El macizo de Penyagolosa se sitúa entre el oeste de la provincia de Castellón y el este de la provincia de Teruel. Posee una superficie de más de 150 km² repartidos entre los municipios castellonenses de Vistabella del Maestrat, Xodos, Llucena del Cid, Castillo de Villamalefa y Villahermosa del Río y el municipio turolense de Puertomingalvo. El macizo cuenta con la máxima elevación de la provincia de Castellón en el pico de Penyagolosa (1.814 m.s.n.m.), así como con numerosas cimas que superan los 1.500 m.s.n.m. En el seno del macizo (Fig. 1), se encuentra localizado el Parque Natural de Penyagolosa. La localización geográfica del área declarada como Parque Natural, su altitud y climatología asociada, así como sus particularidades geomorfológicas y edafológicas posibilitan la existencia comunidades biológicas que cuentan con importantes elementos relictos como es el caso de la monocotiledónea Galanthus nivalis L. (Fabregat Llueca et al., 2005), el lepidóptero Graellsia isabellae (Graells, 1849) (Font Bustos, 1978) y el lacertido Podarcis muralis (Laurenti, 1768) (Pérez y de Lanuza et al., 2012).

Los murciélagos constituyen, con 31 especies (Palomo et al., 2007), el orden más numeroso dentro de los vertebrados de la Península Ibérica. Para la zona que nos ocupa, los estudios existentes corresponden a trabajos desarrollados en el seno de diversos proyectos entre los que destaca un proyecto LIFE (LIFE00 /NAT/7337) y otros como los de Almenar & Alcocer (1998), Alcocer et al. (2001) y Albesa & Ros (2005). Sin embargo, la información publicada se reduce a dos trabajos específicos (Almenar & Alcocer, 2000; Alcocer et al., 2003) y a algunos más amplios entre los que destacan Monsalve et al. (2003) y la parte dedicada a los quirópteros en una monografía sobre los mamíferos de la Comunidad Valenciana (en adelante CV) (Jiménez et al., 2012).

El presente trabajo pretende contribuir a mejorar el conocimiento de los murciélagos, especialmente los forestales, del Parque Natural de Penyagolosa, mediante la publicación de los resultados obtenidos en el seno de un proyecto sobre los murciélagos de los macizos montañosos de la provincia de Castellón (Albesa & Ros, 2005), a la vez que aportar un punto de referencia para futuros estudios que busquen valorar el estado y evolución de las poblaciones.

El Parque Natural de Penyagolosa fue declarado, a través del DECRETO 50/2006 del Consell de la Generalitat Valenciana, en abril de 2006 sobre una superficie de 1.094,45 ha. El Parque Natural se caracteriza por poseer una orografía abrupta sobre un territorio que, comprendido entre las cotas 1.250 y 1.814 m.s.n.m., destaca por los numerosos barrancos, por los importantes desniveles de su parte meridional y por los relieves más suaves de la zona septentrional. La combinación de su ubicación geográfica y su altitud propician unos valores climáticos estudiados por Vigo (1968), quien calcula, entre otros valores, las medias anuales de precipitación (747 mm) y temperatura (8,3 °C), así como el índice de Emberger, cuyo valor (145) corresponde, según indica, a un clima mediterráneo húmedo.

La vegetación del Parque Natural está dominada en las cotas más bajas y meridionales por la asociación Quercetum rotundifoliae, cuyo principal exponente es la carrasca (Quercus rotundifolia Lam.). En las cotas medias predominan los pinares de Pinus sylvestris L. y Pinus nigra J.F. Arnold que, en las zonas más húmedas, van acompañados de Acer opalus Mill., Ilex aquifolium L., Tilia platyphyllos Scop. y Taxus baccata L., entre otros. Destacable también en esta cota es la presencia de Quercus faginea Lam. en suelos básicos y de Quercus pyrenaica Willd. en suelos ácidos. En las cotas más elevadas, la vegetación dominante corresponde principalmente a ejemplares aislados de Pinus sylvestris, acompañados de Juniperus sabina L., y a un tapiz de Erinacea anthyllis Link.

El trabajo de campo se realizó durante el mes de agosto de 2004, utilizándose de forma complementaria capturas con redes y observaciones acústicas con un detector de ultrasonidos modelo Pettersson Elektronik D980 en un uso combinado de metodologías, lo que posibilita incrementar la detección de especies (Flaquer et al., 2007).

Los registros se obtuvieron en cuatro estaciones y a lo largo de un transecto, constando la denominación, localización y principales características de las estaciones y de las paradas en la Figura 1 y en la Tabla 1.

En las estaciones se emplearon redes de distinta longitud en función de las características de la zona, siendo las dimensiones utilizadas 3, 6, 9 y 12 m de longitud y 2 m de altura. El muestreo, que comenzó siempre alrededor de las 21:00 horas, tuvo una duración que osciló entre una y media y dos horas. En todos los ejemplares capturados, siguiendo los criterios de Schober & Grimmberger (1996) y Dietz & von Helversen (2004), se efectuó la determinación taxonómica hasta el nivel de especie; se observó su sexo y edad; se estimó su peso y se tomaron medidas biométricas. Todos los murciélagos fueron liberados tras la toma de datos en la misma noche y estación donde fueron capturados, si bien fueron custodiados en bolsas de tela hasta el fin del muestreo para evitar fuesen recapturados. En todas las estaciones se realizó un promedio de tres escuchas, previo al comienzo de capturas, durante ellas y una vez finalizadas, con una duración de diez minutos cada una y un total de 120 minutos acumulados para el conjunto de las estaciones.

El transecto cubría inicialmente una distancia de aproximadamente 15 km y contaba con 10 paradas en las que previamente se habían identificado ambientes diferentes a partir de las características de la vegetación, la orografía, la altitud y el grado de antropización. Sin embargo, tras la declaración de la figura de Parque Natural sólo siete de las paradas se encuentran localizadas dentro de los límites de la zona de protección del Parque Natural o en las cuadrículas inmediatamente adyacentes y, por ello, en este trabajo, no han sido consideradas las tres últimas. El recorrido del transecto se realizó entre las 21:23 y 23:40 horas, permaneciendo escuchando durante diez minutos en cada parada y, con ello, un total de 70 minutos en todo el conjunto del transecto.

La determinación de los contactos se efectuó observando el tipo de pulso, su frecuencia de máxima energía, su duración y su ritmo (Ahlén, 1990; Barataud, 1996, 2002; Russo & Jones, 2002).

Ante la posibilidad de que un mismo ejemplar fuese escuchado en más de una ocasión, se adoptaron medidas para evitar reconteos. En ese sentido, apoyados en el reducido número de contactos registrados, sólo se consideraron los contactos que con seguridad correspondían a ejemplares diferentes al coincidir éstos en el tiempo. En todo caso, en consonancia con lo expuesto por Barataud (2012), los resultados de las escuchas se consideraron sólo en términos cualitativos, así como base del cálculo de los índices de actividad. En el caso de especies correspondientes a los géneros Plecotus y Myotis de pequeño tamaño caracterizadas por ser crípticas acústicamente, se decidió determinarlas como Plecotus auritus/austriacus y Myotis sp. Dado que la detectabilidad de las especies varía en función de la intensidad de la señal y la atenuación que ésta puede sufrir, sobre los contactos brutos obtenidos se calcularon los contactos ponderados al aplicar un coeficiente de detectabilidad relacionado con la distancia de percepción en entornos forestales (Barataud, 2012).

La localización de cada especie se ha representado sobre mapas con cuadrícula 1 km x1 km, incluyéndose también en estos las citas bibliográficas (Fig. 2).

Con la información obtenida en los muestreos se calcularon diversos estadísticos.

Para valorar la contribución de cada método de estudio, se analizaron el número de capturas y de contactos obtenidos, así como el número de taxones que representaban cada uno de ellos.

Con el objeto de valorar la presencia de cada especie e inferir preferencias de uso del entorno, se contabilizó el número de ejemplares capturados y se calculó su porcentaje en cada estación y en el conjunto de ellas, así como el éxito de captura de cada estación a partir del cociente entre el número de ejemplares capturados y el esfuerzo realizado, entendiendo este último como el producto del tiempo que duró el muestreo por los metros lineales de red instalados. Análogamente, se contabilizó el número de contactos acústicos en cada estación para, junto con las capturas, calcular la constancia de cada especie en cada estación. Con los contactos acústicos de cada estación y los del transecto se calculó el índice de actividad correspondiente al número de contactos por hora. Dicho índice fue calculado a partir del número de contactos registrados dividido por el tiempo total de escucha previa aplicación de los coeficientes de detectabilidad sugeridos por Barataud (2012) para ambientes forestales.

Los muestreos efectuados han aportado 50 registros de los que 46 corresponden a 10 taxones de rango específico, tres a un grupo y uno a un par de especies:

Rhinolophus ferrumequinum (Schreber, 1774)

Myotis escalerai Cabrera, 1904

Myotis sp.

Eptesicus serotinus (Schreber, 1774)

Pipistrellus pipistrellus (Schreber, 1774)

Pipistrellus pygmaeus (Leach, 1825)

Pipistrellus kuhlii (Kuhl, 1817)

Hypsugo savii (Bonaparte, 1837)

Plecotus auritus (Linnaeus, 1758)

Plecotus auritus/austriacus

Barbastella barbastellus (Schreber, 1774)

Tadarida teniotis (Rafinesque, 1814)

La metodología que aportó mayor número de registros fue la captura con redes, al suministrar información sobre 29 ejemplares correspondientes al 58,33 % de los taxones localizados en los muestreos. Sin embargo, aunque con un menor número de registros brutos, las escuchas aportaron información sobre el 75 % de los taxones (Tabla 2).

Siete de las especies registradas en los muestreos del presente estudio fueron detectadas mediante la captura con redes en las estaciones, siendo la estación de la Balsa de la Banyadera la que, con 20 ejemplares de cinco especies y un ritmo de captura de un individuo cada 4,5 minutos, registró con un valor de 27,77 un mayor éxito de captura. Las detecciones acústicas en las propias estaciones registraron también siete taxones, coincidiendo cuatro de las especies con las capturadas y siendo dos nuevas más una posible tercera al considerar el registro de P. auritus/austriacus. El conjunto de las capturas y de los registros acústicos en las estaciones posibilitó, por tanto, detectar nueve especies más el par P. auritus/austriacus. El transecto acústico permitió detectar cuatro taxones, coincidiendo dos de ellos con especies registradas en las estaciones (P. pistrellus y E. serotinus) y siendo dos nuevos (Myotis sp. y T. teniotis), lo que implica la adición de una especie y un taxón genérico al conjunto de los muestreos, situándolo en al menos diez especies. Los registros concretos e índices calculados se muestran en la Tabla 2.

Se expone a continuación la información más relevante correspondiente a las especies localizadas agrupadas por el refugio que habitualmente utilizan.

Los muestreos efectuados en 2004 permitieron localizar las 10 especies Rhinolophus ferrumequinum, Myotis escalerai, Eptesicus serotinus, Pipistrellus pipistrellus, Pipistrellus pygmaeus, Pipistrellus kuhlii, Hypsugo savii, Plecotus auritus, Barbastella barbastellus y Tadarida teniotis más el par P. auritus/austriacus y el grupo Myotis sp. Puesto que las únicas citas específicas publicadas correspondían a P. auritus y B. barbastellus (Almenar & Alcocer, 2000), la publicación de los resultados obtenidos en los muestreos suponen incrementar en ocho el número de taxones de rango específico conocido hasta entonces. Por otra parte, la revisión de la bibliografía posterior sobre la zona (Monsalve et al., 2006; Alcocer, 2012); del Informe Técnico correspondiente a la revisión de las cajas nido (Servicio de Vida Silvestre, 2017) y de la memoria de gestión del Parque Natural correspondiente al año 2011 indican la presencia de tres especies más dentro de los límites del Parque Natural y de una más en una cuadrícula adyacente, Rhinolophus hipposideros (Bechstein, 1800), Myotis blythii (Tomes, 1856), Myotis emarginatus y Nyctalus leisleri (Kuhl, 1817). Las dos primeras son citadas en Monsalve et al. (2006), siendo citada también la primera en la memoria de gestión del Parque Natural junto con la tercera y citándose la última en Alcocer (2012) y en Servicio de Vida Silvestre (2017). Con todo, el número de especies localizadas en el Parque Natural o sus cuadrículas adyacentes se sitúa en al menos 14.

Dos especies de las localizadas (Rhinolophus ferrumequinum y Barbastella barbastellus) y otras dos de las citadas (Myotis emarginatus y Rhinolophus hipposideros) están incluidas en el anexo II de la directiva hábitats (Directiva 92/42/CEE, de 21 de mayo) y una de las localizadas (Rhinolophus ferrumequinum) y otra de las citadas (Myotis emarginatus) en el Catálogo Español de Especies Amenazadas (Real Decreto 139/2011, de 4 de febrero).

Las especies forestales han sido las mayormente localizadas en los muestreos en consonancia con el carácter netamente forestal del entorno.

Plecotus auritus fue localizada por primera vez en el actual Parque Natural a partir de la localización de una colonia de cría en junio de 1998 (Albesa & Ros, 2005; Albesa, 2012b) y citada en octubre del mismo año en cuadrículas adyacentes (Almenar & Alcocer, 2000). La especie ha sido localizada con posterioridad en la zona (BDB, datos cedidos) y observada ocupando favorablemente cajas nido instaladas en la zona (Servicio de Vida Silvestre, 2017) en consonancia con el hecho de que se trata de la especie que utiliza en mayor medida este tipo de refugios (Benzal, 1990, 1991; Paz, 2007).

Barbastella barbastellus se encontraba citada en la CV por Boscá (1915), Bauer (1957) y Guerrero et al. (1988) y volvió a serlo por Almenar & Alcocer (2000), quienes entre otras localidades del interior de la CV la citaron, a partir de la captura de seis machos y una hembra, en dos localidades del macizo de Penyagolosa cuya ubicación, aunque fuera de los límites del Parque Natural, corresponde a cuadrículas que son adyacentes.

Almenar & Alcocer (2000) apuntaban la existencia de indicios de que P. auritus y B. barbastellus formasen poblaciones estables en el macizo de Penyagolosa. En el caso de P. auritus se indicaba que, al menos en el periodo otoñal, la especie era frecuente en Penyagolosa exhibiendo una desigual proporción sexual como consecuencia de la característica distribución espacial dispersa de los machos y agrupada de las hembras. Los datos que actualmente se poseen sobre P. auritus, se enmarcan en un rango temporal comprendido entre los meses de abril y de octubre. Las capturas concretas que se han realizado son 12 entre abril y mayo de 1999 (4 hembras), 2001 (5 hembras y 2 machos) y 2003 (1 macho), con una proporción de hembras del 75 % (BDB, datos cedidos); 17 en agosto de 2005, con una proporción de hembras del 82,35 % (Albesa & Ros, 2005) y tres machos en octubre de 1998 (Almenar & Alcocer, 2000). Por otra parte, la especie ha sido localizada dentro de este rango temporal en dos refugios diurnos, uno en 1998 en una casa forestal próxima al Santuario (Albesa & Ros, 2005) y otro en 2006 en el Forat de Falcó, cueva sita en una cuadrícula adyacente a las del Parque Natural que constituye el único refugio diurno conocido en una cavidad subterránea (Monsalve et al., 2006). La comparación con poblaciones de otros macizos montañosos como las sierras de Guadarrama (Benzal, 1991) y Alto Rey (Paz et al., 2000) permite observar unas presencias temporales similares y unas proporciones sexuales también desviadas hacia las hembras (60,48 % de hembras en el caso de Guadarrama y 74,32 % en el caso de Alto Rey). Todo ello, unido al hecho de que se trata de una especie sedentaria cuyo mayor desplazamiento documentado es de 88 km (Gaisler et al., 2003 in Hutson et al., 2008) y la circunstancia de que las áreas de caza se encuentran habitualmente en las proximidades de los refugios (Entwistle et al., 1996; Rakhmatulina, 1998 in Rostovskaya et al., 2000), nos lleva a considerar a la población de Penyagolosa, al menos, como habitual en la zona. Con todo, sus efectivos deben ser muy reducidos sobre el total de las poblaciones nacionales y europeas, aunque su valor ecológico debe ser muy alto al tratarse de una población que, junto con las que posiblemente vivan en otras áreas montañosas del interior de Castellón y Valencia, habitaría en el límite meridional del área de distribución de la especie (Albesa, 2012b).

En el caso de B. barbastellus, se comentaba incluso la posibilidad de que la especie se reprodujese en la zona. Los datos obtenidos sobre B. barbastellus (tres machos capturados) son similares a los que, con seis machos y una hembra, suministran Almenar & Alcocer (2000), amplían su distribución temporal, son coherentes con las observaciones realizadas por estos autores y, apoyados por el carácter sedentario de la especie (Paz et al., 1986; Hutterer et al., 2005), refuerzan la idea acerca de la situación de la especie en la zona. Ello, posee gran importancia en la medida que parece ser se trata de una especie relativamente escasa en la CV, asociada a zonas de temperaturas bajas y grandes extensiones forestales del interior de la provincia de Castellón, de la cual sólo se han localizado dos poblaciones (Monsalve, 2012b).

Las especies fisurícolas constituyen el segundo grupo con más registros en los muestreos, destacando Pipistrellus pipistrellus y Eptesicus serotinus. La primera por haber sido localizada en todas las estacionen y poseer el mayor índice de actividad entre los taxones de rango específico registrados acústicamente. Datos coherentes si se considera que, según Monsalve et al. (2003), se trata de una de las especies más abundantes en la CV, circunstancia que se da especialmente en las zonas de interior (Monsalve, 2012a). La segunda forma parte del complejo de especies E. serotinus/E. isabellinus, especies crípticas y alopátridas que podrían tener en la CV su límite de distribución al vivir la primera en su parte meridional y la segunda en la septentrional (Albesa, 2012a), lo que nos lleva a considerar provisionalmente como E. serotinus a los ejemplares de Penyagolosa. La especie destaca por la captura de sólo machos, dos en la campaña de 2004 que nos ocupa así como cuatro en 2001 (BDB, datos cedidos). Datos últimos que apoyan la, discutida por Albesa (2012a), segregación sexual que exhibe la especie en nuestras latitudes con la preferencia añadida de machos por las zonas más elevadas. Los registros de Penyagolosa, con una altitud máxima de 1.508 m.s.n.m., serían los más elevados de la CV.

Las especies cavernícolas son el grupo con menos registros de los tres considerados. Sin embargo, dicho valor puede estar infravalorado al no haberse efectuado muestreos en refugios. Destaca la especie Myotis escalerai con dos capturas en una de las estaciones y la presencia de una colonia de 300 individuos en una cavidad localizada en una cuadrícula adyacente al Parque Natural (Monsalve et al., 2006).

La estación de la Balsa de la Banyadera se ha revelado, con el 68,97 % de las capturas y la localización del 50 % del total de los taxones registrados en el Parque Natural, como la que mayores números ha proporcionado. Ello puede deberse a la simple presencia de una masa de agua que habitualmente puedan utilizar los murciélagos como bebedero, hecho observado en los muestreos y circunstancia que en los ecosistemas mediterráneos reviste especial importancia como apuntan Russo & Jones (2003).

El análisis de los porcentajes en los que han sido capturadas las especies así como de los índices de actividad de las registradas acústicamente, sugieren la existencia de una comunidad en la que destacan las especies P. auritus y P. pipistrellus. Ello, es coherente con el carácter forestal del Parque Natural, por lo que se refiere a la primera especie y, sobre la segunda por su carácter oportunista y por ser una de las especies más abundantes en la CV. Con todo, los resultados y su análisis quedan condicionados por el reducido número de registros obtenidos. Prospecciones en refugios y ambientes no muestreados en profundidad en esta ocasión podrían detectar, cuanto menos, a las especies citadas por otros autores. Todo ello, sugiere la realización de nuevos muestreos que a la vez permitirían adquirir una valiosa información sobre la situación actual y posible evolución de las poblaciones con la consiguiente posibilidad de plantear medidas de conservación.