Publicaciones de Biología de la Universidad de Navarra, Serie Zoológica, 26: 17-30, 2000

 

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PLANES DE RECUPERACION EN PECES EN LA COMUNIDAD VALENCIANA: EL FARTET Y EL SAMARUC

 

Pilar Risueño Mata & Jesús Hernández Núñez de Arenas

 

Servicio de Protección de Especies, Consellería de Medio Ambiente, Generalitat Valenciana, c/ Arquitecto Alfaro 39, 46011 Valencia.

 

1. LOS HUMEDALES LITORALES Y LA CONSERVACIÓN DE LA ICTIOFAUNA

 

            Se estima que, después de los anfibios, los peces continentales son los más amenazados de extinción como grupo. En el caso de Europa, donde la diversidad piscícola es relativamente baja si se compara con otras regiones, más del 60% de las especies requieren algún tipo de protección.

           

Por otra parte, y desde el punto de vista de la ictiofauna, los humedales son los hábitats litorales continentales que presentan un mayor valor para su conservación, debido a la importancia faunística y biogeográfica de las especies que albergan. Existen normativas y leyes nacionales e internacionales que consideran como premisa suficiente para la designación de espacios protegidos la existencia de especies amenazadas de peces (Directiva de Hábitats de la Unión Europea). Sin embargo, todavía hay un evidente retraso en las acciones de conservación de la ictiofauna, si se la compara con las acciones emprendidas para otros grupos de animales y plantas.

           

2. STATUS Y PROBLEMÁTICA DE LOS CIPRINODONTIDOS IBÉRICOS

 

            El orden de los Ciprinodontiformes (denominados comúnmente Killies o Killifishes) incluye aproximadamente 900 especies agrupadas en unos 115 géneros, propias de climas templados y tropicales, y ampliamente distribuidos por todo el mundo. Son especies capaces de colonizar desde aguas dulces hasta ambientes hipersalinos. En Europa cuentan con representantes únicamente en la región circunmediterránea. Estos representantes pertenecen a los géneros Aphanius (Nardo, 1827) y Valencia (Myers, 1928).

 

            El género Aphanius se distribuye básicamente por lagunas costeras del Mediterráneo y Oriente Medio. El número de especies y/o subespecies no está absolutamente definido, ya que existen un gran número de poblaciones por Oriente Medio que, dependiendo de autores, son reconocidas como especies, subespecies o poblaciones en proceso de especiación.

 

            El género Valencia, por su parte, cuenta únicamente con dos especies, con una distribución disjunta en la cuenca mediterránea occidental: Valencia letourneuxi (Sauvage, 1880), endémica del oeste de Grecia y Albania, y Valencia hispanica (Valenciennes, 1846) endémica de la mitad septentrional del litoral mediterráneo ibérico.

 

                En la Península Ibérica están presentes: a) Aphanius iberus (Valenciennes, 1846) (fartet), que ocupa la práctica totalidad del litoral Mediterráneo, desde Aigüamolls de l’Empordá hasta Almería y localidades del SW peninsular en las marismas del Guadalquivir y Doñana (Aphanius beticus), b) Valencia hispanica (samaruc), que presenta una distribución mucho más limitada, ciñéndose prácticamente a humedales litorales de la Comunidad Valenciana.

 

Ambos son peces de pequeño tamaño, entre 3-5 cm para el fartet y 4-8 cm para el samaruc, con maxilares protráctiles y boca provista de pequeños dientes. Las dos especies presentan un aparente dimorfismo sexual, mayor en el fartet que en el samaruc, que se acentúa en la época de celo, cuando los machos adquieren unas vistosas libreas.

           

En la Comunidad Valenciana, ámbito territorial de actuación de los planes de recuperación, las áreas de distribución de ambas especies han sufrido un patente retroceso en las últimas décadas, el cual ha ido acompañado de un declive de los efectivos de sus poblaciones silvestres.

 

            Valencia hispanica ocupaba hasta mediados del siglo XX casi todos humedales litorales entre Vinaroz y el Marjal de Oliva-Pego. A finales de los 80 y principios de los 90, su distribución había quedado reducida a las siguientes localidades: Marjal de Peñíscola y Prat de Cabanes-Torreblanca en la provincia de Castellón, Marjal dels Moros y surgencias de agua o ullales de las marjalerías del Parque Natural de la Albufera, en la provincia de Valencia, y Marjal de Oliva-Pego en el límite de las provincias de Valencia y Alicante.

 

            El fartet, por su parte presentaba una distribución mucho más amplia, ya que al área de distribución también ocupada por el samaruc, donde coexistía con él, hay que sumar tanto los humedales sudalicantinos (especialmente las Salinas de Santa Pola y el Hondo de Elche), como una localidad interior, integrada por los restos de la laguna de Villena (Alicante). Posteriormente, la especie se extinguió de muchas zonas, como es el caso de la Albufera de Valencia y la Marjal de Oliva-Pego.

           

Los factores que tradicionalmente se han considerado como los causantes del declive de las poblaciones naturales son los siguientes:

 

-          La destrucción del hábitat: el proceso destructivo de los humedales litorales, incentivado por intereses agrícolas en un primer momento, y urbanísticos más tarde, coincide con el retroceso de las poblaciones.

-          La contaminación de las aguas continentales por residuos agrícolas, urbanísticos e industriales que indirectamente suponen una destrucción del hábitat, al incapacitarlo para albergar determinadas formas de vida, especialmente aquéllas con requerimientos muy estrictos en cuanto a calidad de agua.

-          La sobre-explotación de acuíferos, que determina la desecación de numerosas porciones de sus hábitats y el agotamiento de surgencias de agua.

-          La introducción de especies exóticas: gambusia (Gambusia holbroocki), black-bass o perca americana (Micropterus salmoides), perca sol (Lepomis gibbosus), carpa (Cyprinus carpio), carpín dorado (Carassius auratus), son especies presentes en la mayoría de hábitats naturales de samaruc y fartet. Algunas de ellas constituyen excelentes competidores por todo tipo de recursos, desde tróficos hasta espaciales (caso de la gambusia), mientras que la capacidad destructora de hábitat de otras, como la carpa, supone también un riesgo para la supervivencia de los ciprinodóntidos endémicos.

-          El coleccionismo, en sí mismo, no parece haber entrañado un riesgo para la supervivencia de las especies; el riesgo de esta práctica deriva de los transportes o movimientos incontrolados de especímenes. Estos movimientos se han producido a lo largo de años y han llevado en ocasiones a catalogar como poblaciones naturales a algunas originadas a partir de reintroducciones de particulares.

 

3. LOS PLANES DE RECUPERACIÓN DE LOS CIPRINODÓNTIDOS EN LA COMUNIDAD VALENCIANA

 

            Un plan de recuperación podría definirse como un documento técnico en el que se recogen la totalidad de actuaciones que, en opinión de los autores, se estiman necesarias para garantizar la supervivencia de una especie.

 

            Estos planes deben contar con unos contenidos mínimos, como pueden ser: recopilación de toda la información existente sobre la especie (biología, ecología, genética, etc.) y sobre sus hábitats, áreas de distribución, factores de riesgo para poblaciones y hábitats, líneas prioritarias de actuación, cronograma de actuaciones, presupuestos, etc., pero, sobre todo y desde el punto de vista práctico, deben ser factibles, ya que frecuentemente la ejecución de cualquier plan vendrá determinada por la existencia de financiación. Para el caso concreto del plan de recuperación del samaruc en la Comunidad Valenciana se ha contado con una financiación LIFE de la Unión Europea.

 

            Las líneas prioritarias de actuación de los planes de recuperación de fartet y samaruc (Planelles 1992) son las siguientes:

 

-          Investigación básica génetica y bio-ecológica

-          Proyectos de restauración y regeneración de hábitats

-          Programas de cría en cautividad

-          Programas de reintroducción y reconstitución de poblaciones

-          Programas de sensibilización y educación ambiental

 

4. INVESTIGACIÓN BÁSICA

 

4. 1. Investigación genética

 

            La genética, y más concretamente la genética de poblaciones, se muestra como una herramienta de trabajo excepcionalmente válida para el desarrollo de programas conservacionistas, aunque en ningún caso debe considerarse como la única sobre la que apoyar las decisiones de manejo y gestión.

           

Desde el punto de vista conservacionista, las especies deben ser consideradas como unidades evolutivas. Por otra parte, la clasificación taxonómica a nivel subespecífico resulta en la mayoría de los casos subjetiva y sujeta a controversia, por lo que surge el concepto de ESU (Evolutionary Significant UnitRyder 1986), concepto bajo el que se engloba aquella población o conjunto de poblaciones de una especie que presentan una historia evolutiva independiente y características genéticas únicas que contribuyen substancialmente a la diversidad genética global de la especie. Cada ESU representa la unidad mínima de conservación, en otros casos se les denomina OCU, Operational Conservation Unit, si bien ambos términos no son totalmente equivalentes en su significado.

           

En el caso del fartet y el samaruc, la definición de OCUs o ESUs resultaba de vital importancia por una serie de motivos:

 

-          conocimiento de la realidad genética de las especies

-          determinación de la existencia, o no, de taxa subespecíficos

-          planificación de la ubicación de las áreas de reserva en función de las unidades definidas

-          planificación de los programas de cría en cautividad y reintroducción

 

Se analizaron ejemplares de gran parte de las zonas en que era conocida la presencia de la especie y en las que era posible obtener el número suficiente de ejemplares para realizar los análisis (en torno a 30 por localidad). De hecho, se analizaron un total de 155 ejemplares de samaruc y 145 ejemplares de fartet correspondientes a distintas zonas de su área de distribución natural en la Comunidad Valenciana (Fernández-Pedrosa 1997).

 

Como marcador genético se utilizó el DNA mitocondrial, obteniéndose diferentes grupos de haplotipos mitocondriales que no presentaban una distribución homogénea en el total de las poblaciones analizadas.      

 

La aplicación de estos resultados, a los que hay que añadir otros como el cálculo de las tasas de flujo genético entre poblaciones, etc., supone las siguientes conclusiones:

 

- para Aphanius iberus, los métodos de reconstrucción filogenética han determinado la existencia de dos grupos de haplotipos mitocondriales claramente diferenciados. Como consecuencia, la población de Villena debe ser considerada como una ESU independiente de la otra ESU que estaría integrada por el resto de poblaciones, las denominadas poblaciones costeras (Albuixech, Santa Pola, Peñíscola) . Aún así, dentro de estas últimas, cada una podría ser considerada como una MU (Management Unit: poblaciones con divergencia genética significativa),

 

-   para Valencia hispanica, se demuestra la existencia de tres grupos de haplotipos más o menos diferenciados, el propio de las poblaciones de Oliva-Pego y l’Albufera, y otros dos grupos que se encuentran más relacionados entre sí evolutivamente hablando. Se pueden definir entonces tres ESUs, una correspondiente a las poblaciones de  Oliva-Pego y l’Albufera  y otras dos correspondientes a las poblaciones de Albuixech y Peñíscola, planteándose la posibilidad de que cada una de las dos primeras (l’Albufera y Oliva-Pego) fuera considerada como una MU distinta.

 

Por otra parte, las estimas de variabilidad genética intrapoblacional fueron los suficientemente grandes como para no estimar riesgos genéticos de extinción en cada población. De hecho, presentaban cifras similares a las de especies no amenazadas.

 

            En consecuencia, para el manejo de las poblaciones de cada especie habrá que tener en cuenta que las poblaciones incluidas en cada ESU (e incluso las de cada MU) pueden ser manejadas conjuntamente, pero independientemente de las de las otras ESUs, sin mezcla de individuos entre poblaciones pertenecientes a ESUs distintas. Así se garantizaría la supervivencia de la mayor parte de acervo genético, y las rutas evolutivas que cada una de ellas pudieran seguir.

 

4.2. Investigación bio-ecológica

 

Resulta evidente que los planes de recuperación del fartet y el samaruc han de basarse  en un entendimiento claro y suficiente del papel de las relaciones de la gambusia en la dinámica de poblaciones de las dos especies autóctonas, ya que esta especie introducida ha sido considerada como una de las principales causas del declive de las poblaciones naturales de las dos especies de ciprinodóntidos. En este sentido se desarrolló un proyecto de investigación que coordinaba muestreos de campo y experimentación en laboratorio. Los primeros tenían como objeto determinar los patrones biológicos en condiciones naturales de samaruc y fartet, prestando particular atención a la ecología trófica. La experimentación en condiciones de cautividad pretendía obtener una visión global de las interacciones comportamentales entre las tres especies.

 

Las conclusiones principales de este proyecto fueron las siguientes:

 

1. La importancia de los posibles fenómenos de competencia trófica con la gambusia en la dinámica de las poblaciones de fartet y samaruc no parece muy grande. En el caso del fartet parece existir una considerable segregación en la dieta. En el samaruc el fenómeno de competencia parece a priori más probable, pero serían necesarias nuevas experiencias para calibrar el verdadero alcance (estimas de la abundancia de alimento en condiciones de campo, etc.).

 

2. La presencia de gambusia provoca moderadas alteraciones en los patrones de comportamiento de los adultos de ambas especies autóctonas. Dichas alteraciones parecen tener efectos en general negativos, y son notablemente más frecuentes y acusadas en el samaruc que en el fartet.

 

3. De las dos conclusiones anteriores puede deducirse que el samaruc parece más susceptible de sufrir los efectos negativos de la gambusia que el fartet. Por tanto es razonable preguntarse hasta qué punto esta circunstancia tiene que ver con la peor situación en que se encuentran las poblaciones de samaruc en la naturaleza, en comparación con las de fartet. Por otra parte, es posible también que la mayor resistencia a salinidades del fartet le permita ocupar zonas que la gambusia no puede colonizar (por ejemplo, Salinas de Santa Pola) en las que queda a salvo de interacciones perjudiciales.

 

4.- Los datos de la dieta de la gambusia y los resultados de los experimentos de interacción entre adultos y juveniles, corroboran la capacidad depredadora de alevines por parte de la gambusia. Esto sugiere que la interacción entre gambusia, fartet y samaruc de mayor efecto global es la depredación de los juveniles o huevos de las dos especies autóctonas por parte de la gambusia.

 

En consecuencia con este estudio, y como recomendación de gestión para las poblaciones de samaruc y fartet, se ha de intentar evitar la presencia de gambusia, erradicándola si es posible e impidiendo su acceso a las zonas que aún no ocupa. Sin embargo debido a la dificultad de ejecutar con éxito estas medidas, se recomienda ofrecer gran diversidad de hábitats dentro de las áreas de reserva, para que algunos de estos hábitats actúen como refugios de los juveniles de samaruc y fartet si la gambusia llegara a invadir estas zonas.

 

5. PROYECTOS DE RESTAURACIÓN Y REGENERACIÓN DE HÁBITATS: CREACIÓN DE UNA RED DE ÁREAS DE RESERVA PARA EL SAMARUC.

 

            De acuerdo con Moyle & Sato (1991), el objetivo final del diseño de una reserva debería ser la protección de las comunidades nativas completas y con un funcionamiento natural, porque ésta es la única vía para asegurar la supervivencia de una especie en su contexto evolutivo. No deben ser diseñadas como museos que congelen las condiciones actuales o las históricas, sino como ecosistemas dinámicos, capaces de evolucionar, y en los que funcionen los procesos naturales, tanto a corto como a largo plazo.

           

La red de reservas para el samaruc plantea el acondicionamiento de pequeñas extensiones de terreno que funcionen como reservas seminaturales de esta especie, todas ellas localizadas dentro de su área de distribución natural. La extensión de las parcelas varía entre los escasos metros cuadrados que integran una surgencia de agua o ullal, hasta algunos miles de metros cuadrados en casos extremos.

 

            La creación de este tipo de reservas para especies ictiológicas amenazadas conlleva una serie de problemas, algunos de no fácil solución.

 

            El primero, y quizá el más importante, es la disponibilidad de los terrenos adecuados. Cuando se dispone de los terrenos, y dependiendo de sus características, puede optarse por dos vías:

 

a) Regeneración. La regeneración plantea, asimismo, los problemas de 1) existencia de una biota que puede incluir especies potencialmente perjudiciales, 2) mayores dificultades para el trabajo con maquinaria (si es necesario su empleo), 3) masa o suministro de agua poco adecuado a los requerimientos de la especie. Por contra, las ventajas estriban en menores costes de mantenimiento y la disponibilidad de un ambiente real, no simulado.

 

b) Recreación. La recreación de hábitats presenta la principal dificultad de regenerar una comunidad biológica entera similar a la típica de estos ambientes, además de la artificialización del ambiente y la necesidad de un mantenimiento más o menos continuado. Su principal ventaja es la mayor capacidad de maniobra para el diseño, ya que se parte de una hipotética situación cero.

 

            La alimentación hídrica, tratándose de peces, constituye otro aspecto fundamental en el diseño de las reservas. En el desarrollo del proyecto de creación de reservas para el samaruc se han ensayado varias modalidades, para hacer frente a situaciones concretas, obteniéndose los siguientes resultados:

 

Alimentación hídrica

Por niveles freáticos

Por comunicación con exterior

Por sondeo

Calidad de agua

 

Media-Alta

Variable

Alta

Entrada de  contaminantes

Riesgo bajo

Riesgo muy alto

Riesgo inexistente

Entrada de otras especies

Riesgo bajo

Riesgo alto

Riesgo inexistente

Riesgo de desecación

 

Riesgo muy alto

Riesgo medio

Riesgo bajo

Manejo de niveles

 

Difícil

Sencillo

Sencillo

Costes de obras

 

Bajos

Bajos

Alto

Regeneración de comunidades

Rápida

Rápida

Lenta

 

 

            Por lo que respecta al aislamiento, resulta necesaria una protección de la zona delimitada frente a incrementos inesperados de los niveles hídricos exteriores. Esto es especialmente necesario en humedales mediterráneos sometidos a lluvias torrenciales, donde los niveles pueden incrementarse mucho y muy rápidamente. En el caso particular de las reservas, se ha optado por utilizar la tierra procedente de las excavaciones para hacer una mota perimetral elevada que las mantenga aisladas de posibles inundaciones. La protección frente al vandalismo tampoco puede ser olvidada. En la mayoría de los casos se ha tomado la decisión de vallar las reservas.

 

            En total se han establecido siete áreas de reserva para el samaruc en la Comunidad Valenciana desde que se inició el proyecto LIFE, consistente básicamente en la aplicación del Plan de Recuperación del samaruc. Estas áreas de reserva son las siguientes :

 

 

AREA DE

RESERVA

ALIMENTACION HÍDRICA

EXTENSION / AGUAS LIBRES

Racó de l`Olla (Parque Natural La Albufera)

Bombeo (antigua mallada)

243.430m2       (178.744 m2)

Ullal de la Mula (Parque Natural La Albufera)

Surgencia de agua (ullal)

600 m2           (350 m2)

Laguna Algemesí (Parque Natural La Albufera)

Sondeo (arrozal)

11.806 m2      (5.450 m2)

Puerto Corinto  (Sagunto)

 

Freático (turbera)

49.029 m2     (49.029 m2)

Marjal de Xeresa (Xeresa)

 

Freático (turbera)

8.000 m2       (4.600 m2)

Marjal dels Moros (Sagunto)

 

Pozo con bomba (arrozal)

12.000 m2     (9.000 m2)

Ullal del Gat (Tavernes de Valldigna)

Surgencia de agua (ullal)

600 m2          (350 m2)

 

 

6. PROGRAMA DE CRÍA EN CAUTIVIDAD

 

Cuando la cría en cautividad se adopta como medio de conservar una especie amenazada, es esencial desarrollarla bajo condiciones que garanticen la salvaguarda de las características genéticas.

 

            Basándose en los criterios de mantenimiento de los contenidos genéticos de cada ESU, se han llevado a cabo programas de cría en cautividad de todas y cada una de las poblaciones de samaruc y fartet conocidas en la Comunidad Valenciana, si bien con distintos grados de intensidad en función de la amenaza de la población en el medio natural.

           

En principio, las alteraciones debidas a los procesos de cría en cautividad se reflejan en un descenso de la variabilidad genética, de manera que se produce un declive en el nivel medio de heterocigosidad, efectos de son debidos básicamente a la deriva genética (pérdida al azar de algunos genes en poblaciones pequeñas) y a la endogamia (inbreeding), que favorece a los individuos homocigotos. Los peces criados bajo condiciones artificiales corren el riesgo de perder su capacidad adaptativa.

 

Existen medidas correctoras de estos efectos indeseables de la cría:

 

1. El método más sencillo es la utilización de un elevado número de ejemplares en la fundación de poblaciones en cautividad, algo no siempre fácil de hacer si se tiene en cuenta que se trabaja con especies raras o amenazadas (en cualquier caso, escasas).

 

2. Otro sistema es la incorporación periódica de material genético nuevo a la población cautiva (machos o hembras silvestres). Esta ha sido la técnica llevada a cabo en las instalaciones de cría en cautividad del C.E.P de El Palmar, de la Consellería de Medio Ambiente.

           

            Respecto a los resultados obtenidos en el desarrollo del programa de cría, los mayores esfuerzos se han centrado en las poblaciones de samaruc de la Comunidad Valenciana, ya que se encuentran en peor estado de conservación que las de fartet, y dentro de éstas, en aquellas en que se ha constatado un mayor deterioro de las poblaciones naturales y, por tanto, se ha invertido un mayor esfuerzo en la creación de áreas de reserva. Los resultados desde que se inició el programa en 1993 han sido los siguientes:

 

Población de Albuixech:                        41.046

Población de la Albufera:                       24.273

Población de Oliva-Pego:                       29.624

Población de Peñíscola:                          1.000

Población de el Prat de Cabanes:             2.735

 

            En total son ya más de 98.000 ejemplares de Valencia hispanica y más de 40.000 de Aphanius iberus los criados en condiciones de cautividad.

 

7. PROGRAMAS DE REINTRODUCCIÓN

 

Quizá sea necesario aclarar previamente una serie de términos de utilización común cuando se habla del manejo de poblaciones.

 

            Puede definirse el desplazamiento (o translocación) como el traslado de organismos vivos de un lugar para ser puestos en libertad en otro. Las tres clases fundamentales de desplazamientos que pueden tener lugar son:

 

a)       Introducción: dispersión intencionada o accidental de un organismo vivo, hecha por un agente humano, fuera de lo que históricamente se conoce como su área de dispersión natural.

b)       Reintroducción: movimiento intencionado de un organismo hacia una parte de su área de dispersión natural de la que ha desaparecido, o de la que ha sido extirpado en tiempos históricos, como resultado de actividades humanas o catástrofes naturales.

c)       Reconstitución (Restocking): traslado de un determinado número de animales o plantas de una especie con la intención de acrecentar el número de individuos en determinadas zonas de su área de dispersión natural.

 

            Cualquiera de estos tipos de desplazamiento constituye una poderosa herramienta de trabajo en el manejo de especies silvestres, cuyas consecuencias pueden ser enormemente beneficiosas para ellas o, por el contrario, provocar unas consecuencias desastrosas para el medio si el movimiento de ejemplares ha sido mal planificado.

           

Las Directrices para la ejecución de reintroducciones pueden resumirse en las siguientes:

 

1. Restringirlas al hábitat potencial o históricamente documentado de la especie.

2. Restringirlas a lugares protegidos.

3. Restringirlas a lugares donde el potencial de dispersión haya sido previamente determinado y sea considerado aceptable.

4. Restringirlas a lugares que cumplan los requerimientos de la especie.

5. Restringirlas a lugares cuyo hábitat sea suficiente para mantener poblaciones viables.

6. No efectuarlas en áreas donde los peces amenazados puedan hibridar con otras especies o subespecies, especialmente si se trata también de taxa amenazados.

7. No efectuarlas en lugares donde otros taxa endémicos puedan verse amenazados.

8. En ellas se deben tener en cuenta los mismos criterios genéticos que los ya mencionados para la cría en cautividad. Realmente, en muchos casos serán individuos obtenidos por cría en cautividad los que integran los contingentes a reintroducir.

9. Revisión de los contingentes para descartar la presencia de agentes patógenos.

10. Transporte rápido y cuidadoso.

11. Liberación de los ejemplares en las condiciones más favorables.

12. Seguimiento y evaluación de las necesidades de las reintroducciones de refuerzo.

13. Determinación de las causas que originen el fracaso, caso de que suceda.

14. Documentación y publicación de los protocolos de la reintroducción.

 

            En los ciprinodóntidos, al margen de los programas de refuerzo (restocking) de las poblaciones naturales que se encontraban más deterioradas (Marjal de Oliva-Pego, Prat de Cabanes, Ullales de la Albufera, etc.), las reintroducciones de ejemplares en las áreas de reserva se han llevado a cabo de acuerdo al establecimiento de las distintas ESUs, de manera que en cada reserva se han reintroducido ejemplares correspondientes al ESU más próximo. En la tabla siguiente se resumen las reintroducciones realizadas en las áreas de reserva.

 

                       

AREA DE RESERVA

Nº DE EJEMPLARES REINTRODUCIDOS
RACÓ DE L’OLLA

6.400

ULLAL DE LA MULA

1.600

LA LAGUNA DE ALGEMESÍ

19.000

PUERTO-CORINTO

13.700

XERESA

7.800

MARJAL DELS MOROS

14.700

ULLAL DEL GAT

2.500

TOTAL

65.700

 

 

8. PROGRAMA DE SENSIBILIZACIÓN Y EDUCACIÓN AMBIENTAL

 

            El éxito de cualquier proyecto conservacionista es prácticamente imposible sin el apoyo de la sociedad. De hecho, una de las premisas a tener en cuenta es contar, desde el inicio, con el apoyo de los sectores más directamente implicados, o afectados, por las actuaciones englobadas en el Plan.

 

Las vías de difusión de los objetivos del proyecto pueden ser variadas y, evidentemente, han de adaptarse a cada caso concreto.

 

            Las campañas de prensa, tanto en revistas especializadas en divulgación de temas relacionados con la naturaleza (no revistas científicas especializadas, que requieren un tratamiento aparte y son recomendables para dar a conocer a la comunidad científica el trabajo realizado), como en medios locales de prensa, suelen rendir buenos resultados. Con ellas se difunden los objetivos que se pretenden conseguir  y se da a conocer al público que muy cerca de sus hogares, a veces tan sólo a unos centenares de metros, existe un patrimonio natural de gran valor y, sobre todo, único.

 

            Otro aspecto a tener en cuenta es la educación ambiental en el ámbito escolar. En el caso del proyecto de creación de una red de áreas de reserva para el samaruc, se realizó el diseño y la edición de material educativo específico. Por otra parte, a través de los Ayuntamientos se buscó la participación de los colegios de los municipios más directamente afectados por las actuaciones del proyecto o, de aquellos más cercanos a las áreas de distribución natural de la especie en las que todavía quedan reductos poblacionales. Durante el desarrollo de esta campaña por la Comunidad Valenciana, más de 3.000 niños de cerca de 300 colegios han participado en ella.

 

            A principios de 1999, y coincidiendo con la finalización del proyecto LIFE de creación de una red de áreas de reserva, se editó una monografía sobre los peces ciprinodóntidos ibéricos (samaruc y fartet), donde se recopilan la mayoría de los trabajos realizados en los últimos años con ambas especies.

 

            Por último, cabe señalar que se ha editado un vídeo-documental que recoge las principales acciones llevadas a cabo durante la ejecución del plan de recuperación del samaruc.

 

BIBLIOGRAFÍA

 

Bams, R. A.1976. Survival and propensity formhoming as affected by presence or absence of locally adapted paternal genes in two transplanted populations of pink salmon (Onchorhynchus gorbusha). Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 33: 2716-2725.

Crivelli, A. & Maitland, P. 1995. future prospects for the freshwater fish fauna of the Northern Mediterranean region. Biological Conservation, 72: 335-337.

Cronin, M. A. 1993. Mitochondrial DNA in wildlife taxonomy and conservation biology: cautionary notes. Wildlife Society Bulletin, 21: 339-348.

Doadrio, I., Perdices, A. & Machordom, A. 1996. Allozymic variation of the endangered killifish Aphanius iberus and its application to conservation. Environmental Biology Fishery, 45: 259-271.

Fernández-Delgado, C., Hernando, J. A., Herrera, M. & Bellido, M. 1988. Age, growth and reproduction of Aphanius iberus (Cuv. & Val., 1846) in the lower reaches of the Guadalquivir river (south-east Spain). Freshwater Biology, 20: 227-234.

Fernández-Pedrosa, V., González, A., Planelles, M., Moya, A. & Latorre, A. 1995. Mitochondrial DNA variability  in three Mediterranean populations of Aphanius iberus. Biological Conservation, 72: 251-256

Fernández-Pedrosa, V., Latorre, A. & González, A. 1996. Mitochondrial DNA variability in Valencia hispanica (Valenciennes, 1846). Publicación Especial Instituto Español Oceanografía, 21: 107-111.

Fernández-Pedrosa, V. 1997. Estudio de la variabilidad genética del fartet, Aphanius iberus (Val., 1846) y del samaruc, Valencia hispanica (Val., 1846) en poblaciones de la Comunidad Valenciana. Tesis Doctoral. Universidad de Valencia.

Gilbert, F. F. & Doods, D. G. 1987. The phylosophy and practice of wildlife management. Robert E. Krieger Publishing Company. Malabar. Florida.

 Granado-Lorencio, C. (Ed.) 1997. Conservación, recuperación y gestión de la ictiofauna continental ibérica. Publicaciones de la Estación de Ecología Acuática. Nº 1. Univ. Sevilla. EMASESA. Sevilla.

Moyle, P. & Sato. 1991 En: Minckley, W.L. y Deacon, J.E. (Eds.). Battle against extinction. Native fish management in the American West. University Arizona Press.

Nelson, J. S. 1994. Fishes of the World. Wiley. Nueva York.

Parenti, L. R. 1981. A phylogenetic and biogeographic analysis of Cyprinodontiform fishes (Teleostei, Atherinomorpha). Bulletin American Museum Natural History, 168: 335-557.

Planelles, M. & Risueño, P. 1995. Campaña en defensa del samaruc y sus hábitats. Quercus, 111: 34-36.

Planelles, M. 1996. The last populations of samaruc Valencia hispanica (Valenciennes, 1946): distribution, status and recovery efforts. Publicación Especial Instituto Español Oceanografía, 21: 263-268.

Planelles, M. & Reyna, S. 1996. Conservation of samaruc Valencia hispanica (Valenciennes, 1846) (Pisces: Cyprinodontidae), an endemic and endangered species in the Community of Valencia (east of Spain). En: A Kirchhofer y D. Hefti (eds.). Conservation of endangered freshwater fish in Europe. Birkhäuser Verlag. Basel.

Planelles, M. 1997. Gestión de hábitats litorales: su importancia en la conservación de la ictiofauna. El caso del samaruc (Valencia hispanica) en la Comunidad Valenciana. En: Granado-Lorencio, C. (Ed.): Conservación, recuperación y gestión de la ictiofauna continental ibérica. pp: 169-187. Publicaciones de la Estación de Ecología Acuática. Nº 1. Univ. Sevilla. EMASESA. Sevilla.

Reisenbichler, R. R. 1981. Columbia River salmodin broodstock management: Annual Progress Report. Inédito. National Fisheries Research Center. Seattle. Washington.

Ryder, O. A. 1986. Species conservation and systematics: the dilemma of subespecies. Tree, 1: 9-10

Ryman, N. & Utter, F. 1986. Population genetics & fisheries management. Washington Sea Grant Program. University of Washington Press.

Steintz, H. 1951. On the distribution and evolution of cyprinodont fishes of the Mediterranean Region and Near East. Bonn. Zool. Beitr., 2: 113-124.

Villwock, W. 1985. Über naturbastarde zwischen zwei validen Arten der Gattung Aphanius (Nardo, 1827) (Pisces: Cyprinodontidae) aus der Bardawil-Lagune, Nordsinai/äegypten. Mitt. Hamb. Zool. Mus. Inst., 82: 311-317.

Vrijenhoek, R. C., Douglas, M. E. & Meffe, G. K. 1985. Conservation genetics of endangered fish populations in Arizona. Science, 229: 400-402.