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Key words: White-headed Duck, habitat, population size, status, threats, conservation.
Hábitat Hábitat de reproducción Se encuentra tanto en masas de agua dulce como salobres, alcalinas y en lagos eutróficos. El régimen hídrico puede ser tanto permanente, como semipermanente o temporal. Los sitios de reproducción se caracterizan por tener vegetación emergente densa en las orillas donde ubican los nidos. Poseen una profundidad de 0,5-3 m (Bauer y Glutz von Blotzheim, 1969; Cramp y Simmons, 1977; Green y Hughes, 2001; Hughes y Green, 2005; Sebastián-González et al., 2013; Halassi et al., 2016). Hábitat de invernada Invernan tanto en lagunas de agua dulce como en lagos salinos y lagunas salobres litorales (Bauer y Glutz von Blotzheim, 1969; Cramp y Simmons, 1977; Green y Hughes, 2001; Hughes y Green, 2005) y salinas abandonadas (Paracuellos et al., 2002). También inverna en embalses, como ocurre en Túnez (Afdhal et al., 2013), Israel (Hadad y Moyal, 2007), e Irán (Joolaee et al., 2011). Los sitios de invernada tienen mayor extensión y menos vegetación (Sebastián-González et al., 2013; Halassi et al., 2016). La base bulbosa del pico contiene amplias glándulas de sal como adaptación a los hábitats salinos de invernada (Johnsgard, 1965). Selección de hábitat La disponibilidad de larvas de quironómidos es el factor clave en la selección de hábitat. Los sitios utilizados en el lago Burdur (Turquía) tenían una mayor biomasa de larvas de quironómidos (Green et al., 1996, 1999). Tiende a seleccionar las lagunas andaluzas que tienen mayor profundidad (Amat y Sánchez, 1982). Se ha observado en las lagunas de Adra (Almería) que en aquellos años en que el desplazamiento hacia el sur de la Corriente del Golfo indujo inestabilidad meteorológica favoreció la ocurrencia de fases de aguas claras y mayor número de nidadas (Moreno-Ostos et al., 2014). En el humedal de El Hondo (Alicante), durante un año húmedo aumentó la probabilidad de presencia de malvasías cabeciblancas en invierno con el incremento de superficie de agua sin vegetación. En primavera, la probabilidad de presencia aumentó con la biomasa de larvas de quironómidos y el nivel de eutrofización y disminuyó con el aumento de superficie de agua sin vegetación. En verano, la presencia de malvasías cabeciblancas se correlacionó con una densidad elevada de semillas de macrófitos, elevada transparencia del agua y mayor cobertura de macrófitos. Durante un año seco, la presencia de malvasías se correlacionó positivamente con la profundidad del agua y la biomasa de larvas de quironómidos en primavera y en verano (Armengol et al., 2008; Atiénzar et al., 2012). También en El Hondo, las aves seleccionan las charcas de mayor tamaño, donde están relativamente más asociadas al carrizal durante la época de cría, y más asociadas a zonas de aguas abiertas en invierno (Sebastián-González et al., 2013). Las malvasías cabeciblancas abandonan lagunas invadidas por las carpas (Cyprinus carpio) (Torres-Esquivias et al. 2009; Maceda-Veiga et al., 2017).
Tamaño de población Se ha estimado que entre España y Marruecos hay unos 2.500 individuos, entre Argelia y Túnez unos 400-600 individuos y unos 5.000-10.000 individuos en el Mediterráneo oriental y sudoeste de Asia, lo que representa un total de 7.900-13.100 individuos, de los que 5.300-8.700 serían adultos (BirdLife International, 2016). Los censos realizados en septiembre de 2016 en Kazajistán sugieren un mayor tamaño de las poblaciones asiáticas (Koshkina, 2016). La población española de malvasía cabeciblanca alcanzó su mínimo en 1977 con 22 individuos registrados en la laguna de Zóñar (Córdoba). Posteriormente, gracias a la protección dispensada, incrementó su número hasta alcanzar un máximo de 4.486 individuos en el año 2000 que disminuyó a 2.600 individuos en 2002 (Torres Esquivias, 2003a). En 2007 se censaron durante la reproducción entre 1.003-1.058 malvasías cabeciblancas (González García y Pérez-Aranda, 2011) y en 2015 se censaron 1.674 (Torres Esquivias, 2016). Sobre las fluctuaciones numéricas que registra la población española, ver apartados de Distribución geográfica y Estructura y dinámica de poblaciones.
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2016): En Peligro EN A2bcde+4bcde (BirdLife International, 2016). Tendencia poblacional estimada, decreciente (BirdLife International, 2016). Se incluye en esta categoría porque los censos realizados a mediados de invierno indican que ha sufrido un declive muy rápido (Green y Hughes, 1996). Sin embargo, hay incertidumbre sobra la variación anual en los movimientos a gran escala entre los sitios de invernada de las poblaciones asiáticas, lo que podría afectar a los resultados de los censos. Categoría para España IUCN (2004): En Peligro EN A3ce (Torres Esquivias, 2004). Se incluye en esta categoría por la amenaza representada por la expansión de la malvasía canela y su hibridación con la malvasía cabeciblanca (Torres Esquivias, 2004).
Factores de amenaza Especie amenazada en España por la hibridación con la malvasía canela (O. jamaicensis), intoxicación por plomo, especies introducidas, destrucción y degradación de hábitats y actividad cinegética (Torres Esquivias, 2004). Oxyura jamaicensis, especie americana introducida en el Reino Unido a partir de siete ejemplares importados de Estados Unidos en 1948, se asilvestró en los años 60 del siglo XX como resultado de la suelta y escape de zoos. Durante los años 70 y 80 se extendió por el país y comenzó a dispersarse por Europa occidental, siendo citada por primera vez en España en 1991 (Henderson, 2010). La hibridación con O. jamaicensis representa una grave amenaza para O. leucephala. Los híbridos entre las dos especies son fértiles y producen pollos viables en retrocruzamientos con ambas especies (Muñoz-Fuentes et al., 2007). Otra amenaza está representada por la pérdida de diversidad genética, que podría reducir el potencial adaptativo de la especie (Muñoz-Fuentes et al., 2005). La competición con carpas (Cyprinus carpio) introducidas en las lagunas limita las poblaciones de malvasía cabeciblanca (Almaraz García, 2001). Un estudio realizado en la laguna de Medina (Cádiz) durante el periodo 2001-2013 registró la introducción de la carpa en 2003. En 2007 la especie fue erradicada y hubo una reinvasión natural por inundación desde el río Guadalete en 2010-2011. Controlando las fluctuaciones en los niveles de agua, durante los dos periodos de invasión disminuyó en gran medida la cobertura de macrófitos y se redujo de manera pronunciada la abundancia de malvasías cabeciblancas. Similares resultados se obtuvieron al comparar la abundancia de malvasías cabeciblancas en la laguna de Zóñar (Córdoba) antes y después de la erradicación de carpas (Maceda-Veiga et al., 2017). De un total de 22 humedales importantes para la malvasía cabeciblanca en España (Green y Hughes, 1996), en 14 se ha producido la invasión por carpas. El control y/o erradicación de carpas en dichos humedales representa una prioridad para la conservación de la malvasía cabeciblanca en España (Maceda-Veiga et al., 2017). Las malvasías cabeciblancas ingieren los perdigones de plomo usándolos como gastrolitos para triturar el alimento (Mateo et al., 2000; Figuerola et al., 2005). La densidad de perdigones puede ser muy elevada en los humedales. En El Hondo (Alicante) se estimó una abundancia en el sustrato de 163 perdigones/m-2 (Mateo et al., 1998). En una muestra de Oxyura sp. de humedales españoles (n= 83), se encontraron perdigones de plomo ingeridos en el 32% de los individuos muertos por disparo y en el 70% de los encontrados muertos por otras causas. La ingestión de perdigones de plomo fue mayor en Valencia que en otros sitios (Mateo et al., 2001). Malvasías (n= 34) procedentes de El Hondo (Alicante) obtenidas entre 1996 y 2001 mostraron elevados niveles de contaminación por plomo de munición en hueso e hígado, detectándose ingestión de plomo en el 71% de los individuos analizados (Svanberg et al., 2006). Utilizando la misma muestra del trabajo anterior, también se detectaron altos niveles de selenio, Zn, y Cu (Taggart et al., 2009). La quema de la vegetación emergente en otoño es un factor de amenaza (Durmus y Nergiz, 2013). En 2006 y 2007 se registraron en las lagunas del sur de Córdoba cuatro casos de malvasías muertas que tenían gomas elásticas en el pico, cuello o cuerpo. En las lagunas de Zóñar, Amarga y del Rincón se observaron numerosas gomas en las orillas, estimándose una abundancia de hasta 90 gomas/m2. Las garcillas bueyeras (Bubulcus ibis) utilizaban árboles de las lagunas como dormidero y allí regurgitaban las gomas ingeridas en un vertedero próximo confundiéndolas como lombrices (Moreno Arroyo et al., 2009). Se ha registrado mortalidad por colisión con tendidos eléctricos, de ellos dos individuos en 1997 y uno en 1998 en la laguna de los Jarales (Córdoba) y otro en la laguna Amarga (Córdoba) en el año 2000 (Torres Esquivias y Moreno-Arroyo, 2000b). Adicionalmente, el incremento de la temperatura debido al cambio climático puede afectar a la distribución de la malvasía cabeciblanca. Se ha estimado una reducción del 100% de la extensión de su distribución en Europa durante el periodo 2070-2099, aunque la bondad de ajuste del modelo es escasa (Huntley et al., 2007).
Medidas de conservación Se ha establecido un plan de acción internacional para la conservación de la especie, en el que se propone la erradicación coordinada en Europa de O. jamaicensis, prevenir la alteración y/o destrucción de hábitats, reducir la mortalidad de adultos y mejorar el éxito reproductivo (Hughes et al., 2006). Se han propuesto en España como líneas de actuación que afectan a la especie, el seguimiento, control de malvasía canela, vigilancia de las áreas críticas, eliminación de especies animales alóctonas como la malvasía canela, la carpa y la perca americana, control de lagomorfos y roedores, cría en cautividad, corrección de tendidos eléctricos aéreos, lucha contra el plumbismo con la eliminación de los perdigones de plomo, eliminación de materiales potencialmente peligrosos para la especie, mantenimiento de niveles hídricos en humedales artificiales y regulación de actividades de caza y pesca. Como líneas de actuación que afectan al hábitat, ha propuesto la protección administrativa de áreas críticas, la restauración de la calidad y cantidad hídrica, adquisición de terrenos en áreas críticas, lucha contra la erosión y colmatación, eliminación de escombreras y recogida de residuos, y manejo del hábitat para evitar procesos infecciosos. Como líneas de investigación, proponen estudios genéticos, seguimiento y control de parámetros ambientales, inventariación de humedales, estudio de los factores naturales, mejorar el conocimiento de la biología, ecología, toxicología, patologías, movimientos migratorios de la especie y competencia con otras especies. En materia de educación, divulgación y participación ciudadana proponen la elaboración de una exposición itinerante, producción de material divulgativo, ejecución de campañas, publicación de manuales de campo y construcción de observatorios de uso público y científico (Torres Esquivias, 2004; Grupo de trabajo de la malvasía cabeciblanca, 2009). Los estudios genéticos han permitido tomar decisiones de manejo. Dichos estudios confirmaron que O. jamaicensis y O. leucocephala son dos especies diferentes, que los individuos de O. jamaicensis analizados de España proceden de individuos criados en cautividad y no de poblaciones silvestres americanas y que dichos estudios han permitido distinguir entre varias generaciones de híbridos en España y detectar introgresión de O. jamaicensis en O. leucocephala (Muñoz-Fuentes et al., 2006, 2013). En 2005 comenzó un programa de erradicación de O. jamaicensis en el Reino Unido y ese año ya se había erradicado al 95% de la población (Henderson, 2010). Este programa se ha extendido a Francia, España y otros países. A pesar de los esfuerzos de erradicación, todavía en 2014 se observó una malvasía canela en la provincia de Málaga (Torres Esquivias, 2015). Desde 2001 se prohibió el uso de munición de plomo en humedales de España (Mateo et al., 2013). Para hacer frente al problema de las gomas elásticas, se recogieron en 2007 en las lagunas del sur de Córdoba unas 10.000 gomas y se talaron los tarajes y olivos que servían de dormidero para las garcilllas bueyeras (Moreno Arroyo et al., 2009). Un análisis realizado en humedales del sureste ibérico ha priorizado las medidas de conservación relacionando su eficiencia con su coste, indicando que la recogida de aves muertas era la medida más eficiente para evitar la extensión de enfermedades. Por el contrario, la recogida de perdigones de plomo del sedimento era la estrategia menos eficiente (Sebastián-González et al., 2011). Los programas de recuperación basados en sueltas de ejemplares criados en cautividad deberían estar basados en malvasías cabeciblancas procedentes en diferentes sitios de su área de distribución. La cría en cautividad con individuos procedentes de Pakistán desde 1968 en el Reino Unido y en España desde 1982 determinó una pérdida significativa de diversidad de microsatélites y de ADN mitocondrial en las generaciones más recientes. Se recomienda que un programa de reproducción en cautividad de aves ibéricas incluya también aves norteafricanas (Muñoz-Fuentes et al., 2008). Entre 2001 y 2004 se llevó a cabo el Proyecto Life 00 NAT/E/007311 “Plan de recuperación de la malvasía cabeciblanca en la Comunidad Valenciana”. En el plan se proponía la eliminación de híbridos, la recogida de munición de plomo y campañas de educación. El principal resultado del proyecto fue la aprobación del plan de recuperación. Entre 2010 y 2014 se llevó a cabo el Proyecto Life 09/NAT/ES/000516 “Conservación de Oxyura leucocephala en la Región de Murcia, España”. Los resultados de dicho proyecto están recogidos en Alcázar Patiño y Ballesteros Pelegrín (2015). Según el Catálogo español de especies amenazadas (RD 19/2011), la inclusión de una especie en la categoría “en peligro de extinción” obliga a las comunidades autónomas a elaborar planes de recuperación de la especie. Por Decreto 183/1995, de 29 de noviembre, se aprobó el Plan de Recuperación de la malvasía cabeciblanca en Castilla-La Mancha, modificado por Decreto 67/2008 de 13 de mayo. Posteriormente se aprobó el Decreto 93/2005, de 13 de mayo, del Consell de la Generalitat, el Plan de Recuperación de la malvasía cabeciblanca en la Comunidad Valenciana. La Junta de Andalucía tomó el Acuerdo de 13 de marzo de 2012, del Consejo de Gobierno, por el que se aprobó el plan de recuperación y conservación de aves de humedales, en el que se incluye, entre otras especies, la malvasía cabeciblanca. El 15 de julio de 2016 se publicó en el Boletín Oficial de la Región de Murcia (BORM) el Decreto nº 70/2016, de 12 de julio, de catalogación de la malvasía cabeciblanca como especie en peligro de extinción y aprobación de su plan de recuperación.
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