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Key words: Sclater barbel, habitat, abundance, status, threats.
Hábitat Es una especie bentónica que presenta hábitos limnófilos (Doadrio, 2002). Suele ocupar diferentes tramos de río en una misma área de distribución, pero generalmente desaparece en las aguas frías y rápidas. En general, es un típico habitante del curso medio de los ríos, prefiriendo aguas claras y corriente rápida con fondos pedregosos o de gravas, sobre todo durante la época reproductora. También se puede encontrar en embalses, lagos, lagunas, incluidas las litorales, acequias de riego y en ambientes aislados con agua permanente como cabeceras de ramblas, fuentes, manantiales y balsas y depósitos de almacenamiento de agua (Fernández Haeger et al., 1990; Fernández-Delgado et al., 1997; Torralva y Oliva-Paterna, 2003). La versatilidad de los hábitos alimenticios del barbo, especialmente su estrategia trófica caracterizada por un elevado omnivorismo y generalismo, ha sido contemplado por la mayoría de los autores como una característica importante para la explotación de los sistemas lóticos ibéricos, en los cuales las especies del género Barbus han evolucionado debido a la fluctuabilidad que caracteriza estos ecosistemas (Encina, 1991; Magalhaes, 1992, 1993; Encina y Granado-Lorencio, 1997). Es esta misma versatilidad la que posiblemente haya contribuido decisivamente al éxito colonizador de estas especies en ecosistemas como los embalses, caracterizados igualmente, aunque en un sentido espacio-temporal bien distinto del sistema lótico, por marcadas fluctuaciones de los recursos tróficos (Encina et al., 1999). Tolera aguas con cierta contaminación orgánica, además presenta un amplio rango de tolerancia térmica y de oxigenación (Granado-Lorencio, 2001). Estudios realizados con poblaciones de barbos que habitan tramos regulados (población en un tramo del río Segura) y no regulados (población en un tramo de su afluente, el río Mundo) pusieron en evidencia la plasticidad de la especie para adaptarse a diferentes hábitats. De este modo, el tramo no regulado presentó mayor número de clases de edad (9) que el regulado (8); la madurez sexual se alcanza antes en el tramo no regulado (machos: 2 años; hembras: 5 años) que en el regulado (machos: 2-3 años; hembras: 6); así como la fecundidad es mayor en el no regulado (7.720 huevos) que en el regulado (7.314) (Torralva et al., 1997). Por otro lado, es interesante resaltar cómo dos tipos de influencia antrópica (por un lado, la desviación de los cursos fluviales que da como resultado pozas aisladas o incrementa el estrés ambiental en estos hábitats durante el verano, y, por otro, la regulación del flujo de los cursos fluviales que da como resultado un flujo continuo) para un mismo propósito (producción agrícola), dan como resultado diferentes efectos sobre la condición del barbo. De este modo, los cursos fluviales con un flujo continuo de agua (regulado), así como los embalses, mostraron menores variaciones temporales del nivel del agua dando lugar a una mejor condición en los peces (Oliva-Paterna et al., 2003a, 2003b, 2003c). Torralva et al. (1997) observaron que las hembras de B. sclateri del tramo de río regulado (flujo continuo de agua) presentaron mayores valores de condición que las hembras de un tramo no regulado con una elevada variación de los niveles de agua. En la cuenca del río Guadiana se encuentra en verano sobre todo en pequeños ríos, con alta turbidez y moderada cobertura en el fondo. Falta en la parte ancha de los ríos o en sitios sin cobertura. Su presencia se correlaciona positivamente con orillas con matorrales y negativamente con orillas con bosques (Morán-López et al., 2005). En la cuenca del río Arade (sur de Portugal), prefiere sitios con niveles elevados de oxígeno disuelto y con cobertura (Pires et al., 2004).
Abundancia Es una especie que, al igual que otros ciprínidos, puede llegar a ser muy abundante localmente. No obstante, estas abundancias sufren cambios temporales considerables (Bravo et al., 2001). Las densidades en estaciones de muestreo fueron mayores en 2010 que en 2009, como consecuencia de la mayor pluviosidad en el primer año de muestreo (Doadrio et al., 2011)2. Las densidades máximas se registraron en los ríos Odiel (2009), Hozgarganta y Guadalete (2010) (Doadrio et al., 2011)2. En la cuenca del río Arade (sur de Portugal), se ha estimado su abundancia media en 1,8 (rango = 0-27) individuos por 50 m de río (Pires et al., 2004).
Estatus de conservación Categoría global IUCN (2008): Preocupación Menor LC (Freyhof y Kottelat, 2011).1 Categoría para España IUCN (2011): Casi Amenazada NT (Doadrio et al., 2011)2. Anteriormente incluida en LR/nt (Bajo Riesgo-No Amenazada) (Doadrio, 2002). Legislación nacional: Declarada especie de pesca en el Real Decreto 1095/89, por el que se declaran las especies objeto de caza y pesca. Convenios internacionales: En el Anexo III (especie protegida, cuya explotación se regulará de tal forma que las poblaciones se mantengan fuera de peligro) del Convenio de Berna 82/72 relativo a la Conservación de la Vida Silvestre y el Medio Natural en Europa. Directivas europeas: En el Anexo V (especie que puede ser objeto de medidas de gestión) de la Directiva Hábitats del 21 de mayo de 1992. Libros Rojos: citada como “No Amenazada” en el Libro Rojo de los Vertebrados de España (Blanco y González, 1992). Citada como NT (Casi Amenazada) en la Región de Murcia (Torralva et al. 2003) ya que, atendiendo a los datos presentados por Doadrio (2002), la población de esta Región representa alrededor del 5% del total de localidades con presencia de la especie en su distribución nacional. Citada como LR/nt (Riesgo Menor -Casi Amenazada) en Andalucía (Granado-Lorencio, 2001). No consta en la Lista Roja de los Vertebrados de España (ICONA, 1986), por no haber sido considerada especie distinta de Barbus bocagei (Doadrio, 1990). A nivel nacional, se estima un declive generalizado de la especie en los próximos años cercano al 20% en el área de ocupación (Doadrio, 2002).
Factores de amenaza La degradación ambiental, la fragmentación del hábitat y otros impactos antrópicos sobre los ecosistemas de aguas continentales (contaminación por vertidos industriales, agrícolas y urbanos; extracción de agua para fines agrícolas; extracción de áridos; infraestructuras hidráulicas como canalizaciones, presas, etc.) están contribuyendo a una rápida reducción de las poblaciones de barbo en la Península Ibérica (Elvira, 1998; García-Berthou y Moreno-Amich, 2000; Vila-Gispert et al., 2000; Doadrio, 2002). De modo específico cabe resaltar: -Degradación del hábitat por la contaminación de las aguas (vertidos de origen industrial, urbano y agrícola). Todavía existen municipios donde no se da un tratamiento adecuado de sus aguas residuales y son muchas las industrias que carecen de un control de vertidos. Ello ha dado lugar a la regresión de muchas poblaciones de la especie. Con posterioridad al vertido de la balsa minera de Aznalcóllar en el río Guadiamar que tuvo lugar en 1998, una década después L. sclateri era una de las especies de más amplia distribución en la cuenca de este río (De Miguel et al., 2014)2. L. sclateri era la especie más abundante, aunque en las zonas afectadas por el vertido su condición física era peor (De Miguel et al., 2013)2. En L. sclateri del río Guadalquivir se han registrado concentraciones elevadas de retardantes de llama halogenados (Santín et al., 2013)2. Los usos erosivos del suelo derivados del cultivo intensivo de olivos producen una fuerte descarga de sedimentos en los ríos, lo que afecta a las comunidades de peces. En las cuencas de los ríos Guadajoz y Bembézar (cuenca del Guadalquivir) se observó una correlación negativa entre la carga de sedimentos y la densidad de L. sclateri (Valero et al., 2017)2. Sobre los efectos de la degradación ambiental en la condición ver apartado de Condición. -Degradación del hábitat por alteración del régimen natural de caudales (extracción y manejo) en los cursos fluviales sin criterios biológicos de gestión. La regulación de los ríos causa un fuerte impacto en las poblaciones ictícolas autóctonas, como es el caso del barbo. De este modo, dificulta o impide el paso en las migraciones prerreproductivas de esta especie (en el caso de azudes y presas infranqueables); se destruyen sus zonas naturales de freza; perjudica a las asociaciones ictícolas adaptadas a cursos intermitentes con fuerte estiajes; y favorece a las especies ictícolas exóticas. En los tributarios del río Segura, así como en las cabecera de ramblas de la cuenca del mismo, se ha observado una marcada regresión en el área de ocupación debido, principalmente, al total aprovechamiento para riego del caudal de dichos cursos fluviales, de modo que las poblaciones de la especie quedan aisladas en las zonas de cabecera. -Degradación del hábitat por infraestructuras hidráulicas (embalses, presas, trasvases, canalizaciones, centrales hidroeléctricas, etc). Las canalizaciones suelen aumentar la turbidez del agua y la temperatura, relacionado a una pérdida de sustratos y de microhábitats. Esto repercute en menores zonas de refugio y freza para la especie dando lugar a una disminución tanto en abundancia como en biomasa. Los trasvases dan lugar a introducciones de especies en cuencas que han permanecido aisladas millones de años, como es el caso del trasvase Tajo-Segura que ha sido el causante de la introducción de especies como Chondrostoma polylepis, Gobio gobio, Carassius auratus, Tinca tinca, Sander lucioperca, Alburnus alburnus y Lepomis gibbosus en la cuenca del Segura (Mas, 1986; Torralva y Oliva-Paterna 1997; García de Jalón et al., 1992; Miñano et al. 2002; Andreu-Soler et al., 2004; Oliva et al. 2005) (en lo que respecta a las cuatro últimas especies, la gran afición a la pesca deportiva existente en la cuenca del Segura también ha hecho pensar en una introducción ilegal de las mismas), favoreciendo la regresión de endemismos como es el caso de Barbus sclateri, e introduciendo nuevas patologías en la fauna autóctona. -Destrucción del hábitat por sobreexplotación de acuíferos. Los cultivos de regadío producen una sobreexplotación de los acuíferos, así como un aumento en el uso de fertilizantes y herbicidas que van a parar a las aguas continentales. Además, demanda una gran infraestructura hidráulica que ocasiona un gran trastorno medioambiental, influyendo negativamente a las poblaciones ictícolas. -Destrucción del hábitat por dragados (extracción de gravas), limpieza de cauces con maquinaria pesada y desecación de cauces fluviales y/o humedales. Generalmente las extracciones de áridos se realizan en las zonas de puesta más favorables para las poblaciones de L. sclateri. Del mismo modo, aumentan la turbidez y disminuye el tamaño de grano del sedimento dando lugar a pérdidas de refugio. Por otro lado, la introducción de especies exóticas, como Sander lucioperca, Lepomis gibbosus, Ameiurus melas, Micropterus salmoides, Esox lucius, y diversas especies de ciprínidos, en gran parte de los ríos donde la especie está presente es una de las principales amenazas y una de las principales causas del declive de esta especie. Así, el efecto directo que las especies introducidas de carácter ictiófago (Sander lucioperca, Micropterus salmoides, Esox lucius, etc.) presentan sobre la especie y/o especies semejantes está constatado en varios estudios (Rincón et al., 1990; Nicola et al., 1996). La presencia de estas especies ictiófagas altera considerablemente la dinámica de las poblaciones de B. sclateri (Prenda y Granado-Lorencio, 1994; Bravo et al., 2001). Por otro lado, hay que destacar el efecto directo o indirecto que pueden causar sobre la especie las especies introducidas no ictiófagas, como la competencia por recursos tróficos y/o espaciales, hibridación, transmisión de enfermedades, etc. (Elvira, 1998). La sobrepesca puede ser un factor de amenaza para algunas poblaciones de la especie. Se ha observado en la cuenca del Guadiana una tendencia significativa hacia la homogeneización de las comunidades de peces autóctonos. Este tendencia se debe sobre todo a la introducción de especies y está más acentuada en zonas próximas a embalses y en los tramos bajos de los ríos (Hermoso et al., 2012)2.
Medidas de conservación -Control de los vertidos y depuración de los mismos. -Corregir adecuadamente los impactos derivados de las infraestructuras hidráulicas. -Realización de estudios para analizar la reducción de barreras (azudes, presas, etc.). -Plan de manejo de caudales con criterios biológicos de gestión. No dar concesiones de riego cuando el agua baje por niveles inferiores a los adecuados para la vida de los peces. -Corregir el impacto de las extracciones de áridos en los ríos y sólo dar las concesiones imprescindibles. -Realizar un control de las especies exóticas por parte de las administraciones. -Impedir la introducción de nuevas especies exóticas declarando a las nuevas y a la mayor parte de las existentes ya en España como no pescables. -Elaboración y aplicación de planes de restauración y manejo de riberas con criterios biológicos. -Realizar un seguimiento sobre las poblaciones de esta especie. Debería prestarse atención al estatus actual de perturbación para identificar áreas prioritarias de conservación. Utilizando datos de distribución actual se han identificado las cuencas de los ríos Chanza y Terge (cuenca del Guadiana) como áreas prioritarias mientras que utilizando datos de referencia se ha identificado la cuenca del río Ardila (cuenca del Guadiana) como área prioritaria de conservación, a pesar de las extinciones locales debidas a la perturbación actual (Hermoso et al., 2011)2.
Referencias Andreu-Soler, A., Oliva-Paterna, F. J., Verdiell, D., Torralva, M. (2004). Primeras citas de Alburnus alburnus (Linnaeus, 1758) y Tinca tinca (Linnaeus, 1758) (Actinopterygii, Cyprinidae) en la cuenca del río Segura (Murcia, sudeste de la Península Ibérica). Anales de Biología, 26: 222-224. Blanco, J. C., González, J. L. (1992). Libro Rojo de los Vertebrados de España. ICONA, Madrid. Bravo, R., Soriguer, M. C., Villar, N., Hernando, J. A. (2001). The dynamics of fish populations in the Palancar stream, a small tributary of the river Guadalquivir, Spain. Acta Oecologica, 22: 9-20. De Miguel, R. J., Oliva-Paterna, F. J., Gálvez-Bravo, L., Fernández-Delgado, C. (2013). Habitat quality affects the condition of Luciobarbus sclateri in the Guadiamar River (SW Iberian Peninsula): effects of disturbances by the toxic spill of the Aznalcollar mine. Hydrobiologia, 700 (1): 85-97. De Miguel, R. J., Oliva-Paterna, F. J., Gálvez-Bravo, L., Fernández-Delgado, C. (2014). 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Asunción Andreu Soler Departamento de Zoología y Antropología Física, Universidad de Murcia
Fecha de publicación: 24-02-2006
Otras contribuciones: 1: Alfredo Salvador. 4-08-2011; 2. Alfredo Salvador. 31-10-2017
Andreu-Soler, A. (2017). Barbo Gitano – Luciobarbus sclateri. En: Enciclopedia Virtual de los Vertebrados Españoles. Sanz, J. J., Elvira, B. (Eds.). Museo Nacional de Ciencias Naturales, Madrid. http://www.vertebradosibericos.org/
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