focales disminuyó en los campos con medidas en relación con la proporción de

prácticas agrícolas potencialmente beneficiosas para las aves esteparias según Llusía y

Oñate (2003), mientras que la abundancia en los campos control no estuvo relacionada

con las medidas aplicadas en los campos apareados (Figura 16). Este resultado pone de

manifiesto que la proporción de prácticas incorporadas sobre una lista previa puede no

ser un buen indicador del grado de extensificación (o ‘ecological contrasts’ según Kleijn

et al. 2011) que se alcanza aplicando las medidas, y al que responderían las aves

esteparias. Por un lado, las distintas prácticas pueden tener efectos de intensidad muy

diferente sobre el grado de extensificación, de manera que no sea la cantidad de

prácticas, sino su naturaleza, lo que determine su efecto sobre las aves. Por otro, puede

que el efecto del número de prácticas incorporadas no sea lineal, sino fuertemente no

lineal, con umbrales de grado de extensificación por debajo y por encima de los cuales

no haya respuesta (Kleijn et al. 2009, Concepción et al. 2012). Finalmente, puede haber

una combinación de ambos procesos, con conjuntos reducidos de prácticas necesarias

para que haya efectos y otras que pueden aumentarlos, o no, una vez que este conjunto

se haya aplicado. Idealmente, la elección entre estas alternativas requeriría experimentos

en los que se aplicasen unas u otras prácticas en campos con controles adecuados según

diseños factoriales, midiendo a continuación la respuesta de las aves, algo que



logísticamente puede ser complejo de ejecutar dado el gran número de prácticas, y sus

combinaciones potenciales, a ensayar. Como alternativa se pueden emplear métodos de

análisis basados en regresiones logísticas o pruebas binomiales que consideren el efecto

de la presencia-ausencia de cada práctica en la diferencia de abundancia entre campos

apareados con y sin medidas. Estos análisis, complejos en su diseño y ejecución, se

realizarán en breve a partir de las bases de datos generadas por el proyecto, en

colaboración con expertos en el análisis de este tipo de diseños.

Figura 16. Relaciones entre la proporción de prácticas agrícolas que tendrían en cuenta los requerimientos de las aves esteparias (según Llusía y Oñate 2003) y la abundancia de aves esteparias totales (territoriales y no territoriales) durante la época de cría en los campos control y con medidas ambientales en los años 2010 y 2012.

PROPORCIÓN DE PRÁCTICAS INCORPORADAS (%, arcoseno)

AB

UN

DA

NC

IA (T

OD

AS

LA

S A

VE

S)

0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.90

20

40

60

80

100

120

140

160




La abundancia de lindes en torno a los campos focales tuvo un efecto negativo

sobre la abundancia de aves esteparias, tanto en los campos con medidas como en los

campos control, pero su efecto fue positivo sobre la efectividad de las medidas, pues la

abundancia disminuyó más rápidamente con el aumento de la lindes en los campos

controles que en los campos con medidas (Apéndice 18 y Figura 17). Las lindes pueden

aumentar la conectividad en los paisajes agrícolas, especialmente para organismos con

baja capacidad de dispersión (Concepción et al. 2008, 2012), pero pueden actuar

también como fuente de depredadores o en general de riesgos para las aves

especializadas en medios abiertos, como son las aves esteparias (Díaz y Tellería 1994,

Concepción y Díaz 2010, 2011). La aplicación de medidas compensaría más estos

efectos en los paisajes con más lindes que en los más simples, siguiendo un patrón

opuesto al encontrado hasta ahora, de moderación en lugar de aumento de la efectividad

en paisajes más complejos (Tchscharnke et al. 2005). El aumento de lindes podría

aumentar la eficiencia de las medidas si aumenta la capacidad de las aves de colonizar

los campos con medidas, bien como elementos que aumentan la conectividad del paisaje

(Concepción et al. 2008, 2012), o bien como elementos requeridos por las aves como

hábitats complementarios desde los que poder explotar los campos de cultivo (Casas et

al. 2009, Casas y Viñuela 2010).



LONGITUD DE LINDES CON VEGETACION SEMINATURAL (m, raíz cuadrada)

AB

UN

DAN

CIA

(TO

DA

S LA

S A

VES

)

0 20 40 60 80 100 120 1400

20

40

60

80

100

120

140

160


Figura 17. Relaciones entre la longitud de lindes con vegetación seminatural en torno a los campos focales y la abundancia de aves esteparias totales (territoriales y no territoriales) durante la época de cría en los campos control y con medidas ambientales en el año 2010.

Un modo de distinguir entre ambas hipótesis sería comparar las respuestas de las

aves esteparias a la abundancia de lindes según su tamaño corporal; se esperaría que las

aves pequeñas y medianas, que se alimentan en los campos de cultivo pero nidifican en

las lindes (Casas et al. 2009, Casas y Viñuela 2010), mantuviesen estas respuestas

interactivas, mientras que para las aves grandes las respuestas a las lindes y las medidas

serían puramente aditivas (Concepción y Díaz 2011). Igualmente, se esperaría que las

respuestas interactivas fuesen más intensas para las especies no esteparias, más

dependientes de las lindes de modo positivo, y entre ellas de las ecotónicas que se

alimentan en el suelo pero crían en árboles, arbustos u otras estructuras generalmente

ligadas a las lindes y zonas no cultivadas del paisaje agrícola (Concepción y Díaz 2010).

La proporción de superficie cultivada en torno a los campos focales tuvo

también efectos negativos sobre la abundancia de aves esteparias, pero efectos positivos



sobre la efectividad de las medidas agroambientales (Apéndice 18 y Figura 18). De

hecho, no hubo efectos de estas medidas hasta no superarse un umbral de superficie

cultivada en torno a los campos focales en torno al 9% (Figura 18), aumentando a partir

de este valor la efectividad en el incremento de la abundancia a pesar de que la

abundancia media disminuyese con la proporción de superficie cultivada. Estos

umbrales de en tono al 10% son llamativamente similares a los encontrados en otros

trabajos realizados en Europa central y occidental, aunque con un patrón opuesto: se

encuentra que las medidas empiezan a ser eficaces en paisajes con al menos un 10% de

hábitats seminaturales no cultivados (revisión en Tscharntke et al. 2012), hecho que se

atribuye a efectos de fragmentación. En estas zonas, la mayoría de las especies de aves

ligadas a medios agrarios son en realidad especies ecotónicas que dependen de estos

medios seminaturales para colonizar los cultivos, mientras que en nuestras zonas de

estudio las especies focales son aves esteparias especializadas en la explotación de

medios abiertos, que por tanto dependen de un mínimo de superficie abierta, cultivada,

para colonizar estos medios. El patrón sería pues aparentemente opuesto, aunque le

proceso sería el mismo: necesidad de un umbral mínimo de hábitat favorable para que

las medidas puedan tener efecto, y aumento de la efectividad con el aumento de la

superficie de hábitat favorable. En cuanto al efecto negativo de la superficie cultivada

sobre la abundancia, probablemente venga mediado por la naturaleza de estos cultivos y

su diversidad interna de usos. Pensamos que el incremento de la superficie cultivada

puede estar asociado con la uniformización de los cultivos, o el aumento de cultivos no

favorables paras las aves esteparias, como son los cultivos leñosos de olivo, vid y

frutales. Es necesario por tanto analizar no sólo la superficie cultivada sino su

composición en términos de diversidad y naturaleza. De hecho, algunas de las medidas

analizadas lo que buscan es aumentar las diversidad de usos del suelo a escala local.

Disponemos de datos parciales para el año 2012 con los que se pueden analizar estas

relaciones, siendo la hipótesis de partida que el efecto de la superficie cultivada debería

ser positivo en lugar de negativo al considerar sólo los cultivos herbáceos, y que debe

haber un efecto positivo de la diversidad de cultivos herbáceos tanto sobre la

abundancia de aves como sobre la efectividad de la medidas agroambientales.



SUPERFICIE CULTIVADA (%, arcoseno)

AB

UN

DA

NC

IA (T

OD

AS

LA

S A

VE

S)

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.80

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260


Figura 18. Relaciones entre la proporción de superficie cultivada en torno a los campos focales y la abundancia de aves esteparias totales (territoriales y no territoriales) durante la época de cría en los campos control y con medidas ambientales durante los tres años de estudio.



Resumen y conclusiones

En resumen, este trabajo demuestra que las medidas agroambientales aplicadas

en España para la conservación de las aves esteparias en cultivos de cereal extensivo

tienen un efecto general positivo tanto sobre la riqueza como sobre la abundancia de

estas aves durante la época de cría. Los efectos son en general más variados, incluyendo

efectos negativos, durante la época postreproductora y, sobre todo, durante la invernada.

En todas las épocas se encontró una importante variación espacial en la efectividad de

las medidas y, en mucha menor medida, variaciones entre años aparentemente debidas

a efectos aditivos de las condiciones climáticas generales.

El diseño de las medidas, estimado como el número de prácticas agrícolas con

resultados potencialmente beneficiosos para los requerimientos de hábitat de las aves

esteparias, tuvo un efecto escaso o incluso negativo sobre la variación en la efectividad

durante la época de reproducción. Es probable que la estima de la efectividad potencial

de las medidas en función del número de prácticas sea incorrecta, siendo necesario

analizar en más detalle la naturaleza de las prácticas incorporadas y posibles efectos no

lineales de parte de ellas. Los factores paisajísticos sí influyeron sobre las aves y la

efectividad de las medidas. Para el caso de la riqueza, el efecto de las medidas fue

pequeño y vino mediado sobre todo por los efectos del tamaño de los campos de

cultivo, cuyo aumento favorece el aumento de la riqueza local pero disminuye la

efectividad de las medidas también a escala local. Para el caso de la abundancia, a estos

efectos generalizados del tamaño de los campos focales se añaden efectos de la longitud

de lindes y de la proporción de superficie cultivada, que en general incrementan la

efectividad de las medidas sobre las aves no territoriales pero no sobre las no

territoriales. Existió además un efecto general positivo de las medidas, independiente de

su diseño y del contexto paisajístico, sobre la abundancia de aves esteparias en las zonas

analizadas. Estos resultados podrán sugerir que el efecto de las medidas sobre la

abundancia sería básicamente de atracción temporal de las aves a los campos con

medidas, sin demostrar por tanto efectos sobre las poblaciones de estas aves a escala

mayor (Kleijn et al. 2011).

El análisis de esta hipótesis, de las bases causales de los efectos paisajísticos y

de diseño encontrados, y de los efectos paisajísticos sobre los resultados de la época



postreproductora e invernal, son necesarios para acabar de completar la interpretación

de los resultados obtenidos y desarrollar recomendaciones de gestión basadas en ellos.

Todos estos análisis se encuentran en la actualidad en curso, una vez completadas las

bases de datos necesarias para su correcta ejecución e interpretación.

Agradecimientos

Carlos Martín supervisó la elección de pares de campos en las 18 áreas de estudio. Los

técnicos de campo realizaron los censos en que se basan todos los análisis presentados

aquí y los transcribieron a mapas resumen para cada especie y campo de estudio. Oscar

Magaña extrajo de estos mapas los datos de números de aves y número de territorios por

especie para la temporada de 2011 y gran parte de la de 2010. Este trabajo se financió a

través del convenio entre la Sociedad Española de Ornitología (SEO/BirdLife) y el

CSIC “Sembramos naturaleza”: evaluación y fomento de las medidas agroambientales

para conservación de las aves esteparias en la programación 2007-2013.

Bibliografía

Bibby, C., Burgess, N. D. & Hill, D. (1992). Bird census techniques. Cambridge

University Press, Cambridge.

Blomqvist, M.M., Tamisb, W.M. & de Snoo, G.R. (2009). No improvement of plant

biodiversity in ditch banks after a decade of agri-environment schemes. Basic and

Applied Ecology 10, 368–378.

BOE 2004. Real Decreto 2352/2004 de 23 de diciembre, sobre la aplicación de la

condicionalidad en relación con las ayudas directas en el marco de la política

agrícola común. Boletín Oficial del Estado (BOE) 309, 41690-41698.

Bota, G., Morales, M. B., Mañosa, S. & Camprodon, J. (2005) Ecology and

conservation of steppe-land birds. Lynx Ed. & Centre Tecnològic Forestal de

Catalunya, Barcelona.

Burnham K.P. & Anderson, D.R. (1998). Model selection and inference: a practical

information-theoretic approach. Springer-Verlag, New York.



Casas, F., Mougeot, F., Viñuela, J. & Bretagnolle, V. (2009). Effects of hunting on the

behaviour and spatial distribution of farmland birds: importance of hunting-free

refuges in agricultural areas. Animal Conservation 12, 346–354.

Casas, F. & Viñuela, J. (2010). Agricultural practices or game management: which is

the key to improve red-legged partridge nesting success in agricultural

landscapes? Environmental Conservation 37, 177–186.

Concepción, E.D. & Díaz, M. (2010). Relative effects of field- and landscape-scale

intensification on farmland bird diversity in Mediterranean dry cereal croplands.

Aspects of Applied Biology 100, 245–252.

Concepción, E.D. & Díaz, M. (2011). Field, landscape and regional effects of farmland

management on specialist open-land birds: does body size matter? Agriculture,

Ecosystems and Environment 142, 303–310.

Concepción, E.D., Díaz, M. & Baquero, R.A. (2008). Effects of landscape complexity

on the ecological effectiveness of agri-environment schemes. Landscape Ecology

23, 135-148.

Concepción, E.D., Díaz, M., Kleijn, D., Báldi, A., Batáry, P., Clough, Y., Gabriel, D.,

Herzog, F., Holzschuh, A., Knop, E., Marshall, J.P., Tscharntke, T. & Verhulst, J.

(2012). Interactive effects of landscape context constrains the effectiveness of

local agri-environmental management. Journal of Applied Ecology 49, 695-705.

Concepción, E.D., Díaz, M., Carricondo, A. & Cortés, Y. (en prep.). Effects of

landscape complexity on the ecological effectiveness of Spanish agri-environment

schemes for steppic bird conservation.

Díaz, M., Asensio, B. & Tellería, J.L. (1996). Aves Ibéricas. I. No paseriformes. J.M.

Reyero, Madrid.

Díaz, M., Baquero, R.A., Carricondo, A., Fernández, F., García, J. & Yela, J.L. (2006a).

Bases ecológicas para la definición de las prácticas agrarias compatibles con las

Directivas de Aves y de Hábitats. Convenio Ministerio de Medio Ambiente-

Universidad de Castilla-La Mancha. Informe inédito.

http://www.magrama.gob.es/imagenes/es/0904712280022594_tcm7-19544.pdf

Díaz, M., Concepción, E.D. & Baquero, R.A. (2006b). Direct and indirect methods for

the design and evaluation of European agri-environment schemes. Journal of

Ornithology 147 (suppl. 1), 156-157.



Díaz, M., Concepción, E.D., Carricondo, A. & Cortés, Y. (en prep.). Direct and indirect

methods for assesing the ecological effectiveness of Spanish agri-environment

schemes for steppic bird conservation.

Díaz, M. & Tellería, J.L. (1994). Predicting the effects of agricultural changes in central

Spain croplands on seed eating overwintering birds. Agriculture, Ecosystems and

Environment 49, 289–298.

DOCM (2008). Orden de 10/01/08, de la Consejería de Agricultura, por la que se

establecen las bases reguladoras de la concesión de ayudas en materia de

medidas agroambientales en le marco del programa de Desarrollo Rural para

Castilla-La Mancha 2007-2013. Diario Oficial de Castilla-La Mancha (DOCM)

14, 986-993.

DOCM (2010). Orden de 16/02/2010, de la Consejería de Agricultura y Desarrollo

Rural, de bases reguladoras para la concesión de subvenciones para la aplicación

de las medidas agroambientales en el marco del Programa de Desarrollo Rural

para Castilla-La Mancha 2007/2013. Diario Oficial de Castilla-La Mancha

(DOCM) 40, 9633-9660.

Donald, P. F. & Evans, A. D. (2006). Habitat connectivity and matrix restoration: the

wider implications of agri-environment schemes. Journal of Applied Ecology 43,

209–218.

Donald, P. F., Green, R. E. & Heath, M. F. (2001). Agriculture intensification and the

collapse of Europe’s farmland bird populations. Proceedings of The Royal Society

of London. Series B 268, 25–29.

Filippi-Cadaccioni, O., Devictor, V., Bas, Y. & Julliard, R. (2010). Toward more

concern for specialisation and less for species diversity in conserving farmland

biodiversity. Biological Conservation 143, 1493–1500.

Gabriel, D., Sait, S.M., Hodgson, J.A., Schmutz, U., Kunin, W.E. & Benton, T.G.

(2010). Scale matters: the impact of organic farming on biodiversity at different

spatial scales. Ecology Letters 13, 858–869.

Kleijn, D., Baquero, R.A., Clough, Y., Díaz, M., De Esteban, J., Fernández, F., Gabriel,

D., Herzog, F., Holzschuh, A., Jöhl, R., Knop, E., Kruess, A., Marshall, E. J. P.,

Steffan-Dewenter, I., Tscharntke, T., Verhulst, J., West, T. M. & Yela, J. L.



(2006). Mixed biodiversity benefits of agri-environment schemes in five European

countries. Ecology Letters 9, 243–254.

Kleijn, D., Berendse, F., Smit, R. & Gilissen, N. (2001). Agri-environment schemes do

not effectively protect biodiversity in Dutch agricultural landscapes. Nature 413,

723–725.

Kleijn, D., Rundlöf, M., Scheper, J., Smith, H.G. & Tscharntke, T. (2011). Does

conservation on farmland contribute to halting the biodiversity decline? Trends in

Ecology & Evolution, 26, 474-781.

Kleijn, D. & Sutherland, W.J. (2003). How effective are European agri-environment

schemes in conserving and promoting biodiversity? Journal of Applied Ecology,

40, 947–969.

López-Jamar, J., Casas, F., Díaz, M. & Morales, M. B. (2011). Local differences in

habitatnselection by Great Bustards Otis tarda in changing agricultural

landscapes: implications for farmland bird conservation. Bird Conservation

International 21, 328-341.

Llusia, D. & Oñate, J.J. (2005). Are the conservation requirements of pseudo-steppe

birds adequately covered by Spanish agri-environmental schemes? An ex-ante

assessment. Ardeola 52, 31-42.

Martín, C.A., Martínez, C., Bautista, L.M. & Martín, B. (2012). Population increase of

the great bustard Otis tarda in its main distribuiton area in relation to changes in

farming practice. Ardeola 59, 31-42.

Oñate, J.J. (2005). A reformed CAP? Opportunities and threats for the conservation of

steppe-birds and the agri-environment. En: Bota, G., Morales, M.B., Mañosa, S. y

Camprodon, J. (Eds.) Ecology and Conservation of Steppe-land Birds, pp. 253-

282. Lynx Edicions, Barcelona

Oñate, J. J., Malo, J. E., Suárez, F. & Peco, B. (1998). Regional and environmental

aspects in the implementation of Spanish agri-environmental schemes. Journal

of Environmental Management 52, 227–240.

Peach, W. J., Lovett, L. J., Wotton, S. R. & Jeffs, C. (2001). Countryside Stewardship

delivers cirl buntings Emberiza cirlus in Devon, UK. Biological Conservation

101, 361–373.



Princé, K., Moussus, J.P. & Jiguet, F. (2012). Mixed effectiveness of French agri-

environment schemes for nationwide farmland bird conservation. Agriculture,

Ecosystems and Environment 149, 74-79.

Suárez, F., Naveso, M.A. & de Juana, E. (1997). Farming in the drylands of Spain: birds

of the pseudosteppes. En: Farming and birds in Europe: The Common

Agricultural Policy and its implications for bird conservation. D. Pain y M.

Pienkowski (eds.), pp. 297-330. Academic Press, London.

Tellería, J.L., Asensio, B. & Díaz, M. (1999). Aves Ibéricas. II. Paseriformes. J.M.

Reyero, Madrid.

Tilman, D., Fargione, J., Wolff, B., D’Antonio, C., Dobson, A., Howarth, R., Schindler,

D., Schlesinger, W. H., Simberloff, D. & Swackhamer, D. (2001) Forecasting

agriculturally driven global environmental change. Science 292, 281–284.

Torres, A., Palacín, C., Seoane, J. & Alonso, J. C. (2011). Assessing the effects of a

highway on a threatened species using Before-During-After and Before-During-

After-Control-Impact designs. Biological Conservation 144, 2223–2232.

Tscharntke, T., Klein, A.-M., Kruess, A., Steffan-Dewenter, I. & Thies, C. (2005).

Landscape perspectives on agricultural intensification and biodiversity–

ecosystem service management. Ecology Letters 8, 857–874.

Tscharntke, T., Tylianakis, J.M., Rand, T.A., Didham, R.K., Fahrig, L., Batáry, P.,

Bengtsson, J., Clough, Y., Crist, T.O., Dormann, C.F., Ewers, R.M., Fründ, J.,

Holt, R.D, Holzschuh, A., Klein, A.M., Kleijn, D., Kremen, C., Landis, D.A.,

Laurance, W., Lindenmayer, D., Scherber, C., Sodhi, N., Steffan-Dewenter, I.,

Thies, C., van der Putten, W.H. & Westphal C. (2012). Landscape moderation of

biodiversity patterns and processes - eight hypotheses. Biological Reviews 87,

661-685.

Viada, C. (1998) Áreas Importantes para las Aves en España, 2nd ed. SEO/BirdLife,

Madrid.

Whittingham, M. J. (2007). Will agri-environment schemes deliver substantial

biodiversity gain, and if not why not? Journal of Applied Ecology, 44, 1–5.



Zar, J.H. (2010). Biostatistical Analysis, 5th edition. Pearson, Illinois.

Zuur, A.F., Ieno, E.N., Walker, N.J., Saveliev, A.A. & Smith, G.M. (2009). Mixed

effects models and extensions in Ecology with R. Springer, New York.



APÉNDICE 1. Especies de aves detectadas en los campos validos en las temporadas de cría de 2010, 2011, 2012 y en el total de los tres años de estudio, ordenadas en función del porcentaje de los campos en que se detectó cada una. El número de campos válidos en cada año se muestra en la Tabla 2. En negrita se indican las especies esteparias según Suárez et al. (1997). Los resultados se refieren a aves totales en las zonas ampliadas de 12,5 ha en torno a los campos focales, censadas en cuatro visitas por campo realizadas entre los meses de abril y junio de cada año de estudio.

2010 2011 2012 Total

Especie No. Campos % No. Campos % No. Campos % No. Campos %

Melanocorypha calandra 138 76,7 148 77,1 129 67,2 415 79,2Miliaria calandra 127 70,6 130 67,7 101 52,6 358 68,3Galerida cristata 95 52,8 121 63,0 80 41,7 296 56,5Callandrela brachydactyla 91 50,6 90 46,9 75 39,1 256 48,9Alauda arvensis 79 43,9 71 37,0 55 28,6 205 39,1Alectoris rufa 66 36,7 68 35,4 48 25,0 182 34,7Coturnix coturnix 59 32,8 60 31,3 32 16,7 151 28,8Carduelis cannabina 37 20,6 52 27,1 48 25,0 137 26,1Galerida theklae 41 22,8 48 25,0 35 18,2 124 23,7Oenanthe oenanthe 52 28,9 58 30,2 2 1,0 112 21,4Falco tinnunculus 28 15,6 46 24,0 33 17,2 107 20,4Upupa epos 30 16,7 40 20,8 31 16,1 101 19,3Oenanthe hispanica 33 18,3 40 20,8 26 13,5 99 18,9Pica pica 28 15,6 35 18,2 35 18,2 98 18,7Anthus campestris 25 13,9 43 22,4 28 14,6 96 18,3Otis tarda 34 18,9 23 12,0 34 17,7 91 17,4Circus pygargus 38 21,1 29 15,1 22 11,5 89 17,0Tetrax tetrax 37 20,6 27 14,1 25 13,0 89 17,0Columba palumbus 32 17,8 27 14,1 28 14,6 87 16,6Carduelis carduelis 21 11,7 25 13,0 39 20,3 85 16,2Corvus corone 31 17,2 29 15,1 16 8,3 76 14,5Sturnus unicolor 19 10,6 30 15,6 22 11,5 71 13,5Columba livia 10 5,6 28 14,6 30 15,6 68 13,0Passer domesticus 21 11,7 32 16,7 15 7,8 68 13,0Motacilla flava 30 16,7 21 10,9 15 7,8 66 12,6Burhinus oedicnemus 24 13,3 21 10,9 17 8,9 62 11,8Saxicola torquata 16 8,9 23 12,0 22 11,5 61 11,6Milvus migrans 11 6,1 26 13,5 23 12,0 60 11,5Falco naumanii 14 7,8 27 14,1 12 6,3 53 10,1Pterocles alchata 18 10,0 23 12,0 12 6,3 53 10,1Corvus monedula 11 6,1 19 9,9 21 10,9 51 9,7 Anas platyrhynchos 12 6,7 8 4,2 28 14,6 48 9,2 Callandrela rufescens 20 11,1 13 6,8 9 4,7 42 8,0 Oriolus oriolus 0 0,0 2 1,0 40 20,8 42 8,0 Pterocles orientalis 12 6,7 14 7,3 16 8,3 42 8,0 Circus aeruginosus 11 6,1 18 9,4 10 5,2 39 7,4 Buteo buteo 9 5,0 20 10,4 8 4,2 37 7,1 Pyrrhocorax pyrrhocorax 7 3,9 13 6,8 17 8,9 37 7,1 Lanius senator 14 7,8 16 8,3 5 2,6 35 6,7 Cisticola juncidis 4 2,2 18 9,4 8 4,2 30 5,7 Sylvia melanocephala 7 3,9 9 4,7 14 7,3 30 5,7 Passer montanus 11 6,1 10 5,2 8 4,2 29 5,5



2010 2011 2012 Total Especie No. Campos % No. Campos % No. Campos Especie No. Campos %

Serinus serinus 6 3,3 7 3,6 15 7,8 28 5,3 Sylvia undata 9 5,0 15 7,8 1 0,5 25 4,8 Clamator glandarius 12 6,7 9 4,7 3 1,6 24 4,6 Picus viridis 8 4,4 8 4,2 8 4,2 24 4,6 Coracias garrulus 3 1,7 10 5,2 10 5,2 23 4,4 Athene noctua 4 2,2 9 4,7 9 4,7 22 4,2 Motacilla alba 2 1,1 2 1,0 18 9,4 22 4,2 Ciconia ciconia 3 1,7 9 4,7 9 4,7 21 4,0 Gyps fulvus 6 3,3 1 0,5 14 7,3 21 4,0 Carduelis chloris 1 0,6 5 2,6 12 6,3 18 3,4 Lanius meridionalis 3 1,7 12 6,3 3 1,6 18 3,4 Petronia petronia 8 4,4 3 1,6 5 2,6 16 3,1 Sylvia communis 2 1,1 11 5,7 2 1,0 15 2,9 Cettia cetti 3 1,7 3 1,6 8 4,2 14 2,7 Circus cyaneus 6 3,3 6 3,1 2 1,0 14 2,7 Falco subbuteo 6 3,3 6 3,1 2 1,0 14 2,7 Bubulcus ibis 3 1,7 4 2,1 6 3,1 13 2,5 Streptopelia turtur 4 2,2 7 3,6 2 1,0 13 2,5 Lullula arborea 3 1,7 5 2,6 4 2,1 12 2,3 Corvus corax 5 2,8 4 2,1 2 1,0 11 2,1 Milvus milvus 1 0,6 7 3,6 3 1,6 11 2,1 Circaetus gallicus 1 0,6 5 2,6 4 2,1 10 1,9 Hippolais polyglotta 6 3,3 3 1,6 1 0,5 10 1,9 Parus major 1 0,6 5 2,6 4 2,1 10 1,9 Passer hispaniolensis 1 0,6 5 2,6 4 2,1 10 1,9 Sylvia conspicillata 2 1,1 1 0,5 7 3,6 10 1,9 Luscinia megarhynchos 6 3,3 2 1,0 0 0,0 8 1,5 Sylvia atricapilla 1 0,6 5 2,6 2 1,0 8 1,5 Vanellus vanellus 7 3,9 1 0,5 0 0,0 8 1,5 Hieraaetus pennatus 1 0,6 5 2,6 1 0,5 7 1,3 Turdus merula 4 2,2 2 1,0 1 0,5 7 1,3 Phylloscopus collybita 1 0,6 1 0,5 4 2,1 6 1,1 Sylvia cantillans 1 0,6 4 2,1 1 0,5 6 1,1 Caprimulgus europaeus 0 0,0 0 0,0 5 2,6 5 1,0 Falco peregrinus 3 1,7 1 0,5 1 0,5 5 1,0 Streptopelia decaocto 2 1,1 1 0,5 2 1,0 5 1,0 Sylvia hortensis 3 1,7 0 0,0 2 1,0 5 1,0 Himantopus himantopus 2 1,1 0 0,0 2 1,0 4 0,8 Monticola saxatilis 2 1,1 1 0,5 1 0,5 4 0,8 Neophron percnopterus 3 1,7 0 0,0 1 0,5 4 0,8 Saxicola rubetra 2 1,1 1 0,5 1 0,5 4 0,8 Asio flammeus 1 0,6 2 1,0 0 0,0 3 0,6 Columba oenas 2 1,1 1 0,5 0 0,0 3 0,6 Acrocephalus schoenobaenus 0 0,0 1 0,5 1 0,5 2 0,4 Aquila chrysaetos 1 0,6 0 0,0 1 0,5 2 0,4 Asio otus 1 0,6 1 0,5 0 0,0 2 0,4 Cuculus canorus 1 0,6 1 0,5 0 0,0 2 0,4 Chersophilus duponti 1 0,6 0 0,0 1 0,5 2 0,4 Fringilla coelebs 0 0,0 0 0,0 2 1,0 2 0,4 Larus ridibundus 2 1,1 0 0,0 0 0,0 2 0,4 Parus ater 0 0,0 1 0,5 1 0,5 2 0,4



2010 2011 2012 total

Especie No. Campos % No. Campos % No. Campos % No. Campos %

Phoenicurus ochruros 2 1,1 0 0,0 0 0,0 2 0,4 Turdus viscivorus 2 1,1 0 0,0 0 0,0 2 0,4 Charadrius alexandrinus 1 0,6 0 0,0 0 0,0 1 0,2 Charadrius dubius 0 0,0 1 0,5 0 0,0 1 0,2 Larus michaellis 1 0,6 0 0,0 0 0,0 1 0,2 Phoenicurus phoenicurus 0 0,0 1 0,5 0 0,0 1 0,2 Recurvirostra avosetta 1 0,6 0 0,0 0 0,0 1 0,2 Sylvia borin 1 0,6 0 0,0 0 0,0 1 0,2



APÉNDICE 2. Especies de aves postreproductoras detectadas en los campos válidos de estudio en los veranos de 2010 y 2011, ordenadas en función del porcentaje de los campos en que se detectó cada una. El número de campos válidos en cada año se muestra en la Tabla 2. En negrita se indican las especies esteparias según Suárez et al. (1997). Los resultados se refieren a aves totales en las zonas ampliadas de 12,5 ha en torno a los campos focales, censadas mediante tres visitas por campo realizadas en julio, agosto y septiembre de cada año de estudio.

2010 2011 Total

Especie No. Aves % censos No. Aves % censos No. Aves % censos

Galerida cristata 1248 69,4 2063 63,7 3311 66,1Melanocorypha calandra 6374 65,6 9868 63,7 16242 64,5Oenanthe oenanthe 388 56,3 732 70,7 1120 64,5Miliaria calandra 695 36,3 2891 47,0 3586 42,4Calandrella brachydactyla 620 36,9 1406 43,7 2026 40,8Carduelis cannabina 1926 37,5 2552 39,1 4478 38,4Alectoris rufa 753 40,6 782 33,5 1535 36,5Falco tinnunculus 116 31,9 198 33,5 314 32,8Alauda arvensis 1026 27,5 1765 26,5 2791 26,9Pica pica 300 22,5 604 29,8 904 26,7Circus pygargus 78 25,0 184 25,1 262 25,1Oenanthe hispanica 119 25,0 131 21,4 250 22,9Corvus corone 171 22,5 232 23,3 403 22,9Columba palumbus 285 23,8 322 22,3 607 22,9Galerida theklae 162 24,4 222 20,5 384 22,1Buteo buteo 61 16,3 117 24,2 178 20,8Lanius senator 95 17,5 88 23,3 183 20,8Columba livia 826 15,6 2433 21,4 3259 18,9Anthus campestris 50 6,9 270 27,4 320 18,7Motacilla flava 122 11,9 365 22,8 487 18,1Otis tarda 262 20,6 348 15,8 610 17,9Carduelis carduelis 168 15,0 330 18,1 498 16,8Upupa epops 42 13,1 107 17,2 149 15,5Saxicola rubetra 30 9,4 85 18,6 115 14,7Coturnix coturnix 94 19,4 43 10,2 137 14,1Saxicola torquata 42 9,4 104 17,2 146 13,9Pterocles alchata 68 9,4 545 16,3 613 13,3Athene noctua 26 11,9 72 14,4 98 13,3Falco naumannii 64 8,1 94 16,3 158 12,8Milvus migrans 1159 18,1 46 8,4 1205 12,5Passer domesticus 567 13,1 412 10,7 979 11,7Circus aeruginosus 10 5,6 51 15,3 61 11,2Burhinus oedicnemus 77 10,0 158 11,6 235 10,9Calandrella rufescens 156 5,6 398 14,9 554 10,9Pterocles orientalis 101 11,9 113 8,8 214 10,1Luscinia megarhynchos 38 11,9 29 6,0 67 8,5Sturnus unicolor 915 7,5 1009 7,0 1924 7,2Pyrrhocorax pyrrhocorax 90 5,6 160 7,9 250 6,9Sylvia undata 24 5,0 71 8,4 95 6,9Lanius excubitor 19 4,4 25 7,4 44 6,1Falco subbuteo 19 6,3 12 5,1 31 5,6



2010 2011 total


Phylloscopus collybita 98 4,4 24 6,0 122 5,3Sylvia conspicillata 20 5,6 16 5,1 36 5,3Sylvia melanocephala 22 3,8 128 6,5 150 5,3Cisticola juncidis 9 3,1 41 6,5 50 5,1Corvus corax 13 1,9 37 7,4 50 5,1Corvus monedula 61 5,6 145 4,7 206 5,1Picus viridis 15 5,0 27 5,1 42 5,1Gyps fulvus 21 2,5 54 6,5 75 4,8Tetrax tetrax 89 9,4 3 0,9 92 4,5Ciconia ciconia 7 2,5 45 6,0 52 4,5Columba oenas 7 1,3 77 7,0 84 4,5Serinus serinus 53 1,9 43 6,0 96 4,3Streptopelia turtur 27 4,4 277 3,7 304 4,0Anas platyrhynchos 105 6,3 116 1,9 221 3,7Petronia petronia 11 3,1 41 4,2 52 3,7Passer montanus 69 3,1 46 3,7 115 3,5Coracias garrulus 12 3,8 23 2,8 35 3,2Milvus milvus 9 3,8 6 2,3 15 2,9Phylloscopus trochilus 0 0,0 16 5,1 16 2,9Phoenicurus ochruros 13 1,9 24 3,7 37 2,9Sylvia cantillans 23 3,8 22 2,3 45 2,9Vanellus vanellus 44 5,0 15 1,4 59 2,9Circus cyaneus 1 0,6 9 4,2 10 2,7Accipiter nisus 170 5,0 2 0,9 172 2,7Circaetus gallicus 5 3,1 5 2,3 10 2,7Motacilla alba 5 1,3 15 3,3 20 2,4Carduelis chloris 22 1,9 10 2,3 32 2,1Ficedula hypoleuca 3 1,3 8 2,8 11 2,1Streptopelia decaocto 1 0,6 15 3,3 16 2,1Sylvia atricapilla 0 0,0 29 3,7 29 2,1Parus major 2 0,6 22 2,8 24 1,9Aquila chrysaetos 2 1,3 4 1,9 6 1,6Bubulcus ibis 43 3,1 2 0,5 45 1,6Lullula arborea 1 0,6 8 2,3 9 1,6Anthus pratensis 8 3,1 0 0,0 8 1,3Charadrius morinellus 3 1,3 86 1,4 89 1,3Hieraetus pennatus 2 1,3 16 1,4 18 1,3Phoenicurus phoenicurus 104 2,5 1 0,5 105 1,3Chersophilus duponti 6 1,3 3 0,9 9 1,1Clamator glandarius 1 0,6 8 1,4 9 1,1Passer hispaniolensis 0 0,0 332 1,9 332 1,1Turdus merula 2 0,6 7 1,4 9 1,1Asio flammeus 3 1,3 4 0,5 7 0,8Fringilla coelebs 18 0,6 1 0,5 19 0,5Falco peregrinus 1 0,6 1 0,5 2 0,5Larus michaellis 0 0,0 3 0,9 3 0,5Regulus regulus 9 1,3 0 0,0 9 0,5Sylvia borin 0 0,0 3 0,9 3 0,5Turdus philomelos 0 0,0 4 0,9 4 0,5Turdus viscivorus 2 1,3 0 0,0 2 0,5Anthus spinoletta 6 0,6 0 0,0 6 0,3



2010 2011 total


Ardea cinerea 0 0,0 2 0,5 2 0,3Asio otus 0 0,0 2 0,5 2 0,3Cettia cetti 0 0,0 1 0,5 1 0,3Cuculus canorus 0 0,0 1 0,5 1 0,3Emberiza cirlus 2 0,6 0 0,0 2 0,3Hippolais polyglotta 1 0,6 0 0,0 1 0,3Neophron percnopterus 2 0,6 0 0,0 2 0,3Oriolus oriolus 0 0,0 1 0,5 1 0,3Parus ater 2 0,6 0 0,0 2 0,3Phylloscopus bonelli 1 0,6 0 0,0 1 0,3Sylvia communis 0 0,0 1 0,5 1 0,3Sylvia hortensis 0 0,0 3 0,5 3 0,3Tringa ochropus 0 0,0 1 0,5 1 0,3



APÉNDICE 3. Especies de aves invernantes detectadas en los campos validos de estudio en el invierno de 2010-2011, ordenadas en función del porcentaje de los campos en que se detectó cada una. El número de campos válidos en cada año se muestra en la Tabla 2. En negrita se indican las especies esteparias según Suárez et al. (1997), y subrayadas las especies ligadas en invierno a medios abiertos (según Díaz et al. 1996, Tellería et al. 1999). Los resultados se refieren a aves totales en las zonas ampliadas de 12,5 ha en torno a los campos focales, censadas mediante tres visitas por campo realizadas entre mediados de diciembre y mediados de febrero con una separación de 15-20 días.

Especie No. Aves % censos Especie No. Aves % censos

Alauda arvensis 8706 85,2 Phoenicurus ochruros 16 6,2Melanocorypha calandra 4982 64,2 Sylvia melanocephala 32 5,6Carduelis cannabina 5675 63,0 Turdus viscivorus 63 5,6Galerida cristata 1339 58,6 Calandrella rufescens 185 4,9Miliaria calandra 1124 52,5 Carduelis chloris 13 4,9Anthus pratensis 925 38,9 Motacilla alba 54 4,9Carduelis carduelis 1687 37,7 Anser anser 1357 4,3Alectoris rufa 507 32,1 Pyrrhocorax pyrrhocorax 167 4,3Corvus corone 168 30,2 Passer montanus 38 3,7Pica pica 217 26,5 Petronia petronia 233 3,7Falco tinnunculus 51 21,0 Picus viridis 8 3,7Saxicola torquita 86 19,8 Athene noctua 5 3,1Otis tarda 445 19,1 Emberiza schoeniclus 50 3,1Fringilla coelebs 1136 19,1 Oenanthe oenanthe 11 2,5Milvus milvus 48 18,5 Anas platyrhynchos 9 2,5Columba livia 481 17,9 Erithacus rubecula 7 2,5Vanellus vanellus 956 16,0 Grus grus 58 2,5Galerida theklae 149 14,2 Lullula arborea 7 2,5Sturnus unicolor 4187 13,6 Columba oenas 128 1,9Pluvialis apricaria 931 11,7 Passer hispaniolensis 50 1,9Serinus serinus 236 11,7 Cisticola juncidis 2 1,2Pterocles orientalis 48 11,1 Ciconia ciconia 3 1,2Buteo buteo 25 11,1 Coccothraustes coccothraustes 3 1,2Sylvia undata 46 11,1 Falco columbarius 2 1,2Circus cyaneus 26 10,5 Falco peregrinus 3 1,2Columba palumbus 93 9,9 Sylvia atricapilla 6 1,2Lanius excubitor 20 9,9 Turdus merula 6 1,2Circus aeruginosus 18 9,3 Accipiter nisus 1 0,6Pterocles alchata 228 9,3 Ardea cinerea 1 0,6Turdus philomelos 146 9,3 Asio flammeus 4 0,6Corvus monedula 1625 8,6 Bubulcus ibis 1 0,6Phylloscopus collybita 259 8,0 Emberiza cirlus 5 0,6Passer domesticus 530 7,4 Regulus regulus 1 0,6Upupa epops 127 7,4 Streptopelia decaocto 19 0,6Corvus corax 32 6,2 Sturnus vulgaris 100 0,6



APÉNDICE 4. Efectos de la aplicación de medidas agroambientales sobre la riqueza de especies y la abundancia de aves (totales y sólo esteparias) en campos de cultivo de 16 áreas de estudio durante la primavera de 2010.

TODAS LAS ESPECIES, 2010

RIQUEZA DE ESPECIES

CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha

AVES TOTALES TERRITORIOS AVES TOTALES TERRITORIOS

Efecto gl F p F P F p F p

Coordenada en el origen 33 2,731 0,000 1,133 0,302 5,761 0,000 2,890 0,000

MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 5,606 0,019 5,519 0,020 6,604 0,011 4,120 0,044

ZONA DE ESTUDIO 16 4,535 0,000 1,510 0,103 10,355 0,000 5,304 0,000

MEDIDA x ZONA 16 0,878 0,595 0,565 0,905 0,837 0,642 0,614 0,869

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 16 3,291 0,000 4,766 0,000 17,887 0,000 12,539 0,000

MEDIDA x ZONA 16 1,270 0,224 2,870 0,000 16,540 0,000 3,131 0,000

AVES ESTEPARIAS, 2010

RIQUEZA DE ESPECIES



Efecto gl F p F p F p F p



ZONA DE ESTUDIO 16 1,628 0,068 1,081 0,934 2,669 0,001 3,769 0,000

MEDIDA x ZONA 16 0,668 0,822 0,520 0,379 0,587 0,890 0,524 0,931

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 16 6,367 0,000 4,850 0,000 12,686 0,000 10,718 0,001

MEDIDA x ZONA 16 15,571 0,000 2,623 0,001 14,667 0,000 2,617 0,000





Diferencias en la riqueza media de especies y la abundancia media en la primavera de 2010 entre campos apareados a los que se aplicaron medidas agroambientales (barras grises) y controles cultivados de la manera habitual para cada zona de estudio (barras vacías). Se muestran los resultados para el total de las aves detectadas y sólo para las territoriales, a las escalas de los campos focales y de las áreas ampliadas de 12,5 ha en torno a ellos. Las líneas verticales indican los errores típicos de la media. Se muestran los resultados para todas las especies detectadas (arriba) y sólo para las aves esteparias (debajo).





RIQUEZA DE ESPECIES






ZONA DE ESTUDIO 16 4,508 0,624 1,818 0,503 16,136 0,000 5,722 0,707

MEDIDA x ZONA 16 0,853 0,000 0,960 0,033 0,942 0,523 0,780 0,000

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 16 6,022 0,000 5,277 0,000 13,97 0,000 12,52 0,000

MEDIDA x ZONA 16 30,078 0,000 3,959 0,000 39,164 0,000 3,892 0,000


RIQUEZA DE ESPECIES






ZONA DE ESTUDIO 16 2,757 0,001 1,910 0,023 5,706 0,000 4,000 0,000

MEDIDA x ZONA 16 0,693 0,798 0,615 0,869 0,721 0,770 0,625 0,860

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 16 5,412 0,000 4,418 0,000 11,840 0,000 7,592 0,001

MEDIDA x ZONA 16 13,224 0,000 2,119 0,010 13,796 0,000 2,647 0,000





RIQUEZA DE ESPECIES






ZONA DE ESTUDIO 10 7,836 0,828 6,839 0,989 26,102 0,856 9,180 0,996

MEDIDA x ZONA 10 0,580 0,000 0,255 0,000 0,543 0,000 0,205 0,000

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 10 13,236 0,000 4,668 0,817 19,269 0,000 11,100 0,000

MEDIDA x ZONA 10 28,486 0,000 0,593 0,000 32,277 0,000 0,390 0,949


RIQUEZA DE ESPECIES






ZONA DE ESTUDIO 10 1,534 0,134 5,265 0,000 4,299 0,000 4,000 0,000

MEDIDA x ZONA 10 0,690 0,733 0,309 0,978 0,639 0,778 0,101 1,000

ABUNDANCIA






ZONA DE ESTUDIO 10 13,538 0,000 5,262 0,000 18,530 0,000 8,156 0,000

MEDIDA x ZONA 10 26,960 0,000 0,833 0,598 23,984 0,000 0,290 0,983



APÉNDICE 7. Efectos de la aplicación de medidas agroambientales sobre la riqueza de especies y la abundancia de aves esteparias en campos de cultivo de 15 áreas de estudio durante los veranos de 2010 y 2011.

RIQUEZA DE ESPECIES DE AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12.5 ha 2010 & 2011 2010 & 2011 Efecto gl F p F p Coordenada en el origen 33 2.776 0.000 3.187 0.000 MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 2.204 0.139 1.162 0.282 ZONA DE ESTUDIO 14 5.207 0.000 6.216 0.000 MEDIDA x ZONA 14 0.407 0.980 0.385 0.985 ABUNDANCIA DE AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12.5 ha 2010 2011 2010 2011 Efecto Gl F p gl F p gl F p gl F p Coordenada en el origen 29 55.096 0.000 33 29.736 0.000 29 59.803 0.000 33 27.782 0.000 MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 10.762 0.001 1 52.774 0.000 1 5.837 0.02 1 0.59 0.443 ZONA DE ESTUDIO 14 2.912 0.001 16 7.164 0.000 14 1.546 0.104 16 8.074 0.000 MEDIDA x ZONA 14 108.721 0.000 16 45.631 0.000 14 117.784 0.000 16 48.819 0.000



APÉNDICE 8. Efectos de la aplicación de medidas agroambientales sobre la riqueza de especies y la abundancia de aves esteparias en campos de cultivo de 15 áreas de estudio durante el invierno de 2010-2011.

RIQUEZA DE ESPECIES DE AVES ESTEPARIAS

CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS (12,5 ha)

Efecto gl F p F p Coordenada en el origen 29 1.504 0.064 0.704 0.864MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 0.000 0.986 0.149 0.700ZONA DE ESTUDIO 14 2.937 0.001 1.246 0.250MEDIDA x ZONA 14 0.274 0.996 0.217 0.999

ABUNDANCIA DE AVES ESTEPARIAS

CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS (12,5 ha)

Efecto gl F p F p Coordenada en el origen 29 19.937 0.000 31.900 0.000MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 42.207 0.000 91.675 0.000ZONA DE ESTUDIO 14 7.298 0.000 2.017 0.021MEDIDA x ZONA 14 32.479 0.000 64.082 0.000



APÉNDICE 9. Tamaños de efecto (t) y significación estadística de las comparaciones entre campos con y sin medidas agroambientales de las riquezas y abundancias de todas las especies de aves detectadas en las 16 áreas de estudio con resultados válidos para la primavera de 2010.

RIQUEZA DE ESPECIES, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha

TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS

t p t P t p T p

Segrià (Lleida) 1,853 0,066 1,593 0,113 2,425 0,017 0,383 0,702

Bellmunt (Lleida) 0,462 0,645 0,665 0,507 0,999 0,319 1,054 0,294

El Plano (Navarra) 0,000 1,000 0,000 1,000 1,253 0,212 1,177 0,241

Rincón del Bú (Navarra) 0,000 1,000 0,000 1,000 0,114 0,909 -0,471 0,638

Belchite (Zaragoza) 0,343 0,732 -0,408 0,684 0,493 0,623 -0,600 0,549

Monegrillo (Zaragoza) 1,176 0,241 0,156 0,876 1,176 0,241 0,169 0,866

Campo Visiedo (Teruel) 0,000 1,000 0,652 0,515 -0,258 0,797 0,525 0,601

Penillanuras (Zamora) 2,672 0,008 1,827 0,070 2,399 0,018 1,940 0,054

Camino de Santiago (Palencia) 0,497 0,620 0,997 0,321 0,191 0,849 -0,430 0,668

La Nava (Palencia) -0,378 0,706 -0,192 0,848 -0,378 0,706 -0,376 0,707

Tierra de Campiñas (Valladolid) 0,904 0,367 1,105 0,271 0,904 0,367 1,110 0,269

La Mancha Norte (Toledo) 0,867 0,387 1,194 0,234 0,308 0,758 1,335 0,184

La Mancha Norte (Cuenca) 0,135 0,893 0,192 0,848 1,234 0,219 0,261 0,794

Este de Albacete (Albacete) 0,000 1,000 0,576 0,565 0,000 1,000 0,576 0,566

Llanos de Cáceres (Cáceres) -0,447 0,655 -0,346 0,730 -0,636 0,526 -0,725 0,470

Andalucía (Jaén-Córdoba) 2,254 0,026 1,737 0,085 1,790 0,075 1,484 0,140 ABUNDANCIA, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS

t p t P t p t p

Segrià (Lleida) 0,743 0,459 2,041 0,043 2,193 0,030 1,503 0,135 Bellmunt (Lleida) 1,472 0,143 1,329 0,186 8,813 0,000 2,093 0,038

El Plano (Navarra) 1,313 0,191 1,696 0,092 9,818 0,000 3,470 0,001 Rincón del Bú (Navarra) 0,878 0,382 1,362 0,175 4,203 0,000 1,114 0,267

Belchite (Zaragoza) 1,102 0,272 0,696 0,488 3,002 0,003 0,666 0,506


Campo Visiedo (Teruel) 2,891 0,004 4,025 0,000 9,009 0,000 2,959 0,004


Camino de Santiago (Palencia) 2,230 0,027 3,890 0,000 6,619 0,000 3,143 0,002

La Nava (Palencia) 0,597 0,552 -0,325 0,745 2,071 0,040 -0,431 0,667

Tierra de Campiñas(Valladolid) 4,080 0,000 4,499 0,000 11,915 0,000 4,499 0,000

La Mancha Norte (Toledo) 0,306 0,760 1,436 0,153 1,372 0,172 1,088 0,278

La Mancha Norte (Cuenca) -0,02 0,984 0,631 0,529 1,410 0,161 1,029 0,305


Llanos de Cáceres (Cáceres) 0,122 0,903 0,364 0,717 -0,719 0,474 -0,773 0,441

Andalucía (Jaén-Córdoba) 1,266 0,208 3,674 0,000 7,447 0,000 3,446 0,001



APÉNDICE 10. Tamaños de efecto (t) y significación estadística de las comparaciones entre campos con y sin medidas agroambientales de las riquezas y abundancias de las aves esteparias en las 16 áreas de estudio con resultados válidos para la primavera de 2010.

RIQUEZA DE ESPECIES, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12.5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS

t p t P t p t p


El Plano (Navarra) -0,526 0,600 -0,137 0,891 0,852 0,396 0,676 0,500 Rincón del Bú (Navarra) 0,001 0,999 0,000 1,000 0,000 1,000 -0,650 0,517

Belchite (Zaragoza) 0,175 0,862 -0,408 0,684 0,332 0,740 -0,600 0,549 Monegrillo (Zaragoza) 1,185 0,238 0,684 0,495 1,185 0,238 0,688 0,493

Campo Visiedo (Teruel) 0,388 0,698 0,652 0,515 -0,147 0,883 0,354 0,724 Penillanuras (Zamora) 1,838 0,068 1,287 0,200 1,651 0,101 1,424 0,157

Camino de Santiago (Palencia) 0,729 0,467 0,631 0,529 0,479 0,633 0,469 0,640 La Nava (Palencia) -0,492 0,623 -0,218 0,828 -0,492 0,623 -0,218 0,828

Tierra de Campiñas(Valladolid) 0,333 0,740 0,589 0,557 0,333 0,740 0,579 0,564 La Mancha Norte (Toledo) 0,578 0,564 0,989 0,324 0,175 0,861 1,154 0,250 La Mancha Norte (Cuenca) 0,150 0,881 0,192 0,848 1,103 0,272 0,126 0,900 Este de Albacete (Albacete) 0,159 0,874 1,320 0,189 0,159 0,874 1,311 0,192 Llanos de Cáceres (Cáceres) 0,337 0,736 -0,135 0,893 -0,408 0,684 -0,243 0,808

Andalucía (Jaén-Córdoba) 1,976 0,050 1,737 0,085 1,578 0,117 1,484 0,140 ABUNDANCIA, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12.5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS

t p t P t p t p



Belchite (Zaragoza) 3,384 0,001 0,696 0,488 2,927 0,004 0,666 0,506 Monegrillo (Zaragoza) 4,926 0,000 0,620 0,537 4,926 0,000 0,620 0,537

Campo Visiedo (Teruel) 9,927 0,000 4,025 0,000 9,104 0,000 2,900 0,004 Penillanuras (Zamora) 7,092 0,000 4,101 0,000 6,794 0,000 4,012 0,000

Camino de Santiago (Palencia) 8,294 0,000 3,796 0,000 7,486 0,000 3,308 0,001 La Nava (Palencia) 0,768 0,444 -0,569 0,570 0,768 0,444 -0,569 0,570

Tierra de Campiñas(Valladolid) 11,870 0,000 4,244 0,000 11,870 0,000 4,244 0,000 La Mancha Norte (Toledo) -0,652 0,515 1,263 0,209 -0,380 0,704 0,924 0,357 La Mancha Norte (Cuenca) 0,234 0,816 0,631 0,529 0,151 0,880 0,833 0,406 Este de Albacete (Albacete) 2,400 0,018 1,978 0,050 2,400 0,018 1,978 0,050 Llanos de Cáceres (Cáceres) -0,939 0,349 0,392 0,695 0,810 0,419 -0,145 0,885

Andalucía (Jaén-Córdoba) -7,703 0,000 3,674 0,000 7,366 0,000 3,446 0,001




RIQUEZA DE ESPECIES, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t p

Segrià (Lleida) 2,115 0,036 2,078 0,039 0,364 0,717 -0,408 0,684 Bellmunt (Lleida) 0,098 0,922 0,378 0,706 1,150 0,252 0,154 0,878

El Plano (Navarra) 1,956 0,052 2,626 0,009 1,885 0,061 2,610 0,010 Rincón del Bú (Navarra) 0,337 0,736 0,781 0,436 0,762 0,447 -0,125 0,901

Belchite (Zaragoza) 0,267 0,790 1,08 0,282 -0,001 0,999 0,538 0,592 Monegrillo (Zaragoza) -0,140 0,889 1,263 0,209 0,260 0,795 1,421 0,157


Camino de Santiago (Palencia) 0,126 0,900 -0,408 0,684 0,126 0,900 -0,406 0,686 La Nava (Palencia) 0,000 1,000 -0,426 0,671 -0,094 0,925 -0,600 0,549

Tierra de Campiñas (Valladolid) 1,085 0,280 0,470 0,639 1,079 0,282 0,363 0,717 La Mancha Norte (Toledo) 0,000 1,000 0,699 0,485 -1,067 0,288 -0,774 0,440 La Mancha Norte (Cuenca) 0,601 0,548 -0,186 0,853 1,585 0,115 0,418 0,676

Bonillo (Albacete) -0,925 0,356 -0,470 0,639 -0,923 0,357 -0,466 0,642 Este de Albacete (Albacete) 1,278 0,203 0,995 0,321 0,736 0,463 0,785 0,434 Llanos de Cáceres (Cáceres) -1,340 0,182 -0,749 0,455 -1,525 0,129 -0,342 0,733

Talaván (Cáceres) 1,256 0,211 0,470 0,639 1,333 0,184 0,470 0,639 ABUNDANCIA, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t p

Segrià (Lleida) 7,506 0,000 2,346 0,020 3,582 0,000 0,107 0,915 Bellmunt (Lleida) 3,237 0,001 -0,160 0,873 5,958 0,000 0,792 0,430

El Plano (Navarra) 10,040 0,000 4,210 0,000 14,31 0,000 5,973 0,000 Rincón del Bú (Navarra) 2,102 0,037 0,365 0,716 0,080 0,936 -0,239 0,811

Belchite (Zaragoza) -2,896 0,004 -0,243 0,809 -2,819 0,005 -0,877 0,382 Monegrillo (Zaragoza) 3,337 0,001 0,924 0,357 3,757 0,000 1,024 0,308


Camino de Santiago (Palencia) -0,825 0,411 -2,941 0,004 -0,825 0,411 -2,941 0,004 La Nava (Palencia) -0,191 0,849 0,959 0,339 -0,681 0,497 0,959 0,339

Tierra de Campiñas (Valladolid) 8,564 0,000 1,305 0,194 8,564 0,000 1,305 0,194 La Mancha Norte (Toledo) 0,650 0,517 1,228 0,221 -3,813 0,000 0,000 1,000 La Mancha Norte (Cuenca) 2,415 0,017 -0,324 0,746 3,075 0,002 0,408 0,684

Bonillo (Albacete) -1,998 0,047 0,365 0,716 -1,998 0,047 0,365 0,716 Este de Albacete (Albacete) 0,660 0,510 0,311 0,756 -3,952 0,000 -0,099 0,922 Llanos de Cáceres (Cáceres) -1,308 0,193 -1,403 0,163 -1,403 0,163 0,064 0,949

Talaván (Cáceres) 15,500 0,000 -0,602 0,548 15,780 0,000 -0,267 0,790




RIQUEZA DE ESPECIES, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t P t p

Segrià (Lleida) 1,148 0,253 0,671 0,503 -0,151 0,880 -0,220 0,826 Bellmunt (Lleida) -0,144 0,886 0,361 0,719 -0,243 0,808 -0,501 0,617




Campo Visiedo (Teruel) 0,609 0,543 0,218 0,828 0,508 0,612 -0,217 0,829


Camino de Santiago (Palencia) 0,707 0,481 -0,498 0,619 0,707 0,481 -0,498 0,619

La Nava (Palencia) 0,391 0,696 -0,138 0,891 0,391 0,696 -0,138 0,891


La Mancha Norte (Toledo) -0,126 0,900 0,830 0,408 -0,580 0,563 -0,306 0,760

La Mancha Norte (Cuenca) 0,531 0,596 0,193 0,847 0,722 0,471 0,588 0,557

Bonillo (Albacete) -0,185 0,853 -0,429 0,669 -0,185 0,853 -0,429 0,669


Llanos de Cáceres (Cáceres) 1,921 0,057 -0,584 0,560 -2,067 0,040 -0,811 0,419

Talaván (Cáceres) 1,033 0,303 0,498 0,619 1,033 0,303 0,498 0,619 ABUNDANCIA, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t P



Belchite (Zaragoza) -3,657 0,000 -0,366 0,715 -3,128 0,002 -0,886 0,377 Monegrillo (Zaragoza) 3,271 0,001 0,924 0,357 3,542 0,001 -1,024 0,308


Camino de Santiago (Palencia) 0,654 0,514 -1,589 0,114 0,654 0,514 -1,589 0,114 La Nava (Palencia) 0,361 0,719 1,256 0,211 0,361 0,719 1,256 0,211

Tierra de Campiñas (Valladolid) 7,488 0,000 1,199 0,232 7,488 0,000 1,199 0,232 La Mancha Norte (Toledo) 1,658 0,099 1,346 0,180 -0,542 0,589 0,499 0,619 La Mancha Norte (Cuenca) 3,037 0,003 -0,169 0,866 2,988 0,003 0,741 0,460

Bonillo (Albacete) -0,889 0,376 0,392 0,696 -0,889 0,376 0,392 0,696 Este de Albacete (Albacete) -0,444 0,657 0,106 0,916 -1,297 0,197 -0,202 0,840 Llanos de Cáceres (Cáceres) 0,335 0,738 -1,762 0,080 1,401 0,163 -1,486 0,139

Talaván (Cáceres) 0,719 0,473 -0,616 0,539 2,667 0,008 -0,272 0,786




RIQUEZA DE ESPECIES, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t P

Segrià (Lleida) 0,768 0,444 1,100 0,274 0,605 0,546 0,953 0,342 El Plano (Navarra) 0,337 0,736 0,382 0,703 1,263 0,209 0,701 0,484

Belchite (Zaragoza) 0,620 0,537 0,000 1,000 0,606 0,546 0,000 1,000 Campo Visiedo (Teruel) -0,311 0,756 1,290 0,199 0,339 0,735 0,537 0,592

Penillanuras (Zamora) 1,593 0,114 0,462 0,645 1,574 0,118 0,438 0,662 Camino de Santiago (Palencia) 0,797 0,427 -0,010 0,992 1,071 0,286 0,164 0,870

Tierra de Campiñas (Valladolid) 1,853 0,066 0,783 0,435 1,850 0,067 0,783 0,435 La Mancha Norte (Toledo) 1,175 0,242 -0,267 0,790 -0,796 0,428 0,405 0,686 La Mancha Norte (Cuenca) 1,427 0,156 0,121 0,904 0,089 0,929 -0,513 0,609 Este de Albacete (Albacete) 1,300 0,196 0,809 0,420 0,696 0,487 -0,036 0,972 Llanos de Cáceres (Cáceres) 0,000 1,000 -0,002 0,998 0,532 0,596 0,854 0,395

ABUNDANCIA, TODAS LAS ESPECIES CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t P

Segrià (Lleida) 4,833 0,000 1,264 0,208 3,820 0,000 0,827 0,410 El Plano (Navarra) 2,675 0,008 0,055 0,956 6,310 0,000 0,995 0,321

Belchite (Zaragoza) 4,752 0,000 0,000 1,000 3,953 0,000 -0,258 0,797 Campo Visiedo (Teruel) 14,040 0,000 1,877 0,063 12,600 0,000 1,710 0,090

Penillanuras (Zamora) 7,072 0,000 0,959 0,339 6,986 0,000 0,800 0,425 Camino de Santiago (Palencia) 6,082 0,000 0,000 1,000 9,376 0,000 0,378 0,706

Tierra de Campiñas (Valladolid) 3,377 0,001 1,194 0,235 3,377 0,001 1,194 0,235 La Mancha Norte (Toledo) 2,956 0,004 -0,020 0,984 0,529 0,598 0,000 1,000 La Mancha Norte (Cuenca) -0,378 0,706 0,652 0,515 -3,381 0,001 -0,258 0,797 Este de Albacete (Albacete) 0,867 0,387 1,513 0,133 -0,540 0,590 0,833 0,406 Llanos de Cáceres (Cáceres) -6,577 0,000 -0,308 0,759 -6,789 0,000 0,838 0,403




RIQUEZA DE ESPECIES, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t P t p

Segrià (Lleida) 0,545 0,586 1,316 0,190 1,234 0,219 0,821 0,413

El Plano (Navarra) -0,155 0,877 0,382 0,703 0,626 0,532 0,502 0,617


Campo Visiedo (Teruel) -0,523 0,602 1,091 0,277 -0,111 0,912 -0,002 0,999




La Mancha Norte (Toledo) 0,889 0,376 -0,267 0,790 -0,543 0,588 0,405 0,686

La Mancha Norte (Cuenca) 1,621 0,108 0,683 0,496 -0,862 0,390 0,158 0,875


Llanos de Cáceres (Cáceres) -0,579 0,564 -0,421 0,675 -0,224 0,823 0,133 0,894 ABUNDANCIA, AVES ESTEPARIAS CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha TOTALES TERRITORIOS TOTALES TERRITORIOS t p t P t p t p

Segrià (Lleida) 6,591 0,000 1,867 0,064 5,714 0,000 0,872 0,385

El Plano (Navarra) 3,243 0,002 0,055 0,956 4,675 0,000 0,842 0,401

Belchite (Zaragoza) 4,755 0,000 0,132 0,895 4,025 0,000 -0,13 0,897

Campo Visiedo (Teruel) 12,630 0,000 1,737 0,085 10,730 0,000 1,264 0,208




La Mancha Norte (Toledo) 3,330 0,001 -0,020 0,984 1,401 0,164 0,000 1,000

La Mancha Norte (Cuenca) 3,605 0,000 1,133 0,259 -2,122 0,036 0,272 0,786


Llanos de Cáceres (Cáceres) -7,434 0,000 -0,852 0,396 -7,022 0,000 0,099 0,922



APÉNDICE 15. Tamaños de efecto (t) y significación estadística de las comparaciones entre campos con y sin medidas agroambientales de las abundancias de las aves esteparias en las áreas de estudio con resultados válidos para los veranos de 2010 y 2011 (15 y 17 áreas, respectivamente), tanto para los campos focales como para las áreas ampliadas de 12,5 ha.

ABUNDANCIA DE AVES ESTEPARIAS 2010 CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha t p t p

Segrià (Lleida) 4.511 0.000 0.253 0.800 Bellmunt (Lleida) 0.509 0.612 2.487 0.014 El Plano (Navarra) 1.126 0.262 2.947 0.004 Rincón del Bú (Navarra) 11.575 0.000 12.747 0.000 Belchite (Zaragoza) -4.907 0.000 -4.097 0.000 Monegrillo (Zaragoza) 1.647 0.102 1.975 0.050 Campo Visiedo (Teruel) 5.363 0.000 6.028 0.000 Penillanuras (Zamora) -7.312 0.000 -3.596 0.000 Camino de Santiago (Palencia) -13.214 0.000 -3.902 0.000 La Nava (Palencia) -13.139 0.000 -11.993 0.000 Tierra de Campiñas (Valladolid) 29.819 0.000 -1.886 0.062 La Mancha Norte (Toledo) 0.626 0.533 0.500 0.618 La Mancha Norte (Cuenca) -0.717 0.475 -1.605 0.111 Este de Albacete (Albacete) 2.565 0.011 3.227 0.002 Llanos de Cáceres (Cáceres) -6.154 0.000 -3.989 0.000 2011 CAMPOS FOCALES AREAS AMPLIADAS DE 12,5 ha t p t p Segrià (Lleida) 4.977 0.000 -7.238 0.000 Bellmunt (Lleida) 12.165 0.000 2.932 0.004 El Plano (Navarra) 1.353 0.178 9.562 0.000 Rincón del Bú (Navarra) -4.243 0.000 -3.480 0.001 Belchite (Zaragoza) 6.015 0.000 1.401 0.163 Monegrillo (Zaragoza) 3.467 0.001 5.765 0.000 Campo Visiedo (Teruel) 3.516 0.001 -4.726 0.000 Penillanuras (Zamora) -0.837 0.404 -0.510 0.611 Camino de Santiago (Palencia) 8.874 0.000 8.874 0.000 La Nava (Palencia) 0.980 0.328 0.980 0.328 Tierra de Campiñas (Valladolid) -14.367 0.000 -14.431 0.000 La Mancha Norte (Toledo) 0.661 0.509 -2.788 0.006 La Mancha Norte (Cuenca) 5.834 0.000 -1.341 0.181 Bonillo (Albacete) 0.893 0.373 0.893 0.373 Este de Albacete (Albacete) -1.246 0.214 -3.388 0.001 Llanos de Cáceres (Cáceres) 17.123 0.000 16.258 0.000 Talaván (Cáceres) 1.484 0.140 1.928 0.055



APÉNDICE 16. Tamaños de efecto (t) y significación estadística de las comparaciones entre campos con y sin medidas agroambientales de las abundancias de las aves esteparias en las 15 áreas de estudio con resultados válidos para el invierno de 2010-2011, tanto para los campos focales como para las áreas ampliadas de 12,5 ha.

ABUNDANCIA DE AVES ESTEPARIAS


t p t p Segrià (Lleida) -0.966 0.336 18.726 0.000

Bellmunt (Lleida) -5.500 0.000 -6.085 0.000El Plano (Navarra) 0.664 0.508 3.988 0.000

Rincón del Bú (Navarra) 1.264 0.208 -1.844 0.067Belchite (Zaragoza) -11.636 0.000 9.633 0.000

Monegrillo (Zaragoza) 1.911 0.049 -5.829 0.000Campo Visiedo (Teruel) -3.688 0.000 6.275 0.000

Penillanuras (Zamora) -1.401 0.163 7.717 0.000Camino de Santiago (Palencia) 5.891 0.000 6.178 0.000

La Nava (Palencia) -8.151 0.000 -11.224 0.000Tierra de Campiñas (Valladolid) 2.517 0.013 -0.569 0.571

La Mancha Norte (Toledo) -4.501 0.000 -3.996 0.000La Mancha Norte (Cuenca) -2.639 0.009 0.778 0.438Este de Albacete (Albacete) 5.032 0.000 4.504 0.000Llanos de Cáceres (Cáceres) -5.740 0.000 -7.945 0.000



APÉNDICE 17. Resultados de los modelos lineales mixtos comparando la estructura del paisaje en torno a los campos de estudio. Las variables dependientes fueron la longitud de lindes de más de 10 cm de anchura en un círculo de 500 m centrados en los campos focales (transformación raíz cuadrada; Zar 2010), el tamaño del campo focal (transformación logarítmica) y la proporción del círculo de 500 m de radio que estaba cultivada (transformación arcoseno). El par (anidado en área de estudio) se incluyó como factor aleatorio, y la aplicación o no de medidas, el área de estudio y su interacción como factores fijos (véase Concepción et al. 2008 para una aproximación similar).

Longitud de lindes (m) 2010 2011 2012

Efecto gl F P gl F p gl F p Coordenada en el origen 1, 32 2795,90 0,000 1, 30 2547,65 0,000 1, 27 1731,88 0,000 MEDIDA AGROAMBIENTAL 1, 7 0,07 0.798 1, 11 0,27 0,613 1, 13 0,05 0,826 ZONA DE ESTUDIO 15, 62 32,11 0,000 16, 74 34,33 0,000 10, 54 47,32 0,000 MEDIDA x ZONA 15, 71 0.274 0.682 16, 77 1,09 0,377 10, 60 1,08 0,391 Tamaño del campo focal (ha) 2010 2011 2012 Efecto gl F P gl F p gl F p Coordenada en el origen 1, 72 787,09 0,000 1, 77 951,99 0,000 1, 63 690,04 0,000 MEDIDA AGROAMBIENTAL 1, 72 0,72 0,400 1, 11 0,65 0,436 1, 8 0,04 0,842 ZONA DE ESTUDIO 15, 72 5,64 0,000 16, 79 7,29 0,000 10, 65 8,73 0,000 MEDIDA x ZONA 15, 72 1,38 0,179 16, 76 0,34 0,991 10, 60 0,54 0,858 Superficie cultivada (%) 2010 2011 2012 Efecto gl F P gl F p gl F p Coordenada en el origen 1, 72 2956,25 0,000 1, 48 1497,17 0,000 1, 65 1698,46 0,000 MEDIDA AGROAMBIENTAL 1, 72 1,19 0,279 1, 7 0,01 0,910 1, 65 0,98 0,327 ZONA DE ESTUDIO 15, 72 27,13 0,000 16, 74 17,17 0,000 10, 65 23,52 0,000 MEDIDA x ZONA 15, 72 1,36 0,191 16, 70 1,59 0,095 10, 65 0,67 0,746



APÉNDICE 18. Resultados de los modelos mixtos generalizados que analizan los efectos de la efectividad potencial de las medidas y del entorno paisajístico, incorporados como covariantes, en la efectividad real sobre la riqueza y abundancia de aves esteparias en época reproductora en los campos focales para cada uno de los tres años de estudio. En la parte superior se muestran los resultados de los modelos que no incluyen covariantes (Apéndices 4-6). La efectividad potencial se estimó como el porcentaje de prácticas deseables incorporadas por la medida aplicada a cada campo, transformada angularmente, y el entorno paisajístico mediante las la longitud de lindes de más de 10 cm de anchura en un círculo de 500 m centrados en los campos focales (transformación raíz cuadrada; Zar 2010), el tamaño del campo focal (transformación logarítmica) y la proporción del círculo de 500 m de radio que estaba cultivada (transformación angular).

RIQUEZA DE ESPECIES 2010 2011 2012

AVES TOTALES TERRITORIOS AVES TOTALES TERRITORIOS AVES TOTALES TERRITORIOS

Efecto gl F p F p gl F p F p gl F p F p

Coordenada en el origen 33 1,176 0,255 0,845 0,708 33 1,818 0,008 1,454 0,068 21 1,207 0,256 2,693 0,000

MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 4,878 0,029 4,728 0,031 1 3,544 0,062 4,015 0,047 1 5,153 0,025 1,241 0,267

ZONA DE ESTUDIO 16 1,628 0,068 1,081 0,934 16 2,757 0,001 1,910 0,023 10 1,534 0,134 5,265 0,000

MEDIDA x ZONA 16 0,668 0,822 0,520 0,379 16 0,693 0,798 0,615 0,869 10 0,690 0,733 0,309 0,978

Coordenada en el origen 39 1.198 0,226 1.307 0.427 41 2.147 0,008 1.922 0.002 29 1.034 0.430 2.283 0,001

MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 0,271 0,603 0.132 0.717 1 0.004 0.951 1.043 0.102 1 0.364 0.547 0.011 0.918

ZONA DE ESTUDIO 15 0.912 0.553 0.971 0.490 16 3.699 0,000 1.512 0.309 10 1.257 0.262 2.975 0,002

MEDIDA x ZONA 15 0,687 0.793 0.577 0.888 16 0.492 0.948 0.682 0.809 10 0.253 0.990 0.192 0,918

MEDIDA x EF. POTENCIAL 2 0.220 0.803 0.325 0.723 2 0.118 0.888 0.428 0.653 2 0.320 0.727 0.159 0.853

MEDIDA x LINDES 2 0.254 0.776 0.001 0.999 2 0.129 0.879 0.144 0.866 2 0.128 0.880 0.253 0.777

MEDIDA x TAMAÑO CAMPO 2 5.323 0.006 4.191 0.017 2 10.852 0,000 12.286 0,000 2 0.826 0.440 3.177 0.045

MEDIDA x SUP. CULTIVADA 2 0.197 0.821 0.649 0.524 2 0.175 0.839 0.337 0.715 2 0.640 0.529 0.000 1.000

ABUNDANCIA 2010 2011 2012

AVES TOTALES TERRITORIOS AVES TOTALES TERRITORIOS AVES TOTALES TERRITORIOS

Efecto gl F p F p gl F p F p gl F p F p

Coordenada en el origen 33 21,153 0,000 5,275 0,000 33 11,284 0,000 3,118 0,000 21 24,670 0,000 3,711 0,000

MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 311,341 0,000 51,577 0,000 1 95,208 0,000 8,859 0,003 1 103,327 0,000 0,000 0,998

ZONA DE ESTUDIO 16 6,367 0,000 4,850 0,000 16 5,412 0,000 4,418 0,000 10 13,538 0,000 5,262 0,000

MEDIDA x ZONA 16 15,571 0,000 2,623 0,001 16 13,224 0,000 2,119 0,010 10 26,960 0,000 0,833 0,598

Coordenada en el origen 39 17.959 0,000 5.998 0,000 41 10.670 0,000 5.998 0,000 29 24.157 0,000 5.469 0,000

MEDIDA AGROAMBIENTAL 1 19.763 0,000 4.864 0.029 1 7.093 0,009 4.864 0,029 1 95.369 0,000 0.400 0.528

ZONA DE ESTUDIO 15 8,729 0,000 4.337 0,000 16 5.273 0,000 4.337 0,000 10 6.838 0,000 3.856 0,000

MEDIDA x ZONA 15 10.152 0,000 2.710 0,001 16 11.231 0,000 2.710 0,001 10 20.053 0,000 1.038 0.416

MEDIDA x EF. POTENCIAL 2 9.602 0,000 1.883 0.156 2 2.343 0.100 1.883 0.156 2 37.169 0,000 1.599 0.206

MEDIDA x LINDES 2 4.799 0,010 0.452 0.637 2 1.655 0.195 0.452 0.637 2 1.712 0.185 0.993 0.374

MEDIDA x TAMAÑO CAMPO 2 14.562 0,000 14.292 0,000 2 8.864 0,000 14.292 0,000 2 54.159 0,000 16.146 0,000

MEDIDA x SUP. CULTIVADA 2 7.625 0,001 0.926 0.399 2 5.594 0,005 0.926 0.399 2 3.374 0.037 0.245 0.783

PROYECTO GANGA: INFORME FINAL - SEO/BirdLife · 2018. 5. 4. · PROYECTO GANGA: INFORME FINAL...

Documents

Transcript of PROYECTO GANGA: INFORME FINAL - SEO/BirdLife · 2018. 5. 4. · PROYECTO GANGA: INFORME FINAL...