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Key words: Glossy Ibis, habitat, population size, status, threats, conservation.
Hábitat A lo largo de su área de distribución, el morito común utiliza ambientes acuáticos dulceacuícolas o salobres muy diversos. A lo largo del ciclo anual, existen diferencias en cuanto a los microhábitats seleccionados para alimentarse durante el período de nidificación y fuera de éste, así como el uso concreto de hábitat para establecer sus colonias de reproducción y dormideros. En cuanto a la selección de hábitat para la alimentación durante el período de reproducción, el morito común selecciona para forrajear aguas someras, como herbazales encharcados sobre fangos o limos, claros entre formaciones de vegetación palustre, estuarios y desembocaduras de ríos, orillas de lagos y lagunas, y especialmente aquellos con una mayor variedad de profundidades y por tanto de microhábitats (Boucheker et al., 2009; Craig et al., 2015; Taylor y Taylor, 2015; Doroșencu et al., 2019; Nedjah et al., 2019; Puzovič et al., 2019; Underhill, 2019; Rouibi et al., 2021), así como en mosaicos agrícolas con cultivos de inundación (Taylor y Schultz, 2010; Toral et al., 2012; Encarnação, 2019; Sundar y Kittur, 2019). De hecho, en algunas regiones (p.e. Doñana y la Comunitat Valenciana), se ha descrito que el incremento de la población de morito común estaría relacionado con las precipitaciones primaverales previas a la época de reproducción, y por tanto la disponibilidad de ambientes acuáticos encharcados independientes de los arrozales (Ramo et al., 2013; Forti et al., 2021). En España, la presencia de arrozales juegan un papel importante en el establecimiento de grandes colonias en grandes humedales como Doñana (Toral et al., 2012), Delta del Ebro (Curcó y Brugnoli, 2019) y l’Albufera de Valencia (Vera et al., 2019), especialmente por encontrarse en el entorno inmediato de lugares donde establecen sus colonias y por la estabilidad de estos ambientes como humedales artificiales cuando la disponibilidad de humedales naturales a escala paisajística es menor, en contraposición a la mayor variedad ambiental que caracterizan los hábitats naturales y que pueden motivar grandes fluctuaciones en las colonias (Santoro et al., 2013). De forma previa al inicio del cultivo de arroz y mientras los arrozales y sistemas de riego se encuentran secos, los moritos pueden alimentarse en huertas y otros cultivos de inundación en el entorno de éstos mientras se establecen los núcleos reproductores (Vera et al., 2019). Fuera de la época de cría, la especie utiliza para alimentarse humedales someros permanentes o temporales, preferentemente de aguas dulces (marjales, lagunas, desembocaduras fluviales, canales de riego, aguas procedentes de sistemas de depuración, etc).). De igual manera que durante la época de reproducción, la localización de estos lugares de alimentación es seleccionada por disponer de mayor abundancia de recursos tróficos y por encontrarse cercanos a lugares donde pueden establecer los dormideros (Rouibi et al., 2021). Los dormideros comunales que forma durante el invierno se establecen sobre islas de vegetación palustre (Curcó y Brugnoli, 2019; Vera et al., 2019), de manera análoga a otras especies de aves acuáticas. El uso de los arrozales como lugar de alimentación se extiende fuera de la época de cría (Toral et al., 2012; Santoro et al., 2013; Curcó y Brugnoli, 2019; Encarnação, 2019, Vera et al., 2019), llegando a formar grupos de varios miles de aves alimentándose en campos encharcados con rastrojos, aunque con preferencia por campos recién trabajados y encharcados, y en los que tras removerse el fango la disponibilidad de alimento es temporal (Vera et al., 2019), especialmente el cangrejo rojo americano (Encarnação, 2019). Por lo que respecta al establecimiento de sus colonias de reproducción, el morito común utiliza humedales de distinta tipología a lo largo de su área de distribución, generalmente formando colonias mixtas con garzas, espátulas y cormoranes, tanto en las regiones bañadas por el Mediterráneo (Amezian et al., 2012; Boucheker et al., 2009; Champagnon et al., 2019, Encarnação, 2019, Grussu, 2019, Kazantzidis et al., 2019, Máñez et al., 2012, 2019, Nedjah et al., 2019, Omnus y Karauz, 2019, Santoro et al., 2010, Vera et al., 2019, Volponi, 2019), como en Europa Central y Asia (Doroșencu et al., 2019, Sultanov, 2019,), sur de África (Underhill, 2019) o Australia (Brandis, 2019). De igual manera que el resto de especies, construye sus nidos sobre carrizo, árboles, arbustos y sus formaciones mixtas (Boucheker et al., 2009; Kazantzidis et al., 2019, Máñez et al., 2019, Nedjah et al., 2019, Santoro et al., 2010, Sultanov, 2019, Vera et al., 2019), aunque en ciertos casos puede mostrar una mayor preferencia por formaciones arbóreas de bajo porte (Amezian et al., 2012; Champagnon et al., 2019, Omnus y Karauz, 2019). Más raramente puede hacer sus nidos sobre vegetación flotante (Afán et al., 2018) sobre herbazales húmedos de Polygonum sp. (Boucheker et al., 2009), en ambientes marinos (Craig et al., 2015) o directamente en el suelo sobre vegetación halófila como Salicornia sp. o Halocnemum strobilaceum (Grussu, 2019).
Tamaño de población Debido a la amplitud de distribución mundial no existe una cuantificación ajustada de la población reproductora de la especie en general, ni tampoco de las diferentes subpoblaciones. La última estima de la población mundial es de 230.000-2.220.000 individuos (Wetlands International, 2015), mientras que la última estima de la población europea es de 28.300-37.700 parejas (BirdLife International, 2015). En España, la ocurrencia de morito común es citada desde el siglo XIX (Vidal, 1856; Arévalo, 1887; Irby, 1895) y existen evidencias de su presencia en distintos humedales de la costa ibérica mediterránea hasta principios del siglo XX (Valverde, 1960). Después de varios años de presencia regular, aunque extremadamente escasa, el morito común vuelve a nidificar en España en 1993 y 1994, con dos y una pareja, respectivamente, en l’Albufera de Valencia (Dies et al., 1997). Posteriormente la especie se establece en Doñana y el Delta del Ebro (1996) y su población ha estado desde ese momento en constante aumento (p.e. Ramo et al., 2013, Forti et al., 2021). La última estima de la población reproductora en España es del año 2007, resultando 3.774 parejas (Máñez et al., 2009), mientras que la última estima de la población invernante es del año 2011, con 6.381 (Garrido et al., 2012). Dichas estimas están desactualizadas dado el rápido crecimiento de la población reproductora e invernante. En 2020-2021 se ha actualizado la estima de su población reproductora e invernante en España en el libro rojo SEO 2021 (González-García, 2021). Según esta actualización, la población invernante supera los 27.000 invernantes en 2011, 2014 y 2016 con máximo de 28.601 en 2011. Se registró un promedio de 7.511 ejemplares para un periodo de 20 años entre 1977-2016. La tendencia de la población en el periodo 2000-2016 tuvo un incremento anual del 39.1% con un promedio de 14.435 individuos invernantes en el periodo 2007-2016. Con respecto a la población reproductora se observó una tendencia positiva para el periodo 2004-2020 aunque con importantes fluctuaciones. La población reproductora en Doñana en 2017 y 2018 superó las 10.000 parejas (Mañez et al., 2019) y la de l’Albufera de Valencia en 2021 fue de 2.686 parejas (Vera, com. pers.).
Estatus de conservación Globalmente, la especie está clasificada como de “Preocupación Menor (LC)” por la IUCN en 2016 por no cumplir los criterios combinados de distribución, tamaño y tendencia poblacional. A pesar de observarse un cierto declive en su población mundial, este declive no supera el umbral del 30% en tres generaciones para ser considerado Vulnerable (BirdLife International, 2021). En Europa, se considera que la tendencia poblacional es positiva (BirdLife International, 2015; Shurulinkov y Chesmedzhiev, 2020). En España, se catalogó la especie como Vulnerable en 2004 de acuerdo a los criterios de la UICN por cumplir el criterio D1 (tener un tamaño poblacional estimado entre 250 y 1.000 individuos maduros) y el criterio D2, por mantener todos sus efectivos reproductores concentrados en menos de 5 localidades (Figuerola et al., 2004). La valoración realizada después del censo nacional de 2007 mantuvo la catalogación a pesar del fuerte aumento poblacional por continuar manteniendo su población en apenas 3 localidades (Máñez et al., 2009). Sin embargo, el aumento durante la última década tanto de su distribución como del número de localidades donde la especie se reproduce (41 cuadrículas de 10 x 10 km con reproducción segura entre 2014 y 2018 en el Atlas de las Aves en Época Reproductora en España, SEO/BirdLife 2021) y una ampliación del 1.080% del área de ocupación en el periodo 2014-2018 con respecto al periodo 1998-2002 han motivado que la valoración de su catalogación en el marco de la actualización del Libro Rojo de las Aves en España haya reducido su categoría de amenaza a “Preocupación menor (LC)” (González-García, 2021).
Factores de amenaza Las dinámicas poblacionales del morito común están íntimamente ligadas a la integridad ecológica de sus hábitats de nidificación, alimentación y de establecimiento de dormideros. Así, los principales factores de amenaza actuales sobre la especie se agrupan en tres grandes tipologías: destrucción y alteración del hábitat y contaminación de los ambientes acuáticos. La destrucción y desecación de humedales, así como de las llanuras de inundación de ríos, es un aspecto que continúa teniendo impacto sobre las poblaciones de morito común en algunas zonas de su área de distribución (Samraoui y Samraoui, 2008; Nefla et al., 2012, Puzović et al., 2019). A pesar de que probablemente la desecación de un gran número de humedales en España que tuvo lugar a finales del siglo XIX y principio del siglo XX pudo tener un papel importante sobre su extinción en Europa, y por tanto también en España (Tucker y Heath, 1994), esta amenaza continúa afectando en la actualidad a algunos de los humedales más importantes para la especie en España, a través de la sobreexplotación de acuíferos y en consecuencia la bajada de niveles freáticos. Dichas amenazas tienen efectos claros sobre la dinámica poblacional debido a la inestabilidad que produce sobre sus hábitats (Santoro et al., 2010; Máñez et al., 2019) a pesar de tener un efecto complementario de disparador de la dispersión y por tanto favorecer la colonización de nuevas localidades (Santoro et al., 2013). Asimismo, la variación en los niveles de inundación puede tener un impacto indirecto sobre su éxito reproductor, en la medida que facilita el acceso de predadores terrestres a las colonias y dormideros de predadores y otras fuentes de molestias (Nefla et al., 2012) o puede causar un cambio en la fenología de la reproducción de la especie (Omnuş y Karauz, 2019), e incluso adaptando localmente su fenología reproductiva a los cambios interanuales en las fechas de inicio del cultivo de arroz (Forti et al., en revisión). Esta amenaza afecta también al morito común fuera de la época reproductora, en la medida en que requiere de ambientes tranquilos y sin acceso de predadores para establecer sus dormideros, por lo que estos ambientes deben ser activamente gestionados para asegurar el mantenimiento de las condiciones requeridas por esta especie y otras que la acompañan (Sundar y Kittur, 2019; Rouibi et al., 2021). En la actualidad las principales colonias reproductoras de la especie en España (Doñana, Delta del Ebro y Albufera de Valencia) dependen en gran medida de los arrozales como lugar de provisión de recursos tróficos tanto de los adultos como de los pollos (Toral et al., 2012; Bertolero y Navarro, 2018; Antón-Tello et al., 2021). Por ello, el ajuste de la política agraria europea al cumplimiento de los objetivos de conservación de la biodiversidad es clave para la especie, en la medida en que los arrozales, como hábitats artificiales alternativos a los hábitats naturales sobre los que fueron implantados, puedan proveer de recursos tróficos en cantidad y calidad como para mantener un balance energético positivo en las aves, especialmente durante el período reproductor. Asimismo, la extensión de las prácticas de cultivo de arroz en seco podría limitar la disponibilidad de alimento precisamente en el período en que la especie nidifica (Antón-Tello et al., 2021). En algunas áreas, como Doñana, la extensión de arrozales podría reducirse en favor de otros cultivos en seco, tipo algodón o huertos solares (Figuerola et al., 2004). La contaminación puntual y difusa es otra fuente de amenaza para la especie, aunque de efectos reales desconocidos. Los humedales en los que se alimenta y reproduce pueden recibir impactos negativos de contaminación puntual, como ocurrió en las marismas del Guadalquivir en 1998 tras el vertido tóxico de las minas de Aznalcóllar, donde el 100 % de los pollos muestreados presentaron niveles altos de contaminación por cadmio (Benito et al.,1999). Los productos biocidas utilizados en el cultivo del arroz podrían tener un efecto directo sobre las aves, así como sobre la disponibilidad de recursos tróficos. Sin embargo, es importante remarcar que la implantación de medidas agroambientales como el cultivo integrado, que se practica en todo el arrozal del Bajo Guadalquivir, limita los productos y el uso de biocidas en el arrozal, reduciendo el impacto negativo sobre el morito y otras aves que frecuentan el arrozal. En algunas áreas la caza furtiva continúa siendo un problema para la especie, especialmente en el norte de África (Nedjah et al., 2019), Europa oriental (Omnuş y Karauz, 2019) y Asia (Sultanov, 2019). La presión de la caza furtiva sobre el morito también ocurre en algunos humedales españoles, como l’Albufera de Valencia, aunque con cifras bajas (dos aves entre 2010 y 2015, Vera, com. pers.).
Medidas de conservación En la actualidad, gran parte de los humedales en los que el morito común establece poblaciones nidificantes e invernantes significativas se encuentran protegidas bajo la Red Natura 2000, así como otras figuras de protección regionales (parque natural, paraje natural, inventarios regionales de zonas húmedas, etc.) o internacionales (Convenio Ramsar). Este marco legal ha favorecido tanto la protección de sus hábitats de cría, alimentación y descanso, como la limitación de ciertas amenazas, aunque no su eliminación. Sin embargo, a menudo las áreas de alimentación de la especie no se encuentran dentro de los espacios naturales protegidos o tienen un marco de protección poco relevante. La protección de los humedales ha permitido, a largo plazo, favorecer el asentamiento y crecimiento de los núcleos poblacionales con los que se estableció la especie en España a finales de los 90. Este efecto se ha demostrado a escala regional, donde el establecimiento de las colonias de cría se encuentra más relacionado con el grado de protección de los humedales que con otros factores como el tamaño, la vegetación o los usos del suelo en su entorno (Forti et al., 2021). Los diversos programas de seguimiento de la especie desarrollados y consolidados en España y resto del mundo (como la reciente creación del Grupo de Investigación del morito común, al amparo del Grupo de Especialistas de la IUCN de Cigüeñas, Ibis y Espátulas) están permitiendo mejorar considerablemente el conocimiento de la especie y por tanto definir medidas concretas para asegurar el mantenimiento de un buen estado de conservación de la especie y sus hábitats. En base a los resultados de los diversos programas de seguimiento de la especie, se ha puesto de manifiesto la estrecha relación entre el morito común y los arrozales en tres de las mayores colonias en España (Doñana, Delta del Ebro y Albufera de Valencia) (Toral et al., 2012; Curcó y Brugnoli, 2019; Máñez et al., 2019; Vera et al., 2019), así como en otras localidades de Portugal (Encarnação, 2019). Diversos estudios realizados en estas áreas ponen de manifiesto la importancia de que la Política Agraria Común ponga en valor estos ambientes, evite la transformación en otros tipos de cultivo en seco, y establezca objetivos y estrategias concretas para favorecer la biodiversidad en estos cultivos y por tanto los recursos tróficos que requiere la especie (Toral et al., 2012; Antón-Tello et al., 2021). En este sentido, las ayudas agroambientales son una herramienta imprescindible para fomentar y poner en práctica medidas agronómicas que beneficien a la conservación de la biodiversidad, y es evidente la necesidad de una revisión crítica y una definición de las actuaciones teniendo en cuenta el cumplimiento de criterios ambientales. En este sentido, siendo un ave ligada estrechamente a humedales, y estando todas las localidades de reproducción más relevantes incluidas en la Red Natura 2000, sus requerimientos de hábitat deben ser contemplados en la redacción tanto de los Planes de Gestión de estos espacios, como de aquellos en los que se ha extinguido recientemente, de forma que puedan ser recogidos y contemplados en los Planes de Cuenca que abarquen estos espacios.
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