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Key words: Calandra lark, habitat, abundance, status, threats.
Hábitat La calandria común es una especie ligada a paisajes abiertos, fundamentalmente las estepas y desiertos semiáridos euroasiáticos y los sistemas cerealistas rotacionales de secano (Cramp, 1988; de Juana et al., 2004). En la península ibérica, la calandria común abunda en las estepas, pastizales y cultivos extensivos de cereal de los pisos termo y mesomediterráneo (Tellería et al., 1999). En los páramos del piso supramediterráneo ocupa los campos cultivados de cereal y evita las zonas dominadas por caméfitos (Tellería et al., 1999). Esta especie se encuentra en altitudes bajas, aunque en la Meseta norte puede ocupar estepas cerealistas situadas entre los 1.000-1.600 m (Tellería et al., 1999). Aunque la calandria común es una especie tolerante a la aridez (Cramp, 1988; Mañosa et al., 1996; Suárez-Seoane et al., 2002a) y en Rusia ocupa regiones semidesérticas, en la península ibérica evita las estepas subdesérticas de Almería (Tellería et al., 1999). En los sistemas mediterráneos, la calandria común ocupa fundamentalmente los cultivos de cereal y los pastizales con escasez de árboles, matorrales y cultivos herbáceos de regadío (Brotons et al., 2004; Canut et al., 1987; Díaz et al., 1993; Giralt et al., 2021; Morgado et al., 2010; Tellería et al., 1988). La calandria muestra una clara preferencia por paisajes poco diversos dominados por cultivos herbáceos de secano y por terrenos llanos que facilitan la detección de depredadores y la búsqueda de alimento (Brotons et al., 2004; Suárez-Seoane et al., 2002a). La fragmentación del paisaje afecta negativamente a esta especie (Morgado et al., 2010), lo cual puede determinar su distribución en el conjunto de la península ibérica (Reino et al., 2013). La probabilidad de presencia de la calandria en cuadrículas UTM de 10 x 10 km aumenta con la extensión de hábitat adecuado y el número de parches, pero disminuye con la densidad de borde en aquellos paisajes estructuralmente complejos (Reino et al., 2013). La presencia de grandes infraestructuras lineales como las líneas de tren de alta velocidad también pueden tener efectos negativos sobre sus poblaciones, ya que los individuos están expuestos a un mayor riesgo de mortalidad por colisión (Malo et al., 2017). Los modelos de distribución muestran que las variables climáticas tienen un peso importante sobre la distribución de la calandria común en la península ibérica (Reino et al., 2013). La probabilidad de presencia de la calandria decae con el aumento de la temperatura media anual y de las precipitaciones, lo cual puede ser debido al efecto que ejerce el clima sobre la distribución espacial de los hábitats ocupados por esta especie más que por restricciones fisiológicas (Cramp, 1988; Reino et al., 2013). Hábitat de reproducción La calandria común ocupa paisajes estructuralmente simples, dominados por comunidades de especies herbáceas en terrenos llanos durante la época reproductora (Mañosa et al., 1996; Sanz-Pérez et al., 2019; Suárez-Seoane et al., 2002a). Los paisajes cultivados con cereal en régimen de secano y los pastizales utilizados para el pastoreo de ganado son hábitats fundamentales para esta especie en los entornos mediterráneos (Brotons et al., 2004; Canut et al., 1987; de Juana y García, 2005; Giralt et al., 2021; Mañosa et al., 1996). En un estudio realizado en los pastizales naturales mediterráneos de La Crau, en el sureste de Francia, la calandria común fue la única especie que se encontró ligada exclusivamente a este tipo de hábitats modelados durante siglos de pastoreo extensivo (Brotons et al., 2005). Esta preferencia por las zonas dominadas por pastizales también se ha observado en Extremadura (de Juana y García, 2005), aunque el clima parece condicionar la utilización que hace de este hábitat. En este estudio, los autores encontraron que la abundancia de calandrias fue mayor en paisajes cerealistas durante los años secos, posiblemente porque los campos cultivados con cereal desarrollaron una vegetación de menor altura que en los años lluviosos, la cual resulta más adecuada para nidificar (de Juana y García, 2005). La presencia de zonas de vegetación natural formadas por matorral disperso es un atrayente para la calandria común en los sistemas cerealistas de Cataluña y de León (Giralt et al., 2021; Suárez-Seoane et al., 2002b) mientras que en Portugal se ha observado un efecto negativo del matorral sobre la presencia de la especie, aunque no sobre la abundancia (Morgado et al., 2010). También se ha encontrado un rechazo a los suelos más rocosos y preferencia hacia los cultivos en las parameras del Sistema Ibérico (Soria) (Barrero et al., 2023). La calandria común evita lugares próximos a cultivos herbáceos de regadío (Giralt et al., 2021), y la densidad de aves decae fuertemente con la presencia de árboles o manchas forestales y la proximidad a carreteras (Morgado et al., 2010; Reino et al., 2009). La calandria común requiere no sólo de paisajes estructuralmente simples, sino que presenten una baja fragmentación de hábitat (Suárez-Seoane et al., 2002a). En mosaicos cerealistas del centro peninsular se ha observado una asociación positiva entre la abundancia de calandrias y el tamaño de los campos (Sanza et al., 2012). En Portugal, la abundancia de la calandria común también aumenta con el tamaño de parche – las mayores densidades de calandria común en pastizales se registraron en campos de más de 100 ha (Reino et al., 2009) – y la superficie de hábitats abiertos (McMahon et al., 2010; Reino et al., 2010). La forma de los campos también parece afectar a la distribución de la calandria, ocupando preferentemente campos de formas simples (circulares, rectangulares) en los que se minimiza la longitud del borde (McMahon et al., 2010). El efecto negativo de la fragmentación del paisaje queda igualmente reflejado por la tendencia de la calandria común a evitar la periferia de los campos. Reino y colaboradores (2009) encontraron que, en parches agrícolas situados a menos de 300 metros de una masa forestal, la calandria presentaba densidades menores a las habituales en los medios agrícolas. Además, estos investigadores observaron que la abundancia de calandrias no sólo aumentaba con la distancia al borde, sino que el aumento en la densidad era mayor en paisajes con una mayor extensión de hábitats abiertos (Reino et al., 2009, 2010). La evitación de paisajes fragmentados puede ser consecuencia de diversos factores no excluyentes: un mayor riesgo de depredación en el borde de los campos, una mayor abundancia y diversidad de depredadores asociados a la presencia de zonas de bosque o de matorral, o una menor eficacia en la búsqueda de alimento en zonas con menor visibilidad donde disminuye el tiempo que las aves destinan a la alimentación en favor de una mayor vigilancia (Pita et al., 2009; Vickery et al., 1999; Whittingham y Evans, 2004). El aumento en la complejidad estructural y la fragmentación de los paisajes abiertos como consecuencia de la matorralización tras el abandono de tierras agrícolas provoca también una disminución de la abundancia o desaparición de calandrias (Reino et al., 2010; Suárez-Seoane et al., 2002b). Sin embargo, el efecto negativo de la fragmentación del paisaje sobre la abundancia de la especie parece ser menos notorio durante la época reproductora, cuando la especie puede ocupar zonas con mayores niveles fragmentación, aunque a bajas densidades (Morgado et al., 2010). Este fenómeno puede ser debido al comportamiento territorial de los individuos reproductores, que obliga a una parte de la población a situar sus territorios en parches de hábitat subóptimos (Morgado et al., 2010). Esta mayor tolerancia a la fragmentación podría explicar que la distribución espacial de las poblaciones reproductoras sea más amplia que la distribución de las aves invernantes (Morgado et al., 2010). En los sistemas rotacionales cerealistas, los rastrojos son utilizados por las calandrias debido a una mayor abundancia y fácil acceso a las semillas (Delgado y Moreira, 2000). Igualmente, la tierra en barbecho es de especial relevancia para esta especie (Leitão et al., 2010; Mañosa et al., 1996; Moreira y Leitão, 1996). Los barbechos son utilizados por las calandrias con mayor intensidad que los campos de cereal o los labrados debido a una estructura de la vegetación más adecuada para las aves reproductoras (Delgado y Moreira, 2000), que utilizan parches con una cobertura vegetal entre 50−95% y una altura de la vegetación que no supere los 50 cm (Cardador et al., 2014; Morgado et al., 2010; Sviridova et al., 2020), siendo la altura el rasgo más restrictivo (Moreira, 1999). La edad de los barbechos en relación con la complejidad estructural de la comunidad vegetal es un factor que puede influir en la abundancia de calandrias. En Castro Verde, una de las regiones lusas más importantes para la conservación de las aves esteparias y donde la calandria común es una de las especies más abundantes, se observó una mayor densidad en un barbecho de 6 años de antigüedad que en otro de dos años (Moreira y Leitão, 1996). Según los autores, esto podía estar ligado a que el barbecho de mayor edad presentaba una vegetación más densa, sin apenas suelo desnudo, y de mayor altura (alcanzando los 50 cm) o por la ausencia de pastoreo (Moreira y Leitão, 1996). Sin embargo, estudios posteriores han mostrado que la calandria común se ve beneficiada por el pastoreo en los sistemas mediterráneos portugueses, ya que esta actividad favorece una comunidad vegetal con las características estructurales requeridas por esta especie (Faria y Morales, 2020; Ramos et al., 2021). La calandria común utiliza parcelas pastoreadas tanto por ovino como por vacuno, aunque se observa una cierta preferencia por las zonas con rebaños de vacuno (Faria y Morales, 2020; Ramos et al., 2021). El uso de los campos pastoreados en los paisajes agrícolas mediterráneos contrasta con el patrón observado en regiones del suroeste de Rusia. En las estepas naturales y desiertos semiáridos de Kazajistán, las calandrias prefieren zonas con una nula o baja carga ganadera (Fedosov, 2010; Kamp et al., 2012). La calandria experimentó un notable incremento poblacional en las regiones estepáricas rusas tras el abandono masivo de explotaciones ganaderas con la caída de la Unión Soviética (Fedosov, 2010; Kamp et al., 2012). Otra importante diferencia en el uso del hábitat entre las poblaciones europeas orientales y occidentales son las altas densidades registradas en pastizales irrigados. En el oeste de Rusia, la calandria común es la especie más abundante en pastizales permanentes irrigados (61,5 aves/km2), con densidades que superan a las registradas en otros cultivos como el trigo de invierno o la colza (Sviridova et al., 2020). A pesar de las diferencias encontradas entre poblaciones europeas, la calandria común mantiene esa preferencia por zonas con una vegetación relativamente alta y densa (Kamp et al., 2012). Aunque en estepas naturales de Kazajistán la calandria ocupa comunidades florísticas de composición diversa (Kamp et al., 2012), las diferencias en la abundancia de calandrias entre comunidades vegetales parecen estar vinculadas más a la cobertura que confieren las especies herbáceas que a la identidad de las especies. Así, las calandrias utilizan zonas con una cobertura de especies herbáceas superior al 50% y con presencia de plantas de porte arbustivo como Spiraea hypericifolia, Rhamnus cathartica o Rosa spp. (Oparin et al., 2018). El clima también afecta a la distribución espacial de la especie. Suárez-Seoane et al. (2004) observaron un efecto de las precipitaciones y la evapotranspiración sobre la distribución de la calandria común a escala peninsular. Sin embargo, el efecto directo de las precipitaciones sobre la abundancia de esta especie durante la primavera no es tan evidente a escala de paisaje, a diferencia de lo que ocurre con otras aves esteparias (de Juana y García, 2005). A pesar de ello, la pluviometría sí parece afectar a los patrones de abundancia, aunque de forma indirecta modulando el uso de los hábitats, tal y como se ha descrito anteriormente (de Juana y García, 2005). Finalmente, un estudio reciente realizado en zonas semidesérticas situadas al norte del mar Caspio ha mostrado la existencia de una relación positiva entre la abundancia de calandrias y la humedad ambiental, observándose además que las aves prefieren nidificar en depresiones del terreno (Oparin et al., 2020). Hábitat de invernada Durante el periodo invernal, la calandria común apenas modifica sus preferencias de hábitat: sigue ocupando paisajes estructuralmente simples, sin apenas presencia de arbolado y dominados por pastizales y cultivos herbáceos de secano (Belamendia, 2012; Carrascal et al., 2002; Moreira et al., 2005; Suárez et al., 2004); aunque en esta época puede ocupar cultivos de regadío (Belamendia, 2012). En mosaicos cerealistas del centro peninsular, las calandrias prefieren zonas caracterizadas por una baja densidad de linderos entre campos de cultivos (Delgado et al., 2013). La susceptibilidad de esta especie a la fragmentación de hábitat parece intensificarse durante el invierno, cuando las aves se agregan en grandes bandos y frecuentan grandes zonas abiertas (Morgado et al., 2010). Como se describió en la sección anterior, la mayor evitación de zonas fragmentadas durante el invierno puede estar tras una distribución espacial más restringida que la observada durante el periodo reproductor, ocupando solamente los hábitats de mejor calidad (Morgado et al., 2010). Los campos en barbecho son importantes para la calandria común también durante el invierno, aunque la diferencia en la abundancia de aves entre barbechos y campos sembrados no es tan marcada como durante la reproducción (Canut et al., 1987; Delgado y Moreira, 2000). Aunque la abundancia de alimento se ha propuesto como un factor determinante sobre la abundancia de las aves, esto no parece ocurrir en los paisajes cerealistas ibéricos, donde la abundancia de semillas resulta suficiente para cubrir las demandas energéticas de la comunidad de aves (Díaz y Tellería, 1994). Cuando la comida es abundante, los individuos priman reducir el riesgo de depredación (Sirot et al., 2021), por lo que factores relativos a la estructura de la vegetación tienen un mayor peso sobre el uso que las calandrias hacen del hábitat durante el invierno. Así, estas aves utilizan en mayor medida los campos recién sembrados o incluso los rastrojos que los campos de cultivo abandonados, los barbechos viejos o los pastizales (Díaz y Tellería, 1994; Suárez et al., 2004). Aunque estos últimos presentan una mayor abundancia de semillas, su mayor cobertura y densidad tanto de plantas herbáceas como arbustivas dificultan el acceso al alimento y la vigilancia frente a depredadores en aves de pequeño tamaño como la calandria común (Díaz y Tellería, 1994). Aun así, los paisajes con vegetación natural o seminatural formados por herbáceas o pequeños caméfitos de bajo porte son importantes para la calandria común, en los que alcanza mayores densidades que en sistemas cerealistas donde las tierras no sembradas son roturadas con frecuencia para prevenir el crecimiento de arvenses (Carrascal et al., 2002; Suárez-Seoane et al., 2002b). En Portugal, la densidad de calandrias es también mayor en los barbechos viejos pastoreados con ovejas, actividad que mantiene una cobertura vegetal de baja altura con parches de suelo desnudo, características óptimas para la búsqueda de alimento (Moreira et al., 2005). Sin embargo, la presencia de matorral en los paisajes cerealistas de Castro Verde afecta negativamente tanto a la presencia como a la abundancia de calandrias durante el invierno (Morgado et al., 2010).
Abundancia En la península ibérica, la abundancia de la calandria común varía en función de los pisos bioclimáticos y el tipo de paisaje (Manrique, 1996; Santos y Suárez, 2005; Suárez et al., 2009). La mayor densidad de calandria se da en los pastizales del piso mesomediterráneo (10−16 aves/10 ha), aunque también alcanza altas densidades en los cultivos de cereal de secano de los pisos supra y mesomediterráneo (4,6−9,0 aves/10 ha) y en zonas de matorral bajo del piso mesomediterráneo (4 aves/10 ha) (Carrascal y Palomino, 2008; Santos y Suárez, 2005). Las máximas densidades registradas en España están entre los 20−30 individuos/10 ha durante el periodo reproductor, principalmente en las estepas gipsófilas y salinas del valle del Ebro, en concreto en las localidades de Belchite, Alcañiz y Quinto (Tellería et al., 1999), y en algunas zonas de Almería y Murcia (de Juana y García, 2015). El grado de intensificación de los cultivos herbáceos de secano afecta negativamente a la abundancia. En un estudio realizado en Castilla y León, la densidad pasó de 13,47 aves/10 ha en cultivos extensivos a 10,91 aves/10 ha en cultivos intensivos (Díaz et al., 1993). Durante el invierno, las mayores densidades se mantienen en los cultivos de cereal, en torno a 16 aves/10 ha, mientras que la densidad cae a 1,5−3,6 aves/10 ha en cultivos de regadío y mosaicos agropecuarios, y a 1 ave/10 ha en herbazales (Belamendia, 2012; Díaz et al., 1993). En un estudio realizado por Carrascal y colaboradores (2002), la densidad de calandria común durante el invierno alcanzó el máximo en eriales compuestos por especies herbáceas y caméfitos de bajo porte en la Meseta Norte (14,68 aves/10 ha) seguidos por los cultivos herbáceos en ambas mesetas (5,58 – 3,25 aves/10 ha). En las estepas cerealistas de Portugal, la calandria común alcanza sus mayores densidades en los barbechos tanto durante el periodo reproductor (8,5 – 19,7 aves/km; densidades estimadas a partir de conteos en transectos) como en época invernal (4,8 aves/km) (Delgado y Moreira, 2000; Moreira, 1999). La edad de los barbechos puede afectar a la densidad de calandrias. En un estudio realizado en la región de Castro Verde (Portugal), la mayor densidad de aves se registró en un barbecho de 6-8 años (10,9 aves/10 ha), en concreto más del doble que la densidad observada en un barbecho de 2 años de antigüedad (4,0 aves/10 ha) (Moreira y Leitão, 1996). En zonas semidesérticas del oeste de Kazajistán dominadas por comunidades vegetales de herbáceas y matorrales se han registrado densidades de unas 8 aves/10 ha (Oparin et al., 2018). En un estudio llevado a cabo en tierras agrícolas de la región de Stavropol, en el suroeste de Rusia, se contabilizaron densidades de 6,2 aves/10 ha en pastizales cultivados permanentes, mientras que las densidades fueron menores en los campos sembrados con trigo (1,6 aves/10 ha) y colza (0,8 aves/10 ha) (Sviridova et al., 2020).
Tamaño de la población La población europea de la calandria común se estima en unos 19.800.000 – 38.400.000 individuos reproductores (BirdLife International, 2021). La población global se estima en unos 45.500.000 – 97.300.000 individuos, por lo que Europa representa aproximadamente el 45% de la población global (BirdLife International, 2022). Sin embargo, las estimas deben ser tomadas con cautela por la baja calidad de los datos empleados para su cálculo (BirdLife International, 2022). En Europa, las poblaciones de calandria se concentran mayoritariamente en la península ibérica y Rusia. Rusia cuenta con el mayor número de efectivos: se estima que hay más de 10 millones de parejas (de Juana et al., 2004). La calandria es un ave muy común en España, donde se ha estimado un tamaño poblacional promedio de unos 8.450.000 individuos (Carrascal y Palomino, 2008) mientras que en Portugal se estima que la calandria común cuenta con unas 10.000-100.000 parejas (de Juana et al., 2004). Castro Verde, un enclave de especial importancia para la conservación de las aves esteparias en el país luso, cuenta con unas 6.200 parejas de calandria (60% de la población portuguesa; Moreira et al., 2007). Destaca también Turquía, que tiene una población de calandria común estimada en unas 100.000-1.000.000 parejas, cuyos efectivos se localizan mayoritariamente en las planicies del centro y del oeste del país (de Juana et al., 2004). Esta especie es más escasa en otros países europeos: la población en Italia estaría formada por unas 5.000-15.000 parejas, en Grecia se estiman unas 3.000-5.000 parejas, al igual que en Moldavia, y en Rumanía se cifra una población de unas 1.000-5.000 parejas (de Juana et al., 2004). Destaca el elevado número de parejas reproductoras en las islas de Creta y Chipre, de unos 10.000-25.000 individuos. El rango de densidad promedio de esta especie en el conjunto de su rango de distribución oscila entre 1−3 parejas/ha (de Juana et al., 2004). Las amplias horquillas en las estimas poblacionales de la mayor parte de los países en los que la calandria común está presente y/o la antigüedad de los datos utilizados para su cálculo alertan de la necesidad de revisar dichas estimas con información actualizada que permita conocer con mayor exactitud cuál es el estatus de conservación y las tendencias poblacionales. En España, la especie cuenta con el mayor número de efectivos en Castilla y León, que alberga unos 3.250.000 calandrias (39% de la población española; Carrascal y Palomino, 2008). Le siguen Extremadura, que acoge 1.840.000 individuos (22%), Castilla-La Mancha con 1.380.000 efectivos (16%), y Aragón con 1.010.000 aves (12%). El resto de la población española se distribuye principalmente en Andalucía (648.000 individuos), Navarra (151.000 individuos) y Madrid (35.000 individuos).
Estatus de conservación La calandria común presenta una categoría global IUCN (2016) de Preocupación Menor LC (BirdLife International, 2016). Además, está incluida en el anexo II – especies de fauna estrictamente protegidas – del Convenio de Berna (82/72/CEE) y en el Anexo I de la Directiva de Aves (79/409/CEE), que engloba a las especies que requieren de medidas de protección especiales y por las que los Estados miembros deben designar zonas de especial protección (ZEPA; www.miteco.gob.es). Además, está catalogada dentro del Anexo II como “especie de especial interés” por el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas (RD 439/1990). En Europa, la calandria común ha experimentado un marcado declive poblacional en las últimas décadas de aproximadamente el 60% (EBCC, 2020). La especie ha sufrido reducciones poblacionales y contracciones en su rango de distribución en muchos países. El declive ha sido particularmente acusado en Francia, donde la especie era abundante en el siglo XIX en las regiones mediterráneas, pero pasó a contar con tan solo 400 parejas en 1980 y menos de 50 en 1997 (de Juana et al., 2004). La calandria común es una de las especies con mayores declives en Italia (Massa y La Mantia, 2010), habiendo desaparecido en la región de la Toscana y del cinturón costero del noreste de Italia (de Juana et al., 2004). La especie también ha experimentado declives en Grecia y Ucrania (de Juana et al., 2004). En Portugal, las poblaciones de esta especie se encuentran también en regresión, habiendo desaparecido de la región de Estremadura y en parte del Ribatejo y del Algarve desde 1980 (de Juana y García, 2015). En Rusia, donde la especie concentra una gran parte de su población mundial, también se han registrado declives, así como en la región semidesértica situada al norte del mar Caspio (Oparin et al., 2020). La categoría IUCN en España (2004) es No Evaluada NE (Madroño et al., 2004). Sin embargo, el análisis de los datos de aves en primavera recopilados por el Programa de Seguimiento de Aves Comunes (SACRE) de SEO/BirdLife entre 1998 y 2020 muestra que la especie se encuentra en declive moderado, con una tendencia regresiva superior al 30% (SEO/BirdLife, 2021a). Los datos de las aves recogidos por SEO/BirdLife en época invernal entre los años 2008/9 – 2019/2020 corroboran este declive moderado (SEO/BirdLife, 2021a). Los datos del programa SACRE de 1998-2012 arrojan una disminución poblacional anual promedio del 3.8% (SEO/BirdLife, 2013). Estas tendencias han motivado su inclusión en el Libro Rojo de las Aves de España (2021) como Casi Amenazada (López-Jiménez, 2021b).
Amenazas En la actualidad, el principal factor de amenaza para las poblaciones europeas mediterráneas de calandria común es la transformación que han experimentado los sistemas agrícolas para maximizar la producción desde la segunda mitad del siglo XX. La intensificación de la agricultura genera diversos impactos sobre los agroecosistemas, cambios a los cuales la calandria común es una especie altamente sensible y, por ello, sería una buena especie bioindicadora del estado de conservación de estos ecosistemas (Suárez et al., 2009). En los sistemas cerealistas, la calandria común es muy susceptible a la pérdida de superficie de barbecho debido a la alta dependencia que tiene de este tipo de hábitat (Delgado y Moreira, 2000; Leitão et al., 2010; Mañosa et al., 1996). En paisajes cerealistas de Lleida se observó que la densidad de calandria común se vio reducida de 15,5 parejas/10 ha en mayo a 3 parejas/10 ha en agosto en las zonas donde no se mantenían terrenos en barbecho (Curcó y Estrada, 1988). Gracias al uso de agroquímicos y la mecanización del laboreo, los agricultores ya no necesitan dejar la tierra en barbecho para que el suelo recupere nutrientes ni para controlar la expansión de plantas arvenses. El abandono de los sistemas tradicionales de rotación de cultivos y diversas normativas de la política agraria común europea han provocado importantes declives de la superficie de barbecho en Europa (Tarjuelo et al., 2020), con graves consecuencias para las aves de medios agrícolas (Traba y Morales, 2019). Aumentar la superficie de barbecho mediante el fomento de sistemas de rotación de cultivos en paisajes cerealistas es una medida altamente beneficiosa para diversas especies con problemas de conservación como la calandria común. Los efectos positivos del barbecho podrían verse potenciados a través de un manejo agrícola específico que genere una altura y cobertura de la vegetación óptima para la calandria común (ej. picado; Robleño et al., 2017). Sin embargo, los beneficios del barbecho para esta especie podrían verse limitados si el aumento se concentra en parches dispersos en vez de en extensiones continuas en el paisaje dada la alta sensibilidad de la calandria a la fragmentación del hábitat (McMahon et al., 2010). En los últimos años, muchos cultivos cerealistas de secano están siendo sustituidos por cultivos herbáceos de regadío o por cultivos leñosos. La sustitución de cultivos herbáceos por leñosos modifica la estructura paisajística, tanto por la introducción de masas de arbolado como por la fragmentación del hábitat, ambos factores que provocan una pérdida de la calidad del hábitat y una consecuente disminución de la densidad de calandrias (Morgado et al., 2010; Reino et al., 2009). La transformación a cultivos herbáceos de regadío para incrementar la producción es otro cambio que afecta negativamente a la superficie de hábitat óptimo para la calandria, particularmente durante el periodo reproductor, y que puede comprometer la persistencia de las poblaciones mediterráneas (Brotons et al., 2004; Díaz et al., 1993; Giralt et al., 2021). Ante este escenario de transformación a cultivos de regadío y leñosos en medios cerealistas, Cardador et al. (2014) predicen una elevada pérdida de hábitat para la calandria común en una región de 65 km2 protegida por la Red Natura 2000 en Cataluña, que podría alcanzar hasta el 100% del territorio analizado. Los autores destacan, sin embargo, que esta pérdida masiva de hábitat se vería limitada si los cambios de usos ocurriesen de manera agregada en el paisaje, asegurando la permanencia de extensiones continuas de hábitat óptimo que minimicen la fragmentación del paisaje (Cardador et al., 2014). En otro estudio anterior, se estimaron pérdidas del 35−45% de hábitat potencial para la calandria común en la Plana de Lleida ante los escenarios de ampliación del regadío (Brotons et al., 2004). El proceso de intensificación agrícola ha llevado aparejado el abandono de aquellas zonas con una baja productividad. La desaparición de la actividad agrícola y ganadera en estas regiones poco productivas ha permitido el desarrollo de comunidades de matorral y la transición hacia masas forestales, cambios que pueden afectar muy negativamente a las poblaciones de calandrias (Faria y Morales, 2020; Reino et al., 2010; Suárez-Seoane et al., 2002). En la provincia de León, se observó que la calandria común desaparecía en zonas agrícolas abandonadas en las que se había desarrollado el matorral con presencia de Quercus spp. (Suárez-Seoane et al., 2002). Estos procesos de conversión natural hacia manchas forestales y de matorral tras el abandono de las tierras improductivas se ha visto reforzado por los incentivos europeos a la reforestación de estas regiones marginales (Robson, 1997) que, sin embargo, pueden ser lugares de alto valor ecológico. En relación con el pastoreo, la calandria común es una especie que se ve beneficiada por la ganadería extensiva, ya que previene el crecimiento de especies leñosas y mantiene una comunidad herbácea de bajo porte y heterogénea en cuanto a la cobertura (Ramos et al., 2021). En Portugal, los eriales que se seguían utilizando para el forrajeo de ovino se mantenían como hábitats óptimos para la calandria común (Moreira et al., 2005). Aunque en la actualidad hay una tendencia hacia el aumento en la carga ganadera y una sustitución de cabañas de ovino por vacuno, estos cambios podrían no perjudicar a la calandria común, a diferencia de lo que pueda observarse en otras aves de medios agrícolas (Faria y Morales, 2020). Una mayor carga ganadera ejerce mayor presión sobre la comunidad vegetal, impidiendo que la vegetación se desarrolle en altura y favoreciendo la presencia de parches de suelo desnudo, características beneficiosas para la calandria común (Ramos et al., 2021). Sin embargo, el aumento en la densidad de cabezas de ganado podría conllevar otros efectos adversos como la destrucción de nidos y huevos al ser aplastados por el paso del ganado (Moreira, 1999), aunque aún no hay estudios que arrojen datos al respecto. En relación con las especies ganaderas, la mayor abundancia observada en campos pastoreados por vacas (Faria y Morales, 2020) podría no ser debida a la especie per se sino a la intensidad de la presión que el ganado ejerce sobre la comunidad florística. En un estudio realizado en Portugal, no se encontraron diferencias en la estructura de la vegetación entre parches pastoreados por vacas y ovejas, posiblemente porque la mayor presión ejercida por las vacas se vio compensada por el mayor tamaño de los rebaños de ovejas (Ramos et al., 2021). Otra amenaza a la que puede estar expuesta la calandria común es a la ingesta de rodenticidas empleados para controlar las explosiones poblacionales de topillos que afectan a diversas regiones cerealistas de Europa. En un estudio realizado con animales muertos recogidos en zonas cerealistas de Castilla y León en el año 2007, se detectó la presencia de residuos metabólicos de clorofacinona en el hígado de dos calandrias (Olea et al., 2009). El desarrollo de infraestructuras también puede afectar a las poblaciones de calandrias, ya que la abundancia de esta especie durante la época reproductora se ha relacionado negativamente con la densidad de carreteras (Morgado et al., 2010). Curiosamente, se han observado respuestas discrepantes a los cambios en la agricultura y la ganadería entre las poblaciones mediterráneas y las orientales. Mientras que las poblaciones ibéricas de calandria se benefician de los efectos del pastoreo sobre la vegetación, la abundancia de calandrias se relaciona negativamente con la densidad de ganado en el centro de Kazajistán (Kamp et al., 2012). Tras la caída de la Unión Soviética y el colapso de la producción ganadera, las poblaciones de calandria común experimentaron un importante crecimiento en las estepas rusas (Fedosov, 2010; Kamp et al., 2012). Por otro lado, la intensificación de las tierras agrícolas en uso a través del regadío parece beneficiar a la calandria en Rusia (Sviridova et al., 2020), a diferencia de lo que ocurre con las poblaciones ibéricas (Giralt et al., 2021). Aunque la relevancia de la caza como factor de amenaza ha palidecido en comparación con los efectos de la agricultura moderna en España, cabe destacar que la calandria común ha sido una de las aves más capturadas a lo largo de los siglos, ya fuera como alimento (en la enciclopedia culinaria de la Marquesa de Parabere aparecen recetas para condimentar a la calandria), para mantenerla enjaulada por su canto – práctica que ha perdurado hasta finales del siglo XX, pudiendo encontrarse machos de calandria en cautividad en el rastro de Madrid – , o quizá como medida contra los daños que provocaba en la agricultura al alimentarse de los brotes tiernos recién germinados (Aragües y Herranz, 1983; Suárez et al., 2009).
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