Arroyo, B., Díaz, M., Sánchez-Zapata, J.A., Baglione, V., Forero, M.G., González-Solís, J., Laiolo, P., de Lope, F., Louzao, M., Merino, S., Ruiz, A., Seoane, J. y Soler, J.J.

4. La actividad cinegética debe realizarse de modo que no produzca daños irreversibles en las poblaciones de especies no cinegéticas. Leer más

El Comité Científico de SEO/BirdLife entiende que la caza sólo podría ser compatible con la conservación de los recursos naturales si es una explotación sostenible de poblaciones silvestres. El concepto de sostenibilidad se aplica tanto a las especies explotadas, que deben usarse de modo que no se comprometa la integridad y viabilidad de sus poblaciones silvestres, como a los sistemas que las sostienen, que no deben disminuir su capacidad de mantener otros usos y recursos naturales, incluyendo la conservación de las aves y sus hábitats. Esta declaración general se concreta en las siguientes aseveraciones:

Finalmente, es importante que se regule de forma más explícita la necesidad de evaluar de manera rigurosa las abundancias y las capturas. También es importante destacar que la actual regulación sobre la obtención de los derechos cinegéticos en muchas Comunidades Autónomas no siempre permite de forma fácil a los propietarios del terreno expresar su voluntad sobre la cesión de dichos derechos. Asimismo, la regulación sobre las sueltas de especies o subespecies de fauna cinegética en el medio natural no es lo suficientemente explícita sobre las circunstancias en los que deberían autorizarse, y la promoción de la denominada calidad cinegética para garantizar la sostenibilidad del aprovechamiento cinegético y su compatibilidad con la conservación de los ecosistemas no está desarrollada mediante un procedimiento adecuado.

Consideramos que la normativa actual no permite una regulación efectiva de todos los aspectos y problemática mencionados en este documento. Además de reforzar el cumplimiento de la legislación actual por parte de las administraciones regionales, es claramente necesario que la planificación cinegética se elabore a escalas espaciales y temporales amplias, mayores que el terreno de titularidad cinegética y la temporada cinegética en curso. Esta ampliación de escalas es imprescindible para que su implementación tenga efectos en las poblaciones y los paisajes (que funcionan a escalas plurianuales y comarcales), así como para la integración de valoraciones con otras actividades de ciclo largo como las explotaciones ganaderas o forestales (Campos et al. 2013, 2014). Una gestión a corto plazo basada en órdenes de veda anuales puede ser ineficaz a medio o largo plazo para la sostenibilidad de poblaciones silvestres (Milner-Gulland et al. 2009). Una gestión a escala espacial pequeña es también inadecuada para especies migratorias o con amplios requerimientos de espacio (Skonhoft et al. 2002). A este respecto, la implementación de los Planes Técnicos de Caza, los Planes de Ordenación Cinegética o los Contratos de Gestión del Territorio, son herramientas necesarias, pero aún no suficientes, ya que el desarrollo de los mismos es, en términos generales, ineficiente e inadecuadamente supervisado (Sáenz de Buruaga & Onrubia 2009).

Investigación aplicada sobre el grado de compatibilidad de usos y de sus valores económicos y sociales a escala de unidad de gestión. Por ejemplo, para el caso de los montes andaluces se ha demostrado recientemente que las actividades de autoconsumo ambiental, uso recreativo y conservación de la biodiversidad amenazada son más rentables que la caza en términos económicos (Campos et al. 2014). Pero, en combinación, estas actividades pueden ser compatibles con la actividad cinegética, aumentando por tanto la rentabilidad y viabilidad de las explotaciones singulares. Esta demostración se basa en una adecuada y rigurosa valoración de las rentas y capitales comerciales y ambientales a escala de unidades de gestión, algo que aún no se ha implementado completamente en los sistemas oficiales de contabilidad pero que debería realizarse en breve (Campos et al. 2014).

Aunque el control de depredadores debe restringirse a determinadas especies, la realidad es que en ocasiones también afecta a especies protegidas por la ley debido a la utilización de métodos ilegales como cepos, lazos o venenos (Delibes-Mateos et al. 2013, Mateo-Tomás et al. 2012, Márquez et al. 2013). Métodos de caza como el parany o el silvestrismo son ilegales pero siguen practicándose y defendiéndose desde parte del colectivo cinegético y, en ocasiones, desde algún gobierno regional. SEO/BirdLife y su Comité Científico entienden que la realización de actividades ilegales por parte de miembros de cualquier colectivo no necesariamente representa a su conjunto, pero consideramos necesario que, cuando ocurran, sean reprobadas públicamente por parte de los representantes del sector cinegético, como de hecho ha ocurrido en ocasiones (p. ej. http://www.fecaza.com/hemeroteca/49-noticias-generales/1924-tolerancia-cero-ante-el-veneno.html #.V0w-b_mLTcs ). Consideramos que esta implicación del colectivo de cazadores en la persecución de las actividades incompatibles con la conservación de los recursos naturales es esencial para la defensa de la caza y su aceptación social.

Para evitar que los daños asociados a las molestias ocasionadas por la actividad cinegética en especies no cinegéticas sean irreversibles, es imprescindible regular las actividades cinegéticas en el espacio y en el tiempo de manera que en todo momento queden zonas tranquilas de refugio mientras se caza en otras zonas próximas. Para ello, es necesario mantener reservas permanentes con buena calidad de hábitats, aspecto que en la actualidad no ocurre en todos los cotos de caza. Este aspecto sería especialmente necesario en zonas con presencia de especies amenazadas de fácil confusión con especies cinegéticas (Martínez-Abraín et al. 2013). Por otro lado, el uso de las municiones de plomo está actualmente prohibido en zonas húmedas protegidas (Real Decreto 581/2001), pero consideramos que debería haber un compromiso firme por parte del colectivo de cazadores para regular, disminuir, y eliminar el uso de municiones de plomo en todo el territorio, promovido y apoyado por las administraciones competentes. Por último, la gestión cinegética debería organizarse de modo que se minimicen los posibles daños en otras especies. En el caso de que se utilicen vallados, éstos deberían permeabilizarse de forma adecuada para permitir el movimiento de otros animales y mantener el flujo génico, según lo indicado en la Ley 42/2007; paralelamente, las densidades de las poblaciones explotadas dentro de los vallados deberían controlarse estrictamente para evitar sobrepastoreo y sus efectos en cascada (Díaz & Pulido 2007). El control de depredadores, si se realiza, debería llevarse a cabo exclusivamente por criterios científicos que permitan decidir sobre las especies y el número de ejemplares a controlar en cada caso. Esto es particularmente importante en tanto en cuanto no está demostrado que el control legal de depredadores generalistas tenga siempre en nuestro país los efectos esperados (aumento de las especies cinegéticas objetivo; SECEM 2010, Díaz-Fernández et al. 2013). Deberían desarrollarse alternativamente métodos indirectos basados en la gestión del hábitat o de las propias poblaciones sometidas a explotación cinegética.

El tipo de daños que la caza puede producir en especies no cinegéticas es diverso. La actividad cinegética en sí misma (el ruido de los disparos o la presencia de cazadores o perros), como ocurre con otras actividades lúdicas, produce efectos estresantes negativos en especies protegidas (Fox & Madsen 1997, Arroyo & Razin 2006, Thiel et al. 2007, Casas et al. 2009; Tarjuelo et al. 2015). La caza puede incluso producir la muerte de individuos que son confundidos con especies cinegéticas (Martínez-Abraín et al. 2013). Los daños ocasionados por la utilización de municiones de plomo está de sobra documentado, así como los beneficios inmediatos que tiene la utilización de municiones alternativas (Mateo et al. 2013). La gestión cinegética (acciones destinadas a mejorar las poblaciones de especies cinegéticas) también puede tener impacto sobre poblaciones de especies no cinegéticas. Por ejemplo, los problemas sanitarios asociados a las sueltas de animales criados en granjas pueden afectar a especies no cinegéticas (Villanúa et al. 2007). El vallado de cotos para limitar el movimiento de ungulados puede tener consecuencias negativas en mamíferos terrestres no cinegéticos (García et al. 1998). La sobreabundancia de ungulados (que a veces puede ocurrir asociada al mantenimiento de sus poblaciones cercadas, o por el uso indiscriminado de fuentes de alimentación suplementaria) puede repercutir negativamente en la vegetación, y de forma indirecta en otros herbívoros, los animales que se alimentan de ellos y el sistema en su conjunto (Côté et al. 2004, Oro et al. 2013). El control directo de poblaciones de depredadores generalistas realizado para tratar de aumentar el tamaño de las poblaciones de especies de caza menor, práctica muy extendida en España, puede desestabilizar las comunidades de carnívoros (Casanovas et al. 2012, Barrull et al. 2014) y tener consecuencias negativas en otras especies (SECEM 2010).

4. La actividad cinegética debe realizarse de modo que no produzca daños irreversibles en las poblaciones de especies no cinegéticas.

Los objetivos del Plan Estratégico del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad 2011-2017 promueven el impulso del papel de las entidades de caza en la custodia del territorio, y por tanto de la conservación de los hábitats. No obstante, no existen actualmente herramientas específicas que beneficien a las entidades de caza que lo implementen, o que penalicen a aquellas que no lo hagan. Consideramos que es crítico en el contexto actual una mejor identificación de los terrenos y sistemas cinegéticos en los que los aspectos mencionados (protección del hábitat, gestión adaptativa de poblaciones silvestres, defensa de recursos no cinegéticos) estén claramente desarrollados. En este sentido, la implementación de certificaciones como el de la “calidad cinegética” de las explotaciones (Carranza & Vargas 2007), ya aprobada en las Comunidades Autónomas de Andalucía, Extremadura y Castilla-La Mancha y actualmente en fase de desarrollo normativo, es fundamental para identificar y promover sistemas de gestión cinegética compatibles con la conservación.

SEO/BirdLife y su Comité Científico reconocen que la gestión cinegética ha permitido en algunos casos la conservación de hábitats beneficiosos para las especies cinegéticas, lo que ha contribuido indirectamente a la conservación de otras especies (Robertson et al. 2001, Oldfield et al. 2003, Estrada et al. 2015). En España existen fincas de caza y terrenos públicos con gestión cinegética que son actualmente zonas conservadas en excelente estado y que sirven de refugio a numerosas especies protegidas (FAAI 2010, Perea 2014). Por tanto, los gestores de caza y las sociedades de cazadores tienen un gran potencial como herramientas de conservación (Gutiérrez 2013), siendo los ejemplos de participación en actividades de conservación de este colectivo numerosos y encomiables (e.g. http://www.cazayconservacion.org/ ; http://www.fundacionosopardo.org/index.php/proyectos/caza-y-oso/ ; http://lifeurogallo.es/gl/node/9240 ).

La forma natural de preservar o aumentar los recursos cinegéticos es la conservación de los hábitats naturales (Oldfield et al. 2003), que son en última instancia los que proporcionan los recursos (alimento, refugio, agua, etc.) de los que dependen todas las especies, incluidas las cinegéticas.

El desajuste entre la demanda cinegética actual y las posibilidades máximas de extracción en función de las abundancias de poblaciones silvestres es la causa última de las alteraciones más graves que ahora existen en las poblaciones sometidas a explotación cinegética, tales como las propiciadas por la introducción de especies exóticas, la transmisión de enfermedades o la introgresión genética. En clara contraposición con la premisa de la gestión de recursos naturales renovables, existe una tendencia creciente, tanto en nuestro país como en otros, a la utilización de animales criados en granja y liberados posteriormente al medio natural para su captura (Champagnon et al. 2012), e incluso al desarrollo de explotaciones “cinegéticas” basadas fundamentalmente en este tipo de animales (Arroyo et al. 2012, Díaz-Fernández et al. 2012). Este tipo de caza concibe las especies cinegéticas y su gestión como un tipo de explotación ganadera. La captura en semi-libertad de animales criados en granja, y más generalmente la suelta de ejemplares con la única finalidad de ser capturados, es un claro caso de artificialización de la caza, incompatible con la conservación del medio natural (Díaz et al. 2009, Covisa 2015). Además, puede llevar a la sobreexplotación de las poblaciones silvestres que conviven con los ejemplares liberados, en vez de diluir la mortalidad por caza en dichas poblaciones (Casas et al. 2016), por lo que su utilización puede incrementar los declives poblacionales de las poblaciones silvestres. Resulta particularmente preocupante que muchas de las sueltas de animales criados en granjas se realicen sin controles genéticos o sanitarios, con graves consecuencias genéticas (hibridación, disminución de la variabilidad genética, pérdida de variedades locales, depresión por exogamia) y demográficas (mortalidad debida a enfermedades introducidas por los animales liberados) en dichas poblaciones (Blanco-Aguiar et al. 2008, Delibes-Mateos et al. 2008, Casas et al. 2012, Díaz-Sánchez et al. 2012). Para minimizar los problemas asociados a estas prácticas, sería necesario no sólo regular de forma más eficiente las condiciones genéticas y sanitarias de las granjas cinegéticas, sino limitar al máximo su utilización y regular estrictamente, tanto de forma espacial como temporal, el uso de las sueltas para la recuperación de las poblaciones sobreexplotadas.

Como se detalla en el punto anterior, la extracción de individuos debe calcularse en función de la capacidad de regeneración natural de las poblaciones (Leopold 1933, Milner-Gulland et al. 2009). En el caso de la caza recreativa, la oferta no debe adecuarse por tanto a la demanda de los cazadores, sino a dicha capacidad de regeneración natural.

La idea de plantear la gestión de la caza en un marco de gestión adaptativa ya está definida en los objetivos del Plan Estratégico del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad 2011-2017 (Real Decreto 1274/2011, de 16 de septiembre). Este tipo de gestión se basa en el seguimiento continuado de las poblaciones, y la modificación del esfuerzo de caza en función de las variaciones poblacionales. No obstante, y a pesar de que los gestores cinegéticos aceptan que la regulación de la caza se debe hacer en función de la abundancia y la estructura de las poblaciones, los métodos de seguimiento tanto de las poblaciones como de las capturas son claramente imperfectos e imprecisos para muchas especies y regiones. Las estimas poblacionales locales suelen realizarse en muchos cotos sólo de forma cualitativa, lo que es insuficiente para regular de forma adecuada las capturas (Caro et al. 2015). Además, no existen censos regulares de las poblaciones explotadas en la mayor parte del territorio nacional, y los datos oficiales de capturas son también inexactos e insuficientes y, en el caso de algunos territorios, inexistentes. En muchos casos, la obligatoriedad de proporcionar información anual de las capturas en cada terreno cinegético a las autoridades competentes no se cumple o se estima en lugar de cuantificarse. En conjunto, en el Inventario Español del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad se considera que el estado de conocimiento de los componentes del Inventario Español de Caza y Pesca (que incluye información sobre poblaciones, capturas y evolución genética de las especies cinegéticas) es muy bajo (IEPNB 2013). Al mismo tiempo, la caza basada en trofeos está sesgada hacia machos adultos. En estos casos, para evaluar si hay daños demográficos en las poblaciones y, en su caso, evitarlos, tanto los métodos de censo y control de capturas como el cálculo de cupos deberían realizarse para cada una de las clases de edad y sexo de la población, algo que en la actualidad tampoco sucede (IEPNB 2013). La regulación de la puntuación de los trofeos debería además incorporar hasta qué punto los individuos capturados implican un desequilibrio demográfico de las poblaciones de origen, de forma que se penalizara a los procedentes de poblaciones desequilibradas demográficamente (Carranza & Vargas 2007). Finalmente, la introducción de variedades genéticas foráneas, siendo ilegal según la normativa española y comunitaria (BOE 2007), sigue ocurriendo tanto en la caza mayor (Fernández-García et al. 2014) como en la menor (Blanco-Aguiar et al. 2008, Laikre et al. 2010), y debería ser penalizada de forma más contundente, tanto por el colectivo de cazadores como por las administraciones regionales competentes en asegurar el cumplimiento de las leyes.

Para que se cumpla este objetivo, es imprescindible en primer lugar que el número de piezas cazadas no sobrepase la capacidad de regeneración de la población (Leopold 1933, Milner-Gulland et al. 2009), existiendo en la actualidad conocimiento científico y técnico suficiente sobre el modo de determinar los cupos máximos para cualquier población explotada a partir de estimas de su tamaño (número de individuos) y del número de individuos extraídos, incluyendo la opción de vedas temporales o permanentes para poblaciones muy pequeñas o en declive (Milner-Gulland et al. 2009). En segundo lugar, las capturas no deben estar dirigidas de forma incontrolada hacia un sexo o grupo de edad determinado, ya que esto puede producir daños en la capacidad de recuperación de las poblaciones (Milner-Gulland et al. 2009, Torres-Porras et al. 2014). Finalmente, deben evitarse la caza selectiva de individuos con características particulares, la reducción de los tamaños efectivos de las poblaciones (es decir, una disminución desproporcionada de los individuos con capacidad reproductora), la introducción de variedades genéticas foráneas en el medio para su caza, o la depresión por endogamia en poblaciones aisladas por vallados, ya que pueden producir daños genéticos en las poblaciones explotadas y disminuir su viabilidad (Carranza & Martínez 2002, Carranza et al. 2003, 2016, Rodriguez-Muñoz et al. 2015).

Referencias

Arroyo B. & Razin M. 2006. Effect of human activities on Bearded Vulture behaviour and breeding success in the French Pyrenees. Biological Conservation 128: 276-284.

Arroyo, B., Delibes-Mateos, M., Diaz-Fernandez, S., & Viñuela, J. 2012. Hunting management in relation to profitability aims: red-legged partridge hunting in central Spain. European Journal of Wildlife Research 58:847-855

Barrull J., Mate I., Salicru M., Palet J., Casanovas J.G., Gosalbez J. & Ruiz-Olmo J. 2014. Differential response of a carnivore community to predator control: a spatio-temporal observational study. Italian Journal of Zoology 81: 271-279

Blanco-Aguiar J.A., González-Jara P., Ferrero M.E., Sánchez-Barbudo I., Virgós E., Villafuerte R. & Dávila J.A. 2008. Assessement of game restocking contributions to anthropogenic hybridization: The case of the Iberian red-legged partrdige. Animal Conservation 11: 535-545

BOE 2007. Ley 42_2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad. Boletín Oficial del Estado 299: 51275-51327.

Campos P., Caparrós A., Beguería S., Carranza J., Díaz-Balteiro L., Díaz M., Farizo B.A., Herruzo C., Martínez F., Montero G., Ovando P., Oviedo J.L., Soliño M., Aldea J, Almazán E., Álvarez A., Concepción E.D., Fernández C., De Frutos P., Martínez-Jáuregui M., Mesa B., Pasalodos M., Romero C., Serrano R., & Torres J. 2014. RECAMAN: Manufactured and environmental total incomes of Andalusian forest. CSIC. Madrid. http://www.recaman.es/sites/default/files/RECAMAN_SUMMARY_02_04_14.pdf

Campos P., Huntsinger L., Oviedo J.L., Díaz M., Starrs P., Standiford R.B. & Montero G. (eds.). 2013. Mediterranean oak woodland working landscapes: dehesas of Spain and ranchlans of California. Springer, New York.

Caro J., Delibes-Mateos M., Viñuela J. & Arroyo B. 2015. Improving decisión-making for sustainable hunting: regulatory mechanisms of hunting pressure in red-legged partridge. Sustainability Science 10: 479-489.

Carranza J. & Martínez J.G. 2002. Consideraciones evolutivas en la gestión de especies cinegéticas. En: Evolución, la base de la Biología (M. Soler, ed.). Proyecto Sur Ediciones, Granada. pp. 373-387.

Carranza J. & Vargas J.M. 2007. Criterios para la certificación de la calidad cinegética en España. Universidad de Extremadura, Cáceres.

Carranza J., Martínez J.G., Sanchez-Prieto C., Fernández-García J.L., Sánchez-Fernández B., Alvarez-Alvarez R., Valencia J. & Alarcos S. 2003. Game species: extinctions hidden by census numbers. Animal Biodiversity and Conservation 26: 81-84.

Carranza J., Salinas M., De Andrés D. & Pérez-González J. 2016. Iberian red deer: paraphyletic nature at mtDNA but nuclear markers support its genetic identity. Ecology and Evolution 6: 905-922.

Casanovas J.G., Barrull J., Mate I., Zorrilla J.M., Ruiz-Olmo J., Gosalbez J. & Salicru M. Shaping carnivore communities by predator control: competitor release revisited. Ecological Research 27: 603-614.

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., Mougeot F., Sánchez-Barbudo I., Dávila J.A. & Viñuela J. 2012. Fitness consequences of anthropogenic hybridization in wild red-legged partridge (Alectoris rufa, Phasianidae) populations. Biological Invasions 14: 295–305.

Casas, F., Arroyo, B., Viñuela, J., Guzmán J.L. & Mougeot F. 2016. Are farm-reared red-legged partridge releases increasing hunting pressure on wild breeding partridges in central Spain?. European Journal of Wildllife Research 62: 79-84.

Champagnon J., Elmberg J., Guillemain M., Gauthier-Clerc M. & Lebreton J.D. 2012. Conspecifics can be aliens too: A review of effects of restocking practices in vertebrates. Journal for Nature Conservation 20: 231-241.

Côté S.D., Rooney T.P., Tremblay J.P., Dussault C. & Waller D.M. 2004. Ecological impacts of deer overabundance. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics 35: 113-147

Covisa J. 2015. Caza sostenible. Fundación Caza Sostenible, Charleston.

Delibes-Mateos M., Ramírez E., Ferreras P. & Villafuerte R. 2008. Translocations as a risk for the conservation of European wild rabbit Oryctolagus cuniculus lineages. Oryx 42: 259-264

Delibes-Mateos M., Díaz-Fernández S., Ferreras P., Viñuela J & Arroyo B. 2013. The role of economic and social factors driving predator control in small game estates in central Spain. Ecology and Society 18: 28 http://dx.doi.org/10.5751/ES-05367-180228

Delibes-Mateos M., Giergiczny M., Caro J., Viñuela J., Riera P. & Arroyo B. 2014. Does hunters’ willingness to pay match the best hunting options for biodiversity conservation? A choice experiment application for small-game hunting in Spain. Biological Conservation 177: 36-42.

Díaz, M. y Pulido, F.J. 2007. Certificación de caza sustentable en sistemas forestales. En: Criterios para la Certificación de la Calidad Cinegética en España (J. Carranza & J.M. Vargas, eds.). Universidad de Extremadura, Cáceres, pp. 39-43.

Díaz M., Campos P. & Pulido F.J. 2009. Importancia de la caza en el desarrollo sustentable y en la conservación de la biodiversidad. En Gestión cinegética en los ecosistemas mediterráneos (M. Sáez de Buruaga & J. Carranza, coords.). Junta de Andalucía, Sevilla, pp. 21-33.

Díaz-Fernandez, S., Viñuela, J. & Arroyo, B. 2012. Harvest of Red-legged partridge in central Spain. Journal of Wildlife Management 76:1354–1363

Díaz-Fernandez S., Arroyo B., Casas F., Haro M. & Viñuela J. 2013. Effect of management techniques on red-legged partridge abundance. PLOS One 8: e66671.

Díaz-Sánchez S., Mateo Moriones A., Casas F. & Höfle U. 2012. Prevalence of Escherichia coli, Salmonella sp. and Campylobacter sp. in the intestinal flora of farm-reared, restocked and wild red-legged partridges (Alectoris rufa): is restocking using farm-reared birds a risk? European Journal of Wildlife Research 58: 99–105.

Estrada A., Delibes-Mateos M., Caro J., Viñuela J., Díaz-Fernández S., Casas F. & Arroyo B. 2015. Does small-game management benefit steppe birds of conservation concern? A field study in central Spain. Animal Conservation 18: 567-575.

FAAI (Fundación Amigos del Aguila Imperial). 2010. Guía para la conservación del águila imperial ibérica en fincas privadas. Fundación Amigos del Aguila Imperial, Sevilla.

Fernández-García J.L., Carranza J., Martínez J.G. & Randi E. 2014. Mitochondrian D-loop phylogeny signals two native Iberian red deer (Cervus elaphus) lineages genetically different to Western and Eastern European red deer and infers human-mediated translocations. Biodiversity and Conservation 23: 537-554

Fox A.D. & Madsen J. 1997. Behavioural and distributional effects of hunting disturbance on waterbirds in Europe: implications for refuge design. Journal of Applied Ecology 34: 1-13.

García F.J., Orueta J.F. & Aranda Y. 1998. Permeabilidad de los vallados cinegéticos de caza mayor. Efecto barrera e implicaciones para la conservación de especies amenazadas. Galemys 10: 109-119.

Gutiérrez J.E. 2013. The potential of hunting societies as a conservation tool in Spain. Ecosistemas 22:104-106.

IEPNB (Inventario Español del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad). 2013. Informe sobre el estado del Patrimonio Natural y de la Biodiversidad en España. Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente.

Laikre L., Swartz M.K., Waples R.S., Ryman N. & The GeM Working Group. 2010. Compromising genetic diversity in the wild: unmonitored large-scale release of plants and animal. Trends in Ecology and Evolution 25: 520-529

Leopold A. 1933. Game management. University of Wisconsin Press, Madison.

Márquez C., Vargas J.M., Villafuerte R. & Fa J.E. 2013. Risk mapping of illegal poisoning of avian and mamalian predators. Journal of Wildlife Management 77: 75-83

Martínez-Abraín A., Viedma C., Gómez J.A., Bartolomé M.A., Jiménez J., Genovart M. & Tenan S. 2013. Assessing the effectiveness of a hunting moratorium on target and non-target species. Biological Conservation 165: 171-178.

Mateo R., Vallverdú-Coll N. & Ortiz-Santaliestra M.E. 2013. Intoxicación por munición de plomo en aves silvestres en España y medidas para reducir el riesgo. Ecosistemas 22: 61-67.

Mateo-Tomás P., Olea P.P., Sánchez-Barbudo I.S. & Mateo R. 2012. Alleviating human-wildlife conflicts: Identifying the causes and mapping the risk of illegal poisoning of wild fauna. Journal of Applied Ecology 49: 376-385.

Milner-Gulland E.J., Bunnefeld N. & Proaktor G. 2009. The science of sustainable hunting. En: Recreational hunting, conservation and rural livelihoods: science and practice (B. Dickson, J. Hutton & W. Adams, eds). Wiley-Blackwell, Oxford, pp. 75-93

Oldfield T.E.E., Sminth R.J., Harrop S.R. & Leader-Williams N. 2003. Field sports and conservation in the United Kingdom. Nature 423: 531-533.

Oro D., Genovart M., Tavecchia G., Fowler M.S. & Martínez-Abraín A. 2013. Ecological and evolutionary implications of food subsidies from humans. Ecology Letters 16: 1501–1514.

Perea R. 2014. El papel de la caza mayor en la gestión y conservación de los hábitats. Ambienta 108: 44-51.

Robertson P.A., Park K.J. & Barton A.F. 2001. Loss of heather Calluna vulgaris moorland in the Scottish uplands: the role of red grouse Lagopus lagpus scoticus management. Wildlife Biology 7: 11-16.

Rodríguez-Muñoz R., del Valle C.R., Bañuelos M.J. & Mirol P. 2015. Revealing the consequences of male-biased trophy hunting on the maintenance of genetic variation. Conservation Genetics 16: 1375-1394.

Sáenz de Buruaga M & Onrubia A. 2009. Planes técnicos de caza. En Gestión cinegética en los ecosistemas mediterráneos (M. Sáez de Buruaga & J. Carranza, coords.). Junta de Andalucía, Sevilla, pp. 67-76.

SECEM. 2010. Recomendaciones de la Sociedad Española para la Conservación y Estudio de los Mamíferos (SECEM) sobre el control de depredadores. SECEM, Málaga.

Skonhoft A., Yoccoz N.G., Stenseth N.C., Gaillard J.M. & Loison A. 2002. Management of chamois (Rupicapra rupicapra) moving between a protected core area and a hunting area. Ecological Applications 12: 1199-1211.

Tarjuelo R., Barja I., Morales M.B., Traba J., Benítez A., Casas F., Arroyo B. & Mougeot F. 2015. Effects of weekend human activity on physiological stress and behavioral responses of an endangered steppe-bird. Behavioral Ecology 26: 828-838

Thiel D., Menoni E., Brenot J.F. & Jenni, L. 2007. Effects of recreation and hunting on flushing distance of Capercaillie. Journal of Wildlife Management 71: 1784-1792.

Torres-Porras J., Carranza J., Pérez-González J., Mateos C. & Alarcos S. 2014. The tragedy of the commons: unsustainable population structure of Iberian red deer in hunting estates. European Journal of Wildlife Research 60: 351-357

Villanúa D., Casas F.,Viñuela J., Gortázar C., García de la Morena E.L. & Morales M.B. 2007. First occurence of Eucoleus contortus in a little bustard Tetrax tetrax. A negative effect of red-legged partridge Alectoris rufa releases on steppe bird conservation? Ibis 149: 405-406.