la biodiversidad en ecosistemas marinos y costeros …
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LA BIODIVERSIDAD EN
ECOSISTEMAS MARINOS Y
COSTEROS DEL LITORAL
DE IBEROAMÉRICA Y EL
CAMBIO CLIMÁTICO: II
A. C. Hernández-Zanuy y P. M. Alcolado (Eds)
MEMORIAS DEL
SIMPOSIO IBEROAMERICANO DE
BIODIVERSIDAD MARINA Y CAMBIO CLIMÁTICO
RED CYTED BIODIVMAR: 410RT0396
“Evaluación integral del estado de conservación de la
biodiversidad en ecosistemas marinos y costeros del
litoral de Iberoamérica para la adaptación al
cambio climático”
BALNEARIO CAMBORIÚ, Santa Catarina
Brasil, 31 de Octubre al 4 de noviembre del 2011
El libro contiene las memorias del Simposio
Iberoamericano de Biodiversidad Marina
y cambio climático celebrado en el Balneario de Camboriú
del 31de Octubre al 4 de Noviembre del 2011 en el marco del XIV Congreso Latinoamericano
de Ciencias del Mar COLACMAR 2011.
Se presentan experiencias de los países miembros de la red en el estudio de indicadores
biológicos, bioinvasiones, conectividad y evaluación de ecosistemas marinos y costeros para la
adaptación del cambio climático en
litoral de Iberoamérica.
Agradecemos a CYTED y
al Departamento de Zoología de la Universidad de Paraná
la colaboración en la realización
del Simposio y Segunda Reunión de la Red,
y una vez más, a los entusiastas Jefes de Grupos
y miembros de la Red de Cuba, España, México,
Costa Rica, Venezuela y Brasil que hacen realidad este proyecto.
Aida Caridad Hernández Zanuy
Coordinadora Iberoamericana de Red
Citar como: Hernández-Zanuy A., y Alcolado P. M. (Eds). 2012. La biodiversidad en ecosistemas marinos y
costeros del litoral de Iberoamérica y el cambio climático: II. Memorias del Simposio Iberoamericano de
biodiversidad marina y cambio climático, de la RED CYTED BIODIVMAR. Balneario Camboriú, Santa
Catarina, Brasil, Noviembre 2011.
ISBN 978-959-298-027-3
9 7 8 9 5 9 2 9 8 0 2 7 3
4
TABLA DE CONTENIDO Página
El cambio climático y la biodiversidad marina y costera Impacto, vulnerabilidad y adaptación de la biodiversidad marina y costera al
cambio climático en Cuba 5 Aida C. Hernández-Zanuy, Pedro Manuel Alcolado Menéndez, Beatriz
Martínez Daranas, Rafael Puga, Felix Moncada, Linnet Busutil,
Sandra Loza, Margarita Lugioyo
Efectos del cambio climático sobre los arrecifes coralinos de Cuba: medidas
para el manejo ambiental de las crestas arrecifales de cuba a nivel municipal 27
Pedro M. Alcolado, Sergio Lorenzo e Idalmis Almeida Efecto de la bioerosión por esponjas en arrecifes afectados por el cambio
climático 40 José Luis Carballo, José Antonio Cruz-Barraza, Eric Bautista-
Guerrero, Héctor Nava y Jesús Armando Chávez
Bioinvasiones Espécies invasoras no litoral do rio grande do norte, brasil: impacto para
espécies nativas? 54 Emanuelle Fontenele Rabelo, Amanda Caroline Faustino De Queiroz,
Luiz Fernando Clemente Barros, Noêmia Cristina Da Silva Chaves,
Inês Xavier Martins y Helena Matthews-Cascon. Fisiologia como ferramenta de análise e predição de impactos de bioinvasão
costeira 60
Marcos P. T. Veiga, Aline S. Klöh y Carolina A. Freire
Conectividad y dispersión larval Modelación del transporte de huevos y larvas de jurel (Trachurus murphyi) en
el Pacífico suroriental: implicancias en el reclutamiento 69
Sebastián Vásquez, Carolina Parada, Aquiles Sepúlveda y Vincent Combes Remote sensing and geoprocessing applied to the study of the connectivity of
the lagoons from the north shore of rio grande do sul, Brazil 80 Carlos Vinicius Da Cruz Weiss,, Heinrich Hasenack and Fernando Gertum
Becker
Indicadores biológicos Desarrollo de un indicador sintético para la evaluación ambiental en zonas
costeras de Colombia 90
Lizbeth J. Vivas-Aguas, Paula C. Sierra-Correa y Luis A. Escobar O uso de índices bênticos como indicador de qualidade ecológica do sistema
estuarino de laguna (SC, BRASIL). 99 André Menegotto Domingos, Márcia Neunschwander Kurtz y Sérgio Antonio
Netto Evaluación de la calidad ambiental de las aguas de una zona costera de
importancia turística: Playas del Este, Cuba 106 Gladys M. Lugioyo, Yolaine Delgado, Mayelín Carmenate, Magalys Sánchez
y Sandra Loza
5
LA BIODIVERSIDAD MARINA Y COSTERA Y EL CAMBIO CLIMÁTICO EN
CUBA
Aida Caridad Hernández Zanuy1, Pedro M. Alcolado Menéndez
1, Beatriz Martínez
Daranas2, Rafael Puga
2, Felix Moncada
2, Linnet Busutil
1, Sandra Loza
1, Margarita
Lugioyo1.
1 Instituto de Oceanología del CITMA. Ave. 1ra. No. 18406, Rpto. Flores, Playa, La Habana, Cuba.
2 Centro de Investigaciones Pesqueras del MINAL. 5ta Ave y 248, Barlovento, Ciudad Habana, Cuba.
RESUMEN
Se presentan los impactos de los cambios en algunos parámetros asociados al cambio
climático como son la temperatura superficial del mar, las precipitaciones, el nivel del mar y
los eventos meteorológicos extremos sobre componentes relevantes de la biodiversidad marina
y costera en Cuba: arrecifes coralinos, pastos marinos, pesquerias de la langosta espinosa,
tortugas marinas, pastos marinos, interaccion tierra mar en la region suroccidental de Cuba,
comunidades de fitoplancton y de esponjas. Los impactos identificados son: blanqueamiento
coralino, degradación de los arrecifes coralinos, deterioro masivo y fuerte de las crestas de los
arrecifes coralinos, cambios en los patrones de predominio de especies de corales, pérdida de
funciones protectoras del ecosistema arrecifal, incremento de las enfermedades producidas por
microorganismos, cambios en la proporción de sexos de las tortugas, pérdida de área de cría e
interrupción del ciclo de vida de las tortugas, cambios en la nidificación y el comportamiento
reproductivo de las tortugas, reducción de la principal área de anidación del carey,
disminución de las poblaciones de tortugas por destrucción de huevos, nidos y neonatos,
incremento de las cianobacterias en la composición taxonómica del fitoplancton de aguas
costeras y oceánicas, disminución del reclutamiento de langosta espinosa a las pesquerías y
disminución de las capturas, pérdida de biodiversidad marina frente a manglares de borde
degradados, disminución de la riqueza y abundancia de especies de esponjas, indicios de
reducción de la cobertura de los ecosistemas marinos y costeros capturadores de carbono
atmosférico y por tanto de su función como sumideros y cambios en la estructura de las
comunidades de peces.
Palabras clave: Impactos, biodiversidad marina y costera, cambio climático, Cuba.
6
INTRODUCCION
Aunque el archipiélago cubano y su diversidad biológica han sobrevivido a los
cambios del clima causantes de movimientos notables del nivel del mar durante miles de años
(Iturralde-Vinent 2000), hoy se encuentra más amenazado que nunca por el efecto
amplificador que ejerce el cambio climático antropogénico a los efectos de los impactos
históricos de la acción del hombre en la zona costera. La condición de estado insular agrava la
situación ante el incremento del nivel del mar y realza la importancia de los ecosistemas
marinos y costeros en la protección y conservación de los bienes de la sociedad.
Resulta difícil discernir entre los impactos originados por causas naturales y los
ocasionados por el desarrollo socioeconómico en la zona costera, más aún cuando éstos actúan
de forma sinérgica, sin embargo, entender la funcionalidad de un ecosistema e identificar los
impactos a que está sometido permiten la elaboración de medidas para su adaptación a los
nuevos escenarios climáticos.
De manera general los ecosistemas marinos y costeros cubanos están expuestos a las
mismas amenazas que los de zonas vecinas. Según Claro et. al., 2007 entre las causas de
afectaciones a los arrecifes coralinos se encuentran la sedimentación inducida por la
deforestación, la contaminación, la pesca y el turismo. Los fondos duros no arrecifales están
sujetos a similares amenazas que los arrecifes coralinos, pero también son afectados por
aquellos factores que amenazan a los pastos marinos, los arenales y los cabezos coralinos que
de forma parchada cubren este biotopo. Los pastos marinos por su parte están afectados por la
contaminación orgánica, el incremento excesivo de la salinidad, la pesca mediante rastreos con
chinchorros, el uso de anclas, y el aumento de la temperatura a causa de los sistemas de
enfriamiento de algunas industrias. En las lagunas costeras y los estuarios el represamiento de
los ríos y otros cursos de agua ha conducido a la salinización y acumulación de sedimentos,
con la consecuente reducción del espejo de agua y el incremento de la salinidad.
El presente trabajo está dirigido a identificar impactos relacionados con los parámetros
asociados al cambio climático como son la temperatura superficial del mar, las
precipitaciones, el nivel del mar y los eventos meteorológicos extremos.
MATERIALES Y MÉTODOS
Para el presente estudio se realizó una compilación de informes científicos, resultados
de proyectos científico-técnicos y publicaciones sobre la biodiversidad marina y costera en
Cuba que revelan cambios en alguno de los componentes biodiversidad marina y costera
(Cuadro 1) relacionados con algun parámetro oceanográfico asociado al cambio climático en
el tiempo en Cuba (Cuadro 2).
Cuadro 1. Componentes relevantes de la biodiversidad marina y costera y justificación de su elección
para este estudio.
Componente de
la biodiversidad
marina y costera
de Cuba
Argumentos que justifican su elección
Arrecifes En la V Reunión de la Conferencia de las Partes (COP5/CBD) se tomaron
7
coralinos
decisiones para el estudio del efecto del cambio climático sobre los arrecifes
coralinos por ser el ecosistema marino más afectado por el incremento de la
temperatura del mar, por lo que consta de un plan de trabajo individual
(Apéndice II de la Decisión VII/5 del CBD).
Existencia de datos históricos sobre el estado de salud de algunos arrecifes
coralinos en Cuba y de publicaciones científico técnicas recientes dedicadas al
estudio de las posibles afectaciones del cambio climático a los arrecifes
coralinos.
Ecosistema esencial para el mantenimiento de la biodiversidad marina y costera
y de las especies comerciales de la plataforma cubana.
Pesquerías de la
langosta
espinosa
Se conoce el ciclo de vida de la especie en Cuba y que el mismo vincula la
costa con el océano.
Existencia en Cuba de series largas de datos de pesquerías (varias décadas).
Principal recurso pesquero de la plataforma cubana
Tortugas
marinas
Se registran cinco especies para aguas cubanas.
Se distribuyen prácticamente en toda la plataforma cubana donde existen pastos
marinos, arrecifes coralinos y playas arenosas adecuadas para su alimentación y
reproducción.
Se encuentran entre los organismos marinos más amenazados por el incremento
del nivel del mar y de la temperatura superficial del mar en el mundo.
Pastos marinos
Ecosistema esencial para la vida de las especies comerciales de la plataforma
cubana.
Existencia de datos de abundancia y distribución de los pastos marinos en el
Golfo de Batabanó y en Sabana Camagüey.
Interacción
tierra- mar
Zona de mayor vulnerabilidad y peligro por inundaciones y por incremento del
nivel del mar en Cuba.
Existencia de información fotocartográfica de la mayor parte de la línea de
costa, en tres momentos diferentes (1956, 1970 y 1997).
Incluye una de las zonas de cría principales de la langosta espinosa y del
camarón en el Golfo de Batabanó.
Fitoplancton
Constituye el primer eslabón de la cadena alimentaria en el mar por lo que los
cambios en su composición son esenciales para el mantenimiento de la vida
marina.
Existe información histórica sobre la estructura de la comunidad del
fitopnacton costero y oceánico de las aguas marinas cubanas que permite una
comparación.
Esponjas
Están presentes prácticamente en todos los hábitats marinos, en los que tienden
a ocupar casi siempre uno de los primeros lugares en biomasa.
La diversidad de especies de esponjas es alta en los arrecifes coralinos.
8
Cuadro 2. Cambios estimados en la temperatura, la salinidad, el nivel del mar en Cuba y la
frecuencia e intensidad de huracanes, según Fernández-Vila et. al., (2009).
Aspectos del Cambio Climático Cambios detectados
Temperatura superficial del mar Incremento medio general de 0,285ºC de la
temperatura del agua, en las bahías del Archipiélago
Sabana – Camagüey, en su conjunto, en los últimos
12 años
La TSM de las aguas oceánicas cubanas muestran
anomalías con franca tendencia al aumento, con una
amplitud promedio de 0,6°C, en el periodo 1985 -
2007
Salinidad del agua Aumento del tenor halino en áreas afectadas por la
acción humana: 57,01 ‰ en la bahía de Buenavista,
155,89 ‰ en la bahía de Los Perros y 95,00 ‰ en la
bahía de Jigüey
Incremento del nivel del mar La tasa de ascenso del nivel medio del mar, estimada
a partir de mediciones directas, varía entre 0,005 y
0,214 cm/año en el archipiélago cubano
Frecuencia de eventos meteorológicos
extremos
Para el Golfo de Batabanó y océano adyacente a él, la
frecuencia de ocurrencia de huracanes ha aumentado
en casi 8 veces durante el periodo reciente 1996 –
2005
RESULTADOS
IMPACTOS
Blanqueamiento coralino
Según (Alcolado 2010) los reportes de blanqueamiento en Cuba comenzaron desde
1983, pero se hicieron más frecuentes a partir de 1994. Los años 1995, 1998, 2005 y 2009 han
sido de blanqueamiento generalizado y con reportes de mayor intensidad tanto en Cuba como
el Gran Caribe.
A pesar de la intensidad con que ha ocurrido el blanqueamiento en numerosos puntos
del país, los reportes han indicado una marcada tendencia a la recuperación de los corales, con
algunos casos aislados de mortalidad moderada, algunas de las cuales no fueron verificadas
debido a limitaciones logísticas.
La Red de Monitoreo Voluntario de Alerta Temprana de Arrecifes Coralinos involucra
a centros de buceo, áreas protegidas, centros de investigación y colaboradores comunitarios. A
partir de su creación en el marco del Proyecto PNUD/GEF Sabana-Camagüey y mediante la
9
firma de un memorando de entendimiento entre la Agencia de Medio Ambiente del CITMA,
el Ministerio de Turismo y el Instituto de Oceanología de Cuba, se obtiene información sobre
el estado de los arrecifes coralinos a nivel nacional.
En el último reporte de blanqueamiento de la red (Alcolado 2011) se considera que en
el año 2010 ocurrió un evento de gran intensidad y extensión geográfica, junto con 1995,
1998, 2005 y 2009. No hubo un solo reporte indicando ausencia de blanqueamiento (Fig 2).
Figura 2. Nivel de blanqueamiento de corales en Cuba (Junio-Diciembre 2010) (Alcolado
2011).
Se reportó blanqueamiento casi total (75-100%) en dos puntos de la mitad oriental del
Archipiélago Sabana-Camagüey y en dos del extremo sudeste de Cuba (provincias de Santiago
de Cuba y Granma). Los voluntarios de Granma (Base Náutica de Marea del Portillo) opinan
que el masivo blanqueamiento observado en junio en esa provincia fue causado por la
fumigación de campos de cebolla y otros cultivos. Esto es probable ya que en junio las
temperaturas del mar no eran tan altas como para causar blanqueamiento.
Degradación de los arrecifes coralinos
Los arrecifes coralinos en Cuba presentan diferentes grados de deterioro (Alcolado et.
al., 2001 a y b) tanto los arrecifes de crestas como frontales, con una marcada tendencia a su
empeoramiento. Las causas de degradación son varias y aparecen en diferentes
combinaciones, principalmente: proliferación excesiva de algas por gran escasez de animales
herbívoros (como el erizo negro de espinas largas Diadema antillarum (Fig 3 ) así como peces
loros y barberos) y huracanes más frecuentes e intensos desde 2001. En menor grado han
influido enfermedades de corales, incluido el blanqueamiento, y de manera muy localizada, la
contaminación.
Cálculos recientes realizados compilando toda la información nacional disponible
arrojan un 91,3% de degradación de los arrecifes coralinos en Cuba (Alcolado et al., 2011).
10
Figura 3. Abundancia del erizo negro (Diadema antillarum) en Cuba (Alcolado et al., 2011).
Deterioro masivo y fuerte de las crestas de los arrecifes coralinos
A partir de abundantes datos del Instituto de Oceanología, publicaciones, informes y
reportes de voluntarios de la Red de Monitoreo Voluntario de Alerta Temprana de Arrecifes
Coralinos de Cuba, el 70% de las crestas arrecifales están muy deterioradas; 21% deterioradas,
y solo unas pocas (8%) en buen estado o poco deterioradas (Alcolado et al., 2011, Fig 4).
Según Alcolado et al., (2009) desde la destrucción física de las crestas arrecifales
producida por el Huracán Gilbert y las subsiguientes TSM propiciadoras de blanqueamiento
en 1993, 1995, 1997 y 1998, 1999 y 2000 se empeora el deterioro de los arrecifes coralinos en
la costa sur de Cuba.
Sin embargo, a partir de la figura 4 (Alcolado et al., 2011) se infiere que la costa Sur
de Cuba posee los arrecifes coralinos mejor conservados. Según el número de localidades con
diferente grado de conservación de las crestas arrecifales (Escala de clasificación del grado de
deterioro tomado de Alcolado et al., 2011) en la Región Sur Occidental, desde
Guanahacabibes hasta Cienfuegos el 11%; y en la Región Sur Centro Oriental, desde
Cienfuegos hasta Maisí, el 16% de las crestas arrecifales están en buen estado o poco
deterioradas. Las zonas, noroccidental y el resto de la costa norte (desde Varadero hasta
Holguín) sólo mantienen en buen estado el 4% de las crestas arrecifales evaluadas.
11
En buen estado
Poco deterioradas
Deterioradas
Muy deterioradas
Extremadamente
deterioradas
Figura 4. Estado general de las crestas de arrecifes de Cuba según la escala de clasificación del
grado de deterioro (Alcolado et al., 2011).
Cambios en los patrones de predominio de especies de corales
Se produjeron cambios en el predominio de especies de corales hacia las que son más
tolerantes a la sedimentación y el oleaje, y con crecimiento más rápido, como ocurrió en los
cayos Palomo, Cantiles, Rosario y Rico en el la región suroccidental de Cuba entre los años
2001 y 2007 (Alcolado et al., 2009, Fig.5).
Según Alcolado et al. (2009) M. complanata es un coral de crecimiento rápido, muy
resistente al oleaje y por su forma es poco afectado por la sedimentación. La ocupación de esta
especie es poco deseable desde el punto de vista del buceo por su carácter muy urticante y,
desde el punto de vista ecológico, por limitar la posibilidad que el espacio ocupado por ésta
sea recuperado por A. palmata coral típico y de ventajosa función de refugio de organismos
diversos (peces, erizos, langostas, etc.) y de mantenimiento de la estructura física de la cresta,
que no suple la especie sustituta. Por otra parte A. palmata, por su profusa ramificación y
fortaleza, disipa con mayor efectividad la energía del oleaje.
12
Figura 5. Porcentaje numérico de colonias de las especies de corales duros en los sitios de
crestas (Alcolado et al., 2009).
El coral P. astreoides es otra especie de crecimiento rápido y resistente al oleaje, que
por su hábito incrustante apenas contribuye a la armazón de la cresta ni funciona como
refugio. Su extensión sobre el fondo también debe limitar la posibilidad de reclutamiento de
nuevas A. palmata (Alcolado et al., 2009).
13
El coral A. prolifera, también, de crecimiento rápido, si bien puede crear abundante
refugio con sus ramas, éstas no tienen el grosor ni fortaleza de A. palmata como para
garantizar la integridad futura de una cresta, y sus poblaciones pueden ser fácilmente
destruidas por otro ciclón (Alcolado et al., 2009).
Según Alcolado et al., 2009 estos cambios vienen sucediendo desde poco después de
1988 en los sitios del sur del golfo, produciendo la pérdida de solidez de las crestas, el
desarrollo estructural de su armazón y la funcionalidad de una cresta normal y, al menos las
dominadas por el coral de fuego, deben haber perdido en buena parte la capacidad de volver a
su estado inicial por lo antes explicado, al menos en un plazo corto o mediano. Solo la cresta
donde A. palmata cedió parte de su predominio a A. prolifera (Boya de cayo Palomo)
conserva el potencial de volver a su estado inicial si una menor frecuencia e intensidad de los
ciclones permite a A. palmata recuperar su predominio por diferentes mecanismos (por
reclutamiento de nuevas colonias, refinación y desarrollo a partir de fragmentos vivos, o
recapamiento de las ramas muertas por tejido vivo remanente o por tejido de nuevos reclutas).
Pérdida de funciones protectoras del ecosistema arrecifal.
Según Alcolado et al., 2011 las crestas coralinas se están volviendo menos efectivas
como refugio para peces y como disipadoras del oleaje, a causa de la pérdida de complejidad
estructural. A lo largo de las últimas cuatro décadas la complejidad arquitectónica del arrecife
se está destruyendo más rápido de lo previsto en todo el Gran Caribe, ya que los esqueletos
remanentes de los corales que van muriendo sufren erosión acelerada (Alvarez-Filip et al.,
2009). Esto da lugar al fenómeno que los autores llaman ―aplanamiento de arrecifes‖ (reef
flattening). Debido a este proceso, los arrecifes van dejando de ejercer sus funciones
ecológicas (refugio para depredadores y presas, protección de la base rocosa del arrecife, etc.)
y de brindar sus servicios ambientales (protección costera, pesca, turismo, etc.). Según los
autores citados, la proporción de arrecifes con relieve complejo se ha reducido,
aproximadamente, de 45% en 1969 a sólo 2% en 2008. Una extensión extrapolada de la
tendencia de pérdida de complejidad arquitectónica pronostica la desaparición de los arrecifes
con estructura compleja para el año 2015 en el Gran Caribe.
La tasa de disminución anual promedio del cubrimiento vivo del fondo por corales
pétreos para las crestas de arrecifes y para los arrecifes frontales de Cuba son de 1,76%/año y
1,42%/año respectivamente, con un promedio conjunto de 1,57%/año (Alcolado et al., 2011).
La disminución del cubrimiento vivo del fondo por corales pétreos constituye una
pérdida de hábitat y afectación al ciclo de vida de numerosas especies arrecifales.
Incremento de las enfermedades producidas por microorganismos
En Cuba, la incidencia de enfermedades producidas por microorganismos en arrecifes
coralinos es generalmente de menos de 2% de las colonias y raramente excede de 5%. Las
enfermedades más frecuentes observadas han sido plaga blanca, manchas oscuras, mancha
amarilla, viruela blanca y banda blanca (en Acropora cervicornis principalmente). La banda
negra es común pero ha aparecido en pocas colonias.
Las disminuciones en los porcentajes de corales enfermos no tienden a ser
significativas y es notoria la frecuencia de valores cero en 2007, lo que pudiera ser una señal
incipiente de una adaptación de los corales mediante reajustes de sus asociaciones microbianas
como se plantea en literatura reciente (Alcolado et al., 2009).
14
El Caribe ha sido blanco de acción de enfermedades que han ocasionado serios
problemas a los arrecifes coralinos y por tanto a la biodiversidad marina de la región, en
general. La enfermedad de banda blanca provocó la muerte de miles de colonias de dos
especies fundamentales en la construcción durante siglos de arrecifes; Acropora palmata y
Acropora cervicornis por lo que desde el año 1972 se encuentran en la Lista de Especies
Amenazadas (Aronson y Precht 2002).
Cambios en la proporción de sexos de las tortugas.
Según Moncada et al., 2010 el incremento anual en la proporción sexual favorable a las
hembras, observado en las áreas de pesca de Nuevitas y Cocodrilo (Isla de la Juventud) a
partir del monitoreo entre los años 1995 y 2006 para la tortuga carey; indica un predominio de
las hembras en esas áreas.
A la temperatura de incubación de 29oC conocida como temperatura pivote, nace un
50% de cada sexo. Al aumentar la temperatura del aire aumenta la temperatura de incubación
y se obtienen cada vez porcentajes más elevados de hembras como indican estimaciones
realizadas en diferentes playas de Centroamérica, Gran Caribe y la Florida en las que se han
estimado porcientos de hembras superiores al 95%.
Pérdida de área de cría e interrupción del ciclo de vida de las tortugas
Según Moncada et al., 2010 la evidencia de afectación de las tortugas marinas producto
de factores asociados al cambio climático en Cuba está dada por la coincidencia de la
temporada reproductiva con la temporada ciclónica, que provoca la destrucción de los huevos,
nidos y neonatos observado en los Archipiélagos de los Canarreos y Jardines de la Reina
(Cuadro 3) durante el paso del huracán Paloma en el 2008 y en la Península de
Guanahacabibes (Cuadro 4).
Cuadro 3. Evaluación de pérdida de nidos causada por los ciclones en temporadas de
reproducción en algunos sitios del Archipiélago de los Canarreos.
Huracanes
2008
Área de
anidación
Nidos
destruidos
Especie % de
pérdida
Total de huevos
destruidos (~)
Gustav e Ike
San Felipe
96
T. verde
Caguama
Carey
43.0
11,136
Guanal
90
T. verde
Caguama
28.3
10,500
Cuadro 4. Evaluación de pérdida de nidos, huevos y neonatos, causada por tormentas y
ciclones en temporadas de reproducción en la Península de Guanahacabibes (Azanza, 2009).
Año Tormenta Nidos
destruido
Huevos
destruido
Nidos
eclosionado
Producció
n de
Producción Porcentaj
e de
15
s s s s huevos de neonatos pérdida
2002 Isidore y
Lily
31
3 019 607 69 198 55 358 5
2003 Claudette 26 2 964 168 19 152 15 332 13
2004 Charley e
Iván
81 9 234 60 6 840 5 472 57
2005 Arlene,
Katrina y
Wilma
136 15 504 113 12 882 10 306 55
2007 Dean 28 3 192 309 35 226 28 181 8
Cambios en la nidificación y el comportamiento reproductivo de las tortugas
Cambios en la nidificación y el comportamiento reproductivo en tres especies de
tortugas con uso de diferentes niveles de la playa: el carey próximo o dentro de la vegetación,
la caguama próxima a la línea de marea y la tortuga verde intermedia aunque más cercana a la
vegetación se espera que ocurran por la afectación del incremento del nivel del mar y la
incidencia de tormentas y huracanes en las áreas de cría (Moncada et al., 1998; Nodarse et al.,
2004).
Estos cambios fueron documentados en las playas de la Península de Guanahacabibes
por Ibarra et al., 2008 y Azanza, 2009.
Las principales zonas de anidación de las tortugas en Cuba se encuentran en la costa
sur (Fig. 6) donde son más frecuentes las afectaciones producidas por tormentas y huracanes.
Figura 6. Sitios de monitoreo: anidación (Archipiélago de los Canarreos, Archipiélago
Jardines de la Reina y Península de Guanahacabibes) (Moncada et al., 2010).
Reducción de la principal área de anidación del carey en Cuba
La afectación que provocan los huracanes y tormentas severas en las costas de arena en
ocasiones llegan a ocasionar la pérdida de la playa como en Cayo Anclitas al parecer debido a
16
la erosión y afectación a la vegetación por el paso de huracanes y en Cayo Alcatraz, ambos
sitios en los Cayos y Laberinto de las Doce Leguas (Archipiélago Jardines de la Reina),
principal área de anidación del carey en Cuba (Moncada et al., 1998, 1999).
Disminución de las poblaciones de tortugas por destrucción de huevos, nidos y
neonatos
Según Moncada (2010) y Azanza (2009) la destrucción de huevos, nidos y neonatos
provocará una disminución de las poblaciones de tortugas en aguas cubanas así como en las
aguas del Caribe teniendo en cuenta que este es uno de los grupos de organismos marinos
migratorios.
Incremento de las cianobacterias en la composición taxonómica del fitoplancton de
aguas costeras y oceánicas en Cuba.
Según Loza (2010) en los últimosaños se ha producido un cambio en el número de
taxones de cianobacterias en las aguas marino-costeras de Cuba (Cuadro 5). Los resultados
obtenidos indican que la riqueza de especies de cianobacterias se ha incrementado tanto en
aguas costeras como en aguas oceánicas alrededor de Cuba de 1996 al 2006, lo que pudiera
estar relacionado con el incremento de temperatura superficial del mar reportado por
Fernández-Vila et al., 2010 para Cuba.
Cuadro 5. Variación en el número de taxones de cianobacterias en las aguas marino-costeras
de Cuba.
Zona costera
Región Cruceros Número de
taxones
Referencias
Plataforma NW 1967 - 1972 7 López-Baluja y Borrero (1977)
1977 - 1978 8 Popowski, López-Baluja y Borrero (1982)
2001 - 2006 27 Loza (2004) y Carmenate et al. (2007)
Plataforma SW 1977 8 López-Baluja et al. (1980)
1998 - 2000 37 Loza et al. (2003)
Zona pelágica
Aguas oceánicas
adyacentes
1968 3 López-Baluja y Vinogradova (1972)
1981 4 Popowski y Campos (1987)
1965 - 1985 8 López-Baluja et al. (1992)
1989 - 2005 23 Loza (2010)
17
Disminución del reclutamiento de langosta espinosa a las pesquerías y disminución de
las capturas en Cuba
Según Puga et al. (2010) se produjo un descenso de los desembarques de langosta en
Cuba hasta un 54% (Fig 7) independientemente de los niveles de esfuerzo ejercidos y un
descenso del reclutamiento (Fig 8) a un 65 % entre 1991 y 2002 y a un 40 % a partir de 2003
en relación con el período de mayor nivel (1979-1987).
Los mencionados autores señalan que después de un período prolongado de 12 años
(1978-1989) con capturas altas de forma sostenida, los desembarques de langosta en Cuba han
descendido hasta un 54 % en la actualidad, independientemente de los niveles de esfuerzo
ejercidos. La disminución del esfuerzo pesquero entre 1991 y 1995 debido al período especial,
y el perfeccionamiento del sistema de manejo desde 1999 (disminución del esfuerzo, aumento
del período de veda e incremento de la talla mínima legal) no han logrado revertir esta
desfavorable situación.
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Cap
tura
(to
n)
Figura 7. Variaciones anuales de la captura de langosta en Cuba. Datos a partir de estadísticas
oficiales del MINAL (Puga et al., 2010).
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Millo
nes d
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Reclutamiento Año t
Población explotable Año t+2
Figura 8. Variaciones anuales del reclutamiento (langostas con 1 año de edad) y de la
población explotable de P. argus en Cuba. Series obtenidas mediante Análisis Integrado según
metodología de Haddon (2001) (Puga et al., 2010).
Los resultados encontrados aportan fuertes evidencias de que la disminución del
reclutamiento y por la tanto del tamaño de la población y de las capturas subsiguientes, se
deben a la sinergia entre la intensa explotación pesquera actuando sobre la abundancia de la
población y factores climáticos y antrópicos influyendo sobre el hábitat oceánico y de
plataforma que determina el éxito del reclutamiento (Puga et al., 2010).
Pérdida de biodiversidad marina frente a manglares de borde degradados.
El manglar de borde y de cayo son los tipos de manglar más ampliamente distribuidos
en la plataforma cubana. En segundo lugar se encuentran los manglares de ribera, con una
distribución menor en el territorio nacional pero de gran importancia en la desembocadura de
los ríos y por tanto de importancia para el suministro de nutrientes y materia orgánica al medio
marino.
La mayor parte del borde entre el mar y la tierra del territorio nacional se encuentra
cubierta por manglares (70 % según Menéndez et al., 2000) y amplias zonas de la plataforma
insular orlada por cayos y pequeñas islas formadas casi totalmente por manglares.
Estudios recientes (Hernández-Zanuy et al., 2009) demuestran que en la costa sur
occidental de Cuba la vegetación marina es aún abundante en zonas frente a sectores costeros
en los cuales se observó una elevada estabilidad de la línea de costa al realizar fotomontajes de
los años 1957, 1970, 1997 y 2000, correspoindientes a manglares de borde que no han sido
alterados por el hombre (Fig 9).
19
Figura 9. Distribución de la vegetación del fondo según su abundancia relativa (Densa: la
mitad o más del fondo está cubierto por vegetación, Pobre: cuando menos de la mitad del
fondo está cubierta por vegetación y Ausente: cuando no hay vegetación sobre el fondo). Las
cuadrículas señalan los segmentos de costa en los cuales se estudió la evolución de la costa en
los últimos 50 años (1957-2000) (Hernández-Zanuy et al., 2010).
Figura 10. Estado de la línea costera expresado en el porciento que cada categoría: Estable,
Erosión, Acreción e Intervenida, ocupa del total de la distancia de la costa medida en cada uno
de las localidades. Para las mediciones se utilizaron los fotomontajes realizados con las fotos
tomadas en los vuelos de 1957, 1970 y 1997 (Hernández-Zanuy et al., 2010).
20
La mayor parte de la línea de costa se mantiene estable y con manglares en buen estado
de salud, excepto algunos puntos que han sido transformados por el hombre en playas y
asentamientos costeros de pescadores los que sufren el mayor impacto de los huracanes y
tormentas severas. El tramo costero entre Surgidero de Batabanó y Mayabeque que posee un
80 % de costa de mangle retrocede 2,5 m por año mientras que la costa de playa 1,4 m por año
debido a la pérdida sustancial del bosque protector de magle rojo (Fig 10).
Disminución de la riqueza y abundancia de especies de esponjas.
El aumento de la temperatura del mar afecta la frecuencia y severidad de las
enfermedades, aumentando la virulencia de los patógenos, mientras que facilita la invasión de
otros al disminuir la resistencia y resiliencia de las esponjas (Webster, 2007). Aunque en Cuba
no han sido detectadas con frecuencia enfermedades de esponjas, existe un antecedente en
1939, donde se perdieron entre el 70 y el 90% de las especies comerciales (Galstoff et al.,
1939; Smith, 1941). Existe la posibilidad de que sucesos similares a este se repitan, si tenemos
en cuenta la elevada incidencia que tienen en nuestra región geográfica (Rützler, 1988; Paz,
1997; Cowart et al., 2006; Wulff, 2006 a y b). Además, se dificulta la detección de estos
eventos, debido a que por la consistencia de las esponjas los individuos enfermos no perduran
mucho tiempo, de modo que desaparece así toda evidencia de manera muy rápida. Por dicha
razón no se descarta que las enfermedades también se encuentren afectando a las esponjas de
Cuba.
Reducción de la cobertura de los ecosistemas marinos y costeros capturadores de
carbono atmosférico y por tanto de su función como sumideros.
Martínez-Daranas (2010) encontró que en Cuba la retención de carbono estimada para
los pastos marinos cubanos es tres veces mayor a la de los manglares ya que ocupan un área
cinco veces mayor, aunque la tasa de captura de carbono promedio mundial por parte de los
manglares es superior a la de los pastos marinos, (Cuadro 6).
Cuadro 6. Tasa de captura de carbono promedio anual (según Nelleman et al., 2009) por los
manglares y pastos marinos del mundo, área ocupada por los manglares y los pastos marinos
cubanos, y la cantidad estimada de carbono enterrado anualmente por estos ecosistemas en
Cuba (Martínez-Daranas, 2010).
Ecosistemas
Tasa de captura promedio
mundial
(Ton C ha-1 año-1)
Área que ocupan
en Cuba (ha)
Captura de
carbono
(Tg C año-1)
Manglares 1,39 5 27452,8 0,73
Pastos marinos 0.83 26 56300 2.20
Total 31 83752,8 2,93
21
Según Martínez-Daranas (2010) con el valor capturado por pastos y manglares en conjunto, se
estaría asimilando más del 40% del CO2 emitido a la atmósfera por Cuba, según los datos del
año 2004 (24 242,76 Gg CO2) (Fig. 11).
11%
33%56%
Carbono retenido por
los manglares
Carbono retenido por
los pastos marinos
Emisión bruta de
carbono remanente
Figura 11. Proporción que representa la cantidad estimada de carbono retenida anualmente por
los pastos marinos y manglares, de las emisiones de carbono por Cuba. El círculo representa el
100% de la emisión bruta de CO2 de Cuba en el 2004 (López et al., 2009) (Martínez-Daranas
2010).
Cambios en la estructura de las comunidades de peces.
Según Claro et. al., (2007) las comunidades de peces de los arrecifes de coral del
Archipiélago Sabana-Camagüey sufrieron una disminución significativa de su densidad y
biomasa como resultado de la reducción de la cobertura coralina debido a varios eventos de
blanqueamientos y subsecuentes incrementos de la cobertura algal.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
A partir de 1988, coincidiendo con el embate del Huracán Gilbert al Caribe, se inició
un período de años con incrementos de la temperatura superficial del mar muy cercanos o por
encima de 30oC y de mayor frecuencia e intensidad de los huracanes, que coincide con la
abrupta degradación de las crestas coralinas en los Canarreos y con el declive de las pesquerías
de la langosta espinosa y otros recursos marinos también dependientes del ecosistema
arrecifal, lo que pudiera ser un indicador de que el embate de estos eventos meteorológicos
con lapsos de tiempo menores de cinco años, no permiten al sistema arrecife-pastos-
manglares, recuperar su funcionalidad plena (Hernández-Zanuy et al., 2009).
El ecosistema de manglar al parecer posee una resiliencia mayor que los arrecifes
coralinos, manteniendo una elevada capacidad de recuperación ante eventos meteorológicos
extremos siempre que no haya sufrido previamente alteraciones irreversibles ocasionadas por
el hombre (Hernández-Zanuy et al., 2009).
22
Afortunadamente nuestro archipiélago posee una doble barrera natural para el
enfrentamiento y adaptación al cambio climático compuesta por los ecosistemas marinos y
costeros naturalmente preparados para soportar el embate de fuertes vientos, marejadas e
intenso oleaje. Un arrecife coralino sano, con elevada complejidad estructural, la barrera
protectora de mangle rojo compuesta por fuertes raíces que penetran los sedimentos y tupido
follaje, son elementos de defensa de la naturaleza para mantener, en territorios frágiles como
el nuestro, una inmensa riqueza de especies, hábitats y ecosistemas para las presentes y futuras
generaciones así como mantenerse como importantes sumideros de carbono para el
sostenimiento de la vida en el planeta.
La principal amenaza natural sobre la biodiversidad marina y de Cuba, el incremento
en la frecuencia e intensidad de los eventos meteorológicos extremos, pudiera mitigarse
aumentando la resiliencia y protección de los ecosistemas marinos y zonas costeras para que
disminuyan las inundaciones y la erosión costera; así como desarrollando medidas que
aumenten la adaptación de especies y ecosistemas con la reducción de tensiones no climáticas
sobre ellos, como la contaminación, explotación excesiva, pérdida y fragmentación de hábitats
e introducción de especies exóticas e invasoras.
Según Claro et al., (2007) a pesar de las amenazas relacionadas anteriormente, la
magnitud de los impactos antrópicos sobre los ecosistemas marinos de Cuba parecen ser de
menor magnitud que en otros países del área, debido entreo otras razones a la aplicación de
una creciente política ambiental y a la centralización de los programas de desarrollo. Los
mismos autores (Claro et. al., 2007) señalan que el desarrollo del turismo internacional en
general, y en particular el eventual levantamiento del bloqueo económico y comercial de los
Estados Unidos, provocarán un flujo inusitado de turistas a Cuba, con su secuela de impactos
sobre los ecosistemas naturales.
En los últimos años se ha comenzado un proceso de exploraciones petroleras y
desarrollo portuario en la costa noroccidental de Cuba, que incrementa la vulnerabilidad de la
biodiversidad marina y costera del área.
CONCLUSIONES
La sinergia entre el incremento de la temperatura superficial del mar, la frecuencia e
intensidad de eventos meteorológicos en las costas de Cuba y el actualmente discreto (pero
probablemente sostenido y gradual) incremento del nivel del mar, aumenta el riesgo de
pérdida de biodiversidad, y de los bienes y servicios de la biodiversidada marina y costera en
Cuba, que ya se encuentra muy amenazada en las áreas costeras donde el hombre ha
transformado la costa.
Los organismos ciclónicos, por su mayor frecuencia e intensidad, son los eventos
asociados al cambio climático que más afectaron la Biodiversidad Marina y Costera de Cuba
en las últimas décadas.
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27
EFECTOS DEL CAMBIO CLIMÁTICO SOBRE LOS ARRECIFES CORALINOS DE
CUBA: MEDIDAS PARA EL MANEJO AMBIENTAL DE LAS CRESTAS
ARRECIFALES DE CUBA A NIVEL MUNICIPAL
Pedro M. Alcolado, Sergio Lorenzo e Idalmis Almeida
Instituto de Oceanología, Ave. 1ra. No. 18406, Rpto. Flores, Playa, La Habana, Cuba
RESUMEN
El presente trabajo fue producido por el Proyecto 5 ―Localización y estado de deterioro de las
crestas arrecifales en zonas priorizadas de Cuba‖ (del Macro-proyecto ―Escenarios de peligro
y vulnerabilidad de la zona costera cubana, asociados al ascenso del nivel medio del mar para
los años 2050 y 2100‖). Este va dirigido a los municipios costeros del país, con el fin de que
se pueda atender al nivel local el manejo ambiental de sus crestas arrecifales por su pertinencia
en el enfrentamiento y adaptación al cambio climático y la variabilidad climática. Se abordan:
(1) el concepto de cresta arrecifal (2) la importancia de ésta como defensa natural de las
costas y sus recursos contra la fuerza del oleaje y las penetraciones de mar, factores que se
incrementan por el cambio climático mediante el aumento del nivel del mar y la mayor
intensidad de los huracanes; (3) factores que deterioran las crestas; (4) su grado de deterioro
alrededor del archipiélago de Cuba y la tasa anual promedio de disminución del cubrimiento
del fondo por corales; (5) medidas generales de manejo para su protección y uso responsable,
y finalmente (6) se informa para cada municipio la longitud y área aproximada de sus
respectivas crestas y (7) se proponen las medidas de manejo pertinentes.
Palabras clave: Arrecifes coralinos, cambio climático, manejo ambiental, Cuba
ABSTRACT
This paper was elaborated by the Project 5 ―Location and decline status of coral reef crests in
prioritized zones of Cuba‖ (belonging to the Macro-project ―Threat and vulnerability scenarios
of the Cuban coastal zone, associated with average sea level rise for years 2050 and 2100‖). It
is devoted to the coastal municipalities of the country with the aim to enable at local level the
environmental management of their reef crests because of their relevance in facing and
adapting to climate change and climate variability. Dealt with issues are: (1) reef crest
concept; (2) its importance as natural defense of coasts and their resources against increasing
wave strength and sea coastal penetration due to climate change through average sea level rise
and increasing intensity of hurricanes; (3) factors involved in reef crest decline; (4) decline
degree of crests around the Cuban archipelago and the average annual rate of coral cover
decline; (5) general management measures for their protection and responsible use, and finally
(6) for each municipality the approximate length and area are given for their respective crests
and (7) the relevant management measures are proposed.
Keywords: Coral reefs, climate change, environmental management, Cuba
28
INTRODUCCIÓN
El presente documento fue producido por el Proyecto 5 ―Localización y estado de
deterioro de las crestas arrecifales en zonas priorizadas de Cuba‖ (del Macroproyecto
―Escenarios de peligro y vulnerabilidad de la zona costera cubana, asociados al ascenso del
nivel medio del mar para los años 2050 y 2100‖) y va dirigido a los municipios costeros del
país, con el fin de que se pueda atender al nivel local el manejo ambiental adecuado de sus
crestas arrecifales (y los arrecifes en general) por su importancia, en el enfrentamiento y
adaptación al cambio climático y la variabilidad climática.
A continuación se comienza con información básica para comprender la importancia,
estado, vulnerabilidad y las necesarias medidas de manejo de ese ecosistema marino. También
se dan la longitud y área aproximada de las crestas de cada municipio y las medidas
específicas que se proponen para cada uno. Es probable que por insuficiente información
hayan quedado por especificar medidas pertinentes a algunos municipios, por lo que una
retroalimentación por parte de los lectores, sin dudas mejorará la calidad y utilidad de este
documento perfectible.
Las crestas arrecifales son la parte menos profunda de algunos arrecifes coralinos.
Éstas se extienden como barras que denotan su presencia con el romper de las olas cuando la
mar está movida (Figura 1), y son el resultado del crecimiento acumulado de corales duros
durante miles de años. Los pescadores la llaman restingas. Cuba está rodeada de crestas de
arrecifes en gran parte del borde de su plataforma marina.
Las crestas son muy importantes desde el punto de vista económico, social y
conservacionista por las siguientes razones:
Ser una barrera natural protectora de las costas y sus recursos naturales (playas y
vegetación costera, incluyendo pastos marinos, manglares, manigua costera, etc.) y las
inversiones (asentamientos humanos, carreteras, infraestructura turística e industrial,
cultivos, etc.), contra el efecto destructivos y erosivo tanto del oleaje habitual y como del
producido eventos meteorológicos intensos o extremos como ciclones, frentes fríos y sures.
Igualmente amortiguan las penetraciones del mar. Por esas razones han de ser tenidos muy
en cuenta en el enfrentamiento de los efectos del cambio climático. De acuerdo con Burke
Maidens (2004), en los próximos 50 años la degradación de arrecifes podría causar
pérdidas anuales, de 140 millones a 420 millones de dólares EEUU a la región del Caribe
por concepto de reducción de la protección al litoral.
Servir de refugio y de lugar de residencia temporal o permanente de importantes recursos
pesqueros como diversas especies de peces (pargos, meros, tiburones) y langostas, entre
otros, así como de especies de importancia ecológica para el arrecife y ecosistemas
asociados. Entre estas últimas pueden mencionarse el erizo de mar herbívoro Diadema
antillarum (conocido como erizo negro de espinas largas), importantes peces también
herbívoros como los loros y barberos, y peces carnívoros como meros, pargos, pez perro,
tiburones, etc.).
Ser un recurso de gran valor turístico por su atractivo para el turismo de buceo
contemplativo.
Ser una barrera detrás de la cual las embarcaciones de pesca, entre otras, pueden guarecerse
durante mal tiempo o para pernoctar.
29
Figura 1. Cresta de arrecifes de Cayo Sabinal, norte de la provincia Camagüey.
ESTADO GENERAL DE LAS CRESTAS DE ARRECIFES Y ESCENARIOS DE
DESAPARICIÓN ESTRUCTURAL DE LAS CRESTAS EN CUBA
En Cuba como en todo el Gran Caribe, las crestas han estado sufriendo un acelerado
deterioro. El estado general de nuestras crestas se muestra en mapa esquemático y tablas de la
Figura 2. Del total de reportes de estado de las cresas desde 2001 hasta el presente, según una
escala de 5 puntos, 8% de las cresas están sanas o casi sanas; 23%, deterioradas, y 69% muy
deterioradas (Figura 3).
Según pronósticos preliminares del Macroproyecto, se estima que las crestas de arrecifes
de Cuba están disminuyendo el porcentaje de cubrimiento del fondo por corales, a razón de
1,6% anual como promedio. Según dos modelos de pronóstico (uno que supone que la tasa de
disminución es independiente del cubrimiento inicial, y otro que asume una correlación lineal
positiva entre la tasa de disminución del cubrimiento y el cubrimiento inicial) y suponiendo
que la tendencia no cambie, se plantea que las crestas con el promedio nacional de
cubrimiento (19%) desaparecerían como tales al cabo de un tiempo entre aproximadamente 10
y 30 años, según el modelo que se considere. Para una cresta con un cubrimiento coralino del
fondo de 40% (que es un valor casi extremo y ya poco frecuente en Cuba), el pronóstico con
ambos modelos sería una desaparición estructural al cabo de alrededor 40 años (Alcolado et
al., 2009).
Cuando hablamos de desaparición no necesariamente se trata de que los corales mueran
todos, sino que las crestas queden prácticamente aplanadas al estar, en el mejor de los casos,
habitadas por especies de corales que son resistentes a diversos factores (Millepora
complanata, Siderastrea siderea y Porites astreoides), pero que no alcanzan suficiente altura
como para proporcionar un relieve tan efectivo para disipar con efectividad la energía del
oleaje. De esa manera su efecto protector sobre la costa y sus recursos se ve drásticamente
reducido.
30
Como puede verse, independientemente de la gran diferencia de los estimados, los
plazos son relativamente cortos, en el contexto de la urgencia de conocer los factores que
deterioran las crestas arrecifales y de tomar medidas de mitigación y adaptación.
FACTORES QUE DETERIORAN LAS CRESTAS DE ARRECIFES
Las crestas de arrecifes, a pesar de ser estructuralmente muy fuerte pueden, son
ecológicamente sensibles y pueden ser afectadas por diversos factores como los siguientes
factores:
Colecta de corales duros enteros o fragmentos de estos, para venta o uso como adornos o
como artesanía elaborada.
Frecuencia excesiva de huracanes de gran intensidad como acontece en los últimos años
(desde 2001). Una frecuencia moderada de huracanes (por ejemplo cada 5 años) es
beneficiosa para el buen mantenimiento o desarrollo y de las poblaciones de los principales
corales formadores de la cresta, como el coral orejón y los corales de tarritos. Sin embargo
una periodicidad resulta muy destructiva para las crestas. Algunos huracanes pueden ser
extremadamente devastadores como el Gilbert en 1988 a lo largo del sur de Cuba.
Daños físicos producidos por anclas, encallamientos o rozaduras de embarcaciones,
fragmentos sueltos de barcos hundidos y otros residuos sólidos. También pueden
mencionarse nasas, redes y cordeles de pesca abandonados o mal colocados.
Calentamiento del agua a causa del cambio climático que propicia la aparición de nocivos
eventos masivo de la enfermedad de blanqueamiento de corales, así como la incidencia de
otras enfermedades que son de origen microbiano, Estas enfermedades empezaron a
manifestarse de manera más evidente desde principios de los años ochenta, si bien hay
reportes aislados en los setenta.
Aumento de la acidez del agua debido al incremento de CO2 disuelto en el agua. Eso afecta
la capacidad de los corales de formar su esqueleto calcáreo, y se está convirtiendo en otro
factor, además de las temperaturas anormalmente altas, que también provoca
blanqueamiento en los corales.
Buceo no regulado en cantidad de visitantes y sin las precauciones necesarias, que
producen efectos nocivos en los corales, como heridas, fracturas y desprendimientos, así
como rociado o enterramiento con sedimentos Esos daños asociados al buceo se producen
por ejemplo, por las embarcaciones, las anclas y sus cadenas, los propios buzos al pararse
sobre los corales y tocarlos, o con los aditamentos de buceo. Los daños por sedimentación
se producen por movimientos descontrolados de las piernas y las manos.
Contaminación de diverso tipo. Un ejemplo de ello es la cresta del reparto Flores,
degradada en gran medida por la contaminación del río Quibú (oeste de la Ciudad de La
Habana).
31
En buen estado 3% Sanas o casi sanas 8% Sanas o casi sanas 8%
Poco deterioradas 5 %
Deterioradas 23% Deterioradas 23%
Deterioradas 92% Muy deterioradas 40%
Muy deterioradas 69%
Extremadamente
deterioradas 29%
Color Nivel de deterioro Condición visual
1
En buen estado
Cresta tupida de corales (cubrimiento coralino mayor que 45%), con gran
predominio de acropóridos (corales orejones o de tarritos). Las ramas de
los corales casi se tocan o entrelazan. Casi todos los corales están
saludables.
2
Poco deteriorada
Cresta no tupida pero con corales abundantes (cubrimiento coralino de
41-45%). Siguen dominando los acropóridos. Las ramas no se tocan ni se
entrelazan. Pueden quedar evidencias de daño como varios corales
muertos en pie o cierta abundancia de fragmentos de corales de coral
orejón.
3
Deteriorada
Cresta con corales vivos pero más bien dispersos (cubrimiento de 25-
40%), y ya no necesariamente dominados por coral orejón ni de tarrito.
Frecuentemente dominado por coral de fuego (Millepora) u otros. Puede
haber claras evidencia de daños como corales muertos en pie o fragmentos
de corales en el fondo.
4
Muy deteriorada
Quedan pocos corales (cubrimiento de 11 a 24%). Pueden observarse
orejones casi todos muertos aunque aún en pié. El fondo puede haber
quedado con relieve muy bajo o casi aplanado como si ya no se tratara de
una cresta. En este último caso se le denomina cresta aplanada.
5
Extremadamente
deteriorada
Casi no quedan corales (cubrimiento de coral menor de 10%). Pueden
observarse orejones casi todos muertos aunque aún en pié. El relieve el
fondo es pobre.
Figura 2. Grado de deterioro de las crestas de arrecifes de Cuba. Se muestran los criterios aproximados de
clasificación. Las fuentes de información incluyen publicaciones, datos de archivo, consultas de especialistas y
reportes a la Red de Monitoreo Voluntarios de Alerta Temprana de Arrecifes Coralinos de Cuba.
32
Figura 3. Grados de deterioro de las crestas arrecifales. A y B: En buen estado, con coral orejón muy saludable;
C: poco deteriorada; D: deteriorada; E muy deteriorada y aplanada (con muy poco relieve); y F: muy deteriorada
con todos los corales orejones muertos pero que siguen de pie aportando todavía mucho relieve. A, B y C
muestran corales orejones bastante saludables. Fotos: A, E y F: Ken Marks; B y C: CNAP; José R. Martínez.
A B
C D
E F
33
Chinchorreo sobre áreas de cresta de arrecifes, actividad que es ilegal que ha sido reportada
en Playa Santa Lucía y Cayo Levisa. El chinchorreo se está prohibiendo gradualmente
como método de pesca en Cuba incluyendo pastos marinos que son áreas de cría y
alimentación de importantes especies de peces e invertebrados de arrecifes coralinos.
Grandes avenidas de agua producidas durante fuertes lluvias, como fue el caso de Rincón
de Guanabo en junio de 1982 (Martínez-Estalella Herrera, 1989).
Influencia de aguas calientes vertidas al mar por sistemas de enfriamiento de industrias
cercana como centrales eléctricas, como el caso del la zona baja del arrecife del este de la
desembocadura de la Bahía del Mariel.
El aumento del nivel del mar no produce daño directo sobre los corales de la cresta ya que
ocurre de manera muy lenta y los corales en una cresta saludable son capaces de crecer
verticalmente a la par que ocurre ese fenómeno. Sin embargo una cresta deteriorada perderá
capacidad de proteger las costas en la medida que esta pierde continuamente su relieve a
causa de la erosión (fenómeno denominado aplanamiento de las crestas, por Alvarez-Filip
et al., 2009) y a la vez se incrementa el nivel del mar.
MEDIDAS GENERALES PROPUESTAS PARA ENFRENTAR EL DETERIORO DE
LAS CRESTAS DE ARRECIFES Y SUS CONSECUENCIAS
1. Implementar la prohibición de la colecta y transporte de corales duros como establece el
Decreto-Ley 164 Reglamento de Pesca, e incorporar en la legislación la prohibición de la
venta, que quedó omitida de esa ley. Prohibir la venta mediante un procedimiento
expedito mientras no sea incorporada en la legislación. Esta medida es muy importante ya
que las crestas por su poca profundidad, belleza de sus corales, y en ocasiones por su
cercanía de la costa, son objeto comparativamente fácil de esas colectas.
2. Seleccionar crestas de arrecifes que hayan mostrado evidencias científicas de poseer gran
resiliencia (capacidad de persistir por su resistencia y capacidad de rápida recuperación)
para su incorporación en áreas protegidas con las categorías que corresponda. Mantener
protegidas las que ya están incluidas en el Sistema Nacional de Áreas Protegidas, como
son las de Faro Cazones, Cayo Diego Pérez, norte de Cayo Caballones y Rincón de
Guanabo.
3. Evitar desarrollos costeros en la primera línea de costa o en las cuencas hidrográficas, que
puedan provocar daños por contaminación, sedimentación u otro tipo de afectación sobre
las crestas cercanas. Tener muy presentes a las crestas cercanas en las evaluaciones de
impacto y en los planeamientos estratégicos ambientales locales.
4. Ante la posibilidad de la desaparición de determinadas crestas, y por lo tanto de su
función protectora sobre el litoral, evitar desarrollos en la primera línea de costa para
evitar daños sobre la infraestructura construida. Aprovechar la protección de los
manglares y otros bosques costeros. Prever la necesidad de retirar tierra adentro los
desarrollos o construcciones litorales ya existentes si estuvieran amenazados.
5. Proteger a los manglares y otros tipos de vegetación costera que actúan como filtros de
sedimentos y contaminantes que irían a parar al mar. Por otra parte los manglares y pastos
marinos son zonas de alimentación y refugio de juveniles de especies de importancia
económica y ecológica. Los pastos marinos son también estabilizadores de sedimentos del
fondo y han de ser también protegidos.
34
6. Evitar sobrepescar las poblaciones de peces de las crestas, principalmente en los puntos de
buceo y en áreas protegidas, para proteger la trama alimentaria que garantice el buen
funcionamiento y mantenimiento ecológico y garantizar así una mayor resistencia y
capacidad de recuperación (resiliencia) ante los eventos adversos.
7. Proteger especies herbívoras que controlan las algas del fondo que compiten por el
espacio por los corales, para no empeorar la situación en que se encuentran los arrecifes y
la evidente desventaja en que se encuentran estos con relación a las algas. Esos peces son
principalmente los peces loros y los barberos. Ya está en vía de implementación la
prohibición o restricción de la pesca de los peces loros.
8. Implementar las regulaciones referidas a la prohibición de prácticas de pesca nocivas
como chinchorros y tranques.
9. Evitar los daños por nasas, redes, cordeles de pesca, y desde embarcaciones (golpes,
encallamientos, anclajes).
10. Prever estrategias y futuros planes de acción para una posible rehabilitación de crestas
mediante trasplante de fragmentos de corales (donde fuera necesario, y viable ambiental y
económicamente), incluyendo experiencias demostrativas a escala piloto de repoblación
de corales afectados. Esto requiere un proceso de búsqueda de información, intercambio
de experiencias con países que lo realizan, y una cuidadosa planificación anticipada de
qué arrecifes pudieran ser aptos por su importancia y viabilidad para recibir trasplantes
(por ejemplo en puntos de buceo y áreas protegidas que lo requieran).
11. Prever con tiempo posibles soluciones ingenieras de protección costera en caso de que
ocurra la desaparición de crestas que cumplan una función crucial de protección de
infraestructura de importancia tal que lo amerite, y su recuperación no sea viable mediante
rehabilitación por el hombre de sus condiciones naturales.
12. En los centros de buceo, extremar el cumplimiento de las regulaciones de buceo
responsable y de cantidad de visitantes (capacidad de carga) de acuerdo con lo establecido
por el Centro Nacional de Áreas Protegidas (CNA) y las normas de buceo responsable.
13. No fondear ni navegar sobre crestas arrecifales. Tampoco bucear sobre las mismas sino
observarlas desde los costados a una distancia prudencial y una profundidad de más de 3
m por la parte de afuera y 2 m por la parte de adentro, como regla general.
14. Buscar soluciones prácticas para controlar el pez invasor conocido como pez león,
oriundo de los océanos Índico y Pacífico, que amenaza la estructura de la trama
alimentaria, con consecuencias potencialmente desastrosas como eliminación de las
especies de peces que consumen algas (herbívoros) y que evitan que éstas algas desplacen
competitivamente a los corales en la ocupación del espacio.
15. Mantener un monitoreo lo más sistemáticamente posible con fines de diagnóstico y de
manejo, empleando métodos rápidos y poco costosos.
16. Fortalecer las capacidades técnicas y científicas del país para manejar, rehabilitar,
monitorear e investigar los arrecifes coralinos.
17. Fomentar la educación y concienciación generalizada sobre la situación de las crestas
arrecifales y sus implicaciones en el marco de la adaptación al cambio climático, con
especial hincapié a tomadores de decisiones.
Esas medidas no solo permitirían extender la vida de las crestas como barreras naturales
protectoras de las costas y sus recursos, sino también incrementar los beneficios turísticos y
pesqueros.
35
MEDIDAS ESPECÍFICAS PROPUESTAS PARA CADA MUNICIPIO MARINO DEL
PAÍS
En el Cuadro 1 se muestra la longitud de las crestas arrecifales y se proponen medidas
específicas para cada municipio que las posee, en base a la información que se ha podido
obtener por diferentes vías. Se incluyen municipios costeros que no tienen crestas ya que por
la gran conectividad marina algunas acciones locales pueden causar afectaciones las crestas
presentes en otros municipios (por ejemplo: contaminación, pescadores y recolectores legales
e ilegales que acceden a las crestas de los otros municipios, erosión de suelos que producen
sedimentación que pueden alcanzar a crestas distantes durante fuertes lluvias o huracanes,
etc.).
Se reitera que son muy bienvenidas y necesarias las propuestas de cualquier cambio o
adición que se consideren pertinentes a los municipio.
AGRADECIMIENTOS
Miembros de la Red de Monitoreo Voluntario de Alerta Temprana de Arrecifes Corali0s
(buzos instructores, especialistas de áreas protegidas, investigadores científicos y
aficionados al buceo de toda Cuba).
Proyecto PNUD/GEF Sabana-Camagüey (―Potenciando y sosteniendo la Conservación de
la Biodiversidad en tres sectores productivos del Ecosistema Sabana-Camagüey‖.
REFERENCIAS
Alcolado, P. M., Caballero, H. Perera, S. (2009). Tendencia del cambio en el cubrimiento
vivo por corales pétreos en los arrecifes coralinos de Cuba. Serie Oceanológica, 5, 1-14.
Alvarez-Filip, L., Dulvy, N. K., Gill, J. A., Cote, I. M. Watkinson, A. R. (2009). Flattening
of Caribbean coral reefs: region-wide declines in architectural complexity. Proc. R. Soc. B,
doi: 10.1098/rspb.2009.0339, pp, 1-7 http://dx.doi.org/10.1098/rspb.2009.0339.
Burke, L. Maidens, J. 2004. Reefs at Risk in the Caribbean. World Resources Institute
(WRI), Washington DC. En línea en: http://www.wri.org/publication/reefs-risk-caribbean
Martínez-Estalella, N. Herrera, A. (1989). Estudio de la comunidad coralina del arrecife del
Rincón de Guanabo, Cuba. Cuba, Instituto de Oceanología. Reporte de Investigación, 9, 28
p.
36
Cuadro 1. Longitudes de las crestas arrecifales y acciones de manejo específicas para cada municipio necesarias para proteger o recuperar en lo posible las
crestas arrecifales de sus territorios o de otros municipios cercanos.
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Pinar del Río Norte Sandino Norte 0.13 X X X X X X X X X
Pinar del Río Norte Mantua 50 X X X X X X X X
Pinar del Río Norte Minas de Matahambre 18 X X X X X X X
Pinar del Río Norte Viñales 17 X X X X X X X
Pinar del Río Norte La Palma 17 X X X X X X X X X
Pinar del Río Norte Bahía Honda 40 X X X X X X X
Artemisa Norte Mariel 12 X X X X X X X
Artemisa Norte Caimito 0 X X X X X X X
Artemisa Norte Bauta 0 X X X X X X X
La Habana Playa 0 X X X X X X X X
La Habana Habana del Este 1 X X X X X X X X
Mayabeque 0rte Santa Cruz del Norte 12 X X X X X X X X
Matanzas Norte Matanzas 0 X X X X X X X X
Matanzas Norte Varadero 0 X X X X X X X
Matanzas Norte Cárdenas 0 X X X X X X
Matanzas Norte Martí 11 X x X x X X X
Villa Clara Corralillo 4 X x X X X
Villa Clara Quemado de Güines 9 X x X X X X
Villa Clara Sagua la Grande 1 X X X X X X X X
Villa Clara Encrucijada 0.4 X X X X X X X
Villa Clara Camajuaní 0 X X X X X X
Villa Clara Caibarién 3 X X X X X X X X X
Sancti Spíritus Yaguajay 0 X X X X X X X X
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Ciego de Ávila
Norte
Chambas 14
X X X X X X X X
Ciego de Ávila
Norte
Morón 13
X X X X X X X X X X
Ciego de Ávila
Norte
Bolivia 0
X X X
Camagüey Norte Esmeralda 50 X X
Camagüey Norte Sierra de Cubitas 0 X
Camagüey Norte Minas 19 X X
Camagüey Norte Nuevitas 40 X X X X X X X X X
Las Tunas Manatí 8 X X X X X X X
Las Tunas Puerto Padre 23 X X X X X X X
Las Tunas Jesús Menéndez 11 X X X X X X X
Holguín Gibara 5 X X X X X X X X
Holguín Rafael Freyre 2 X X X X X X X X
Holguín Banes 27 X X X X X X X
Holguín Mayarí 18 X X X X X X X
Holguín Frank País 40 X X X X X X X
Holguín Moa 42 X X X X X X X
Guantánamo Baracoa 11 X X X X X X X
Guantánamo Maisí 15 X X X X X X X
Guantánamo Imías 0 X X X X X X X
Guantánamo San Antonio del Sur 2 X X X X X X X
Guantánamo Caimanera 0.3 X X X X X X
Santiago de Cuba Santiago de Cuba 3 X X X X X X X X
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Santiago de Cuba Guamá 3 X X X X X X X X
Granma Pilón 7 X X X X X X X X
Granma Niquero 3 X X X X X X X
Granma Media Luna 0 X X X X X X
Granma Campechuela 0 X X X X X X
Granma Manzanillo 0 X X X X X X
Granma Yara 0 X X
Granma Río Cauto 0 X X X
Las Tunas Sur Majibacoa 0 X X
Las Tunas Sur Las Tunas 0 X X
Las Tunas Sur Jobabo 0 X X
Las Tunas Sur Colombia 0 X X
Las Tunas Sur Amancio 0 X X
Camagüey Sur Guáimaro 0 X X
Camagüey Sur Najasa 0 X X
Camagüey Sur Santa Cruz del Sur (Este de Jardines de
la Reina) 5
X X X X X X X X
Ciego de Ávila Sur Venezuela (Oeste de Jardines de la
Reina: Cayo Anclitas hasta Cayo
Bretón)
41
X X X X X X X X
Sancti Spíritu La Sierpe 0 X X
Sancti Spíritu Sancti Spíritus 4 X X
Sancti Spíritu Trinidad (Ancón a Faro la Vela) 7 X X X X X X X X
Cienfuegos Cumanayagua 0 X X X X X X X X
Cienfuegos Cienfuegos 2 X X X X X X X X
39
Provincia Municipio
Lo
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res
Cienfuegos Abreus 0 X X X X X X
Matanzas Sur Ciénaga de Zapata 52 X X X X X X X X
Mayabeque Sur Nueva Paz 0 X X
Mayabeque Sur San Nicolás 0 X X
Mayabeque Sur Güines 0 X X
Mayabeque Sur Melena del Sur 0 X X
Mayabeque Sur Batabanó 0 X X X X X X X
Mayabeque Sur Quivicán 0 X X
Artemisa Sur Güira de Melena 0 X X
Artemisa Sur Alquízar 0 X X
Artemisa Sur Artemisa 0 X X
Isla de la Juventud Municipio Especial Isla de la Juventud 87 X X X X X X X X X
Pinar del Río Sur La Coloma 0 X X X X X X X X X
Pinar del Río Sur Sandi0 Sur 0 X X X X X X X X X
Longitud total
aprox.
750 km
Área total
aproximada
94.5 km2
40
EFECTO DE LA BIOEROSIÓN POR ESPONJAS EN ARRECIFES AFECTADOS
POR EL CAMBIO CLIMÁTICO
José Luis Carballo1, José Antonio Cruz-Barraza
1, Eric Bautista-Guerrero
1, Héctor
Nava2 y Jesús Armando Chávez
1
1Universidad Nacional Autónoma México. Unidad Académica Mazatlán, Avenida Joel Montes
Camarena s/n, Apartado Postal 811, Mazatlán 82040, Sinaloa, México.
2Instituto de Investigaciones sobre los Recursos Naturales. Universidad Michoacana de San Nicolás de
Hidalgo. Av. San Juanito Itzícuaro s/n. Colonia Nueva Esperanza. C.P. 58337. Morelia Michoacán,
México.
[email protected], [email protected]
RESUMEN
Los arrecifes de coral fueron uno de los primeros ecosistemas en manifestar evidencias
biológicas del cambio climático. Estudios recientes sugieren que los arrecifes tienen cierta
capacidad de adaptación a este fenómeno, pero es un hecho que están disminuyendo en todo el
mundo. Este declive se debe en parte, a que una vez muerto el coral, la bioerosión y las
fuerzas físicas naturales (principalmente tormentas) terminan por desgajar y destruir la matriz
de carbonato cálcico. De esta forma, la bioerosión se considera como uno de los principales
factores que controlan la recuperación de un arrecife tras haber sufrido un impacto. El objetivo
de este estudio fue dar a conocer el estado en el que se encuentran los principales arrecifes del
Pacífico mexicano, y por otra parte estudiar si la bioerosión por esponjas ha aumentado en los
últimos años, sobre todo en arrecifes que han sufrido fenómenos de blanqueamiento. También
se realiza una revisión de la relación de estas esponjas con algunas variables ambientales. Los
resultados indican que algunos de los arrecifes del Pacífico mexicano, que sufrieron
blanqueamiento masivo por fenómenos del Niño, están actualmente sometidos a una intensa
bioerosión por esponjas excavadoras de sustratos calcáreos.
Palabras clave. Esponjas perforadoras, bioerosión, arrecifes coralinos, Pacífico este.
ABSTRACT
Coral reefs were among the first ecosystems to show biological evidence of climate change.
Recent studies suggest that reefs have some capacity to adapt to this phenomenon, but the fact
is that they are declining worldwide. This decline occurs because once the coral is dead,
bioerosion and natural physical forces (mainly storms) eventually break off and destroy the
coral framework into unconsolidated rubble. Thus, bioerosion is considered one of the main
factors controlling reef recovery after suffering an impact. The objective of this study was to
show the status of the main reefs of the Mexican Pacific and to study whether bioerosion by
sponges has increased in recent years, especially in reefs which suffered bleaching events. We
also reviewed the relationship of these sponges with some environmental variables. The
preliminary results indicate that some of the reefs that suffered massive bleaching by El Niño
event are currently under intense bioerosion by boring sponges
41
Keywords. Boring sponges, bioerosion, coral reefs, Eastern Pacific ocean.
INTRODUCCIÓN
Los arrecifes de coral son ecosistemas bentónicos tropicales que presentan una
estructura física construida por la acumulación de carbonato de calcio proveniente
principalmente de corales hermatípicos. Ocupan menos del 1% del fondo oceánico, pero son
refugio de más de la cuarta parte de todas las especies marinas conocidas; 32 de los 34 Phyla
animales se encuentran en los arrecifes de coral, en comparación con los 9 Phyla encontrados
en las selvas tropicales (Wilkinson, 2000).
Desde el punto de vista económico, se ha estimado que los arrecifes de coral generan
hasta US$375 billones de dólares anuales en bienes y servicios, que incluyen la protección de
la línea costera contra la erosión, y el suministro de alimento y recursos económicos a las
poblaciones humanas que habitan en sus cercanías (UNEP-WCMC, 2011). Además es una
fuente potencial de sustancias bioactivas para la industria farmacéutica (Carté, 1996;
Birkeland, 1997). Los arrecifes coralinos también constituyen una fuente de valores culturales
y espirituales, y alrededor del mundo existen comunidades humanas cuyas costumbres y
creencias religiosas están relacionadas con estos ecosistemas (Birkeland, 1997). Por todos
estos beneficios, los arrecifes coralinos son considerados como uno de los ecosistemas más
valiosos por unidad de área de todo el planeta (Costanza et al., 1997). Desafortunadamente,
los arrecifes son también uno de los primeros ecosistemas en mostrar los efectos del impacto
derivado del calentamiento global (Graham et al., 2006).
La pérdida de zooxantelas y/o la disminución en la concentración de los pigmentos
fotosintéticos de estas, produce un fenómeno denominado ―blanqueamiento‖ como una
respuesta fisiológica a ciertas perturbaciones ambientales. Los corales hermatípicos contienen
entre 1 y 5 millones de zooxantelas por cm2 de superficie de tejido vivo, y durante los
fenómenos de blanqueamiento pueden perder del 60 al 90%. Además, cada zooxantela puede
perder entre el 50 y el 80% de sus pigmentos fotosintéticos (Glynn, 1996). Este fenómeno es
causado por varios factores, pero la elevación de la temperatura superficial del océano, junto
con una alta irradiancia parecen ser la causa principal (Sheppard et al., 2002).
Sin embargo, algunos corales no pierden sus simbiontes durante eventos de
blanqueamiento (West Salm, 2003), e incluso hay estudios que muestran que los corales que
se han recuperado de estos impactos adquieren simbiontes tolerantes al estrés térmico (Baker
et al., 2004). Los simbiontes pertenecientes al grupo D son los que más resistencia presentan
al incremento de la temperatura (Iglesias-Prieto et al., 2004). De esta manera, los corales de
regiones dominadas por una alta variabilidad de la temperatura superficial del océano (el
Pacífico este, por ejemplo) probablemente tienen una mayor capacidad de adaptación
(Thompson Woesik, 2009). No obstante, a pesar de esta capacidad de adaptación al cambio
climático, es un hecho que los arrecifes de coral siguen deteriorándose en todo el mundo
(Gardner et al., 2003). Este deterioro ocurre debido a que una vez muertos los corales, la
bioerosión (actividad erosiva de algunos organismos), y la erosión mecánica (principalmente
debida al oleaje) convierten matriz arrecifal en fragmentos coralinos inestables (Sheppard et
al., 2002). Existen diferentes grupos de organismos capaces de perforar el esqueleto calcáreo
de los corales, pero las esponjas perforadoras son uno de los componentes más relevantes de la
comunidad de bioerosionadores y uno de los principales participantes en el complejo balance
entre acreción y la erosión arrecifal (Risk Sammarco, 1982; Holmes, 2000). Las esponjas
42
pueden remover de la matriz arrecifal hasta 22 kg de CaCO3 por metro cuadrado al año,
generando hasta un 40% del sedimento depositado en los ecosistemas de arrecifes de coral
(Rützler, 1975), acelerando la disolución del carbonato en la columna de agua (Zundelevich et
al., 2007; Nava Carballo, 2008). También pueden debilitar la estructura arrecifal causando
el desprendimiento de las colonias de coral durante las tormentas (Stearn Scoffin, 1977;
Macdonald Perry, 2003; Carballo et al., 2008).
En el Pacífico este, el 46% de la distribución total de los arrecifes de coral se localiza a
lo largo de la costa del Pacífico mexicano, y algunos de los arrecifes más severamente dañados
por los eventos de El Niño están en esa región (Carriquiry et al., 2001; López-Pérez
Hernández-Ballesteros, 2004). Hasta ahora se sabe que las esponjas perforadoras del Pacífico
mexicano invaden diferentes tipos de sustrato calcáreo (Carballo et al., 2004; Bautista-
Guerrero et al., 2006; Carballo et al., 2007, Cruz-Barraza et al., 2011), esto sugiere que
pueden desempeñar un papel ecológico importante en los arrecifes, y confirma la necesidad de
conocer su participación en la degradación actual de esos ecosistemas.
El objetivo de este trabajo fue conocer el estado de las comunidades de esponjas
perforadoras en los arrecifes coralinos del Pacífico mexicano, especialmente en arrecifes
fuertemente impactados por eventos El Niño.
ESTADO DE LOS SISTEMAS ARRECIFALES DEL PACÍFICO MEXICANO
Los arrecifes del Pacífico este se distribuyen desde los 24° de latitud Norte, (México)
hasta los 2° de latitud sur (costa continental de Ecuador e islas Galápagos) (Glynn Ault,
2000), y están construidos por ramas entrelazadas de corales del género Pocillopora, que se
desarrollan en bahías o en zonas protegidas del oleaje.
Los más importantes por su estado de conservación y extensión se encuentran en la
región sur de México, principalmente en Oaxaca y Guerrero (Reyes-Bonilla Carriquiry,
2002; Nava Ramírez-Herrera, 2011). En la región central y norteña, se encuentran algunos
que han sufrido blanqueamientos masivos como los ocurrido en Cabo Pulmo y Punta de Mita
(Carriquiry et al., 2001), algunos de los cuales se encuentran actualmente dañados por
completo como Careyeros, donde sólo existen algunos restos de la matriz original (Fig. 1).
Arrecifes coralinos de Guerrero: La zona costera de Zihuatanejo (Guerrero) alberga
importantes arrecifes de corales con al menos 10 especies de corales escleractinios
pertenecientes al género Pocillopora (Reyes-Bonilla et al., 2005).
Comunidades coralinas de Nayarit: Algunas de estas comunidades fueron las más
diversas en la costa del Pacífico mexicano hasta el evento de El Niño de 1997/1998, que causó
mortalidades masivas de corales en Bahía de Banderas (hasta un 96 %) (Carriquiry et al.,
2001). En estos sitios, se registraron 10 especies de coral, las cuales pertenecen al género
Pocillopora.
Arrecifes coralinos de Baja California Sur: Esta área alberga importantes arrecifes de
corales en buen estado de conservación, como es el caso de San Lorenzo e isla San Gabriel,
donde la cobertura de coral vivo ocupa hasta el 99 % del sustrato disponible, los corales más
abundantes son pocilloporidos.
Archipiélago de Revillagigedo: Se trata de un grupo de cuatro islas volcánicas. Socorro
es la isla principal con al menos 15 especies de corales escleractinios (Ochoa-López et al.,
1998). Porites lobata y corales pocilloporidos son los constructores de arrecifes más
43
importante de la Isla (Ketchum Reyes-Bonilla, 1997), y sólo existe el pequeño arrecife de
Playa Blanca, de aproximadamente 3 m de altura.
Figura 1. Mapa de la ubicación de los arrecifes coralinos estudiados.
Área de arrecifes de Oaxaca: Los arrecifes de Oaxaca albergan las estructuras coralinas
más desarrollados en la costa del Pacífico este, con 10 especies de corales escleractinios
(Glynn et al., 1997), siendo las especies principales, Pocillopora damicornis, P. capitata y P.
verrucosa.
BLANQUEAMIENTO Y TEMPERATURA DEL AGUA
Una breve revisión histórica muestra que los episodios de blanqueamiento en los
arrecifes del Pacífico este han estado relacionados con eventos El Niño, los cuales producen
un calentamiento inusual en las aguas superficiales oceánicas, incluyendo las zonas donde se
encuentran los corales (Aronson, 2002; McClanahan, 2002). El blanqueamiento de los corales
y el fenómeno de El Niño fueron relacionados por primera vez después del evento El Niño de
1982/1983, el más severo registrado hasta ahora. Sus efectos devastaron los arrecifes coralinos
de todo el mundo, y causaron la pérdida de 50-90% de los arrecifes en el océano Pacífico
ecuatorial (Glynn, 1990; Guzman Cortés, 1992). Otro evento El Niño de casi la misma
magnitud ocurrió durante el periodo 1997/1998, y causó pérdidas severas en arrecifes del Indo
Pacífico, el Caribe y el Pacífico oriental tropical (Glynn, 2000; Riegl, 2001). Tan solo en ese
año, el 16 % aproximadamente de la cobertura mundial de los arrecifes fue severamente
deteriorada por blanqueamiento (Wilkinson, 2000).
En el Pacífico mexicano, la mayoría de los arrecifes coralinos son de pequeña
extensión, (menos de una Ha) aunque algunos pueden cubrir varias hectáreas. El arrecife de
Cabo Pulmo mantuvo una gran extensión en el pasado, alcanzando una cobertura de 62 Ha en
1987, la cual se ha reducido a 18 ha aproximadamente en la última década. En general, la
cobertura de coral ha cambiado en la mayoría de los arrecifes luego del evento de 1997. De
esta forma, arrecifes como el de Punta Mita redujeron drásticamente su cobertura (39 a 7.5%),
44
otros fueron completamente destruidos como el de Careyeros, que pasó de una cobertura del
44% a 0%.
En contraste, algunos arrecifes del sur de México (Guerrero y Oaxaca), que no han sido
afectados fuertemente por eventos El Niño, mantienen actualmente una cobertura de 24 a 35%
en Playa Manzanillo y en la isla Ixtapa, y cerca del 64% en los arrecifes de Oaxaca.
La relación de los corales con la temperatura del agua y el blanqueamiento nos llevó a
iniciar un monitoreo en uno de los arrecifes de esta zona; Bahía Tiburón, isla Isabel (Fig. 2).
Solo fue posible realizar este monitoreo en este arrecife debido a la posibilidad (económica y
logística) de revisarlo periódicamente. La temperatura presentó un patrón de estacionalidad
anual muy marcado, con valores de temperatura altos en primavera y verano, y valores bajos
en otoño e invierno, aunque se detectaron dos anomalías térmicas en los veranos del 2005 y
2009. En el primer caso se presentó un incremento de la temperatura a 1°C durante cuatro
semanas provocando el blanqueamiento parcial de algunas colonias de coral (no cuantificadas
en este estudio). En el verano del 2009 la temperatura incrementó casi 1.5°C por encima del
promedio de la temporada y se prolongó por 6 semanas, provocando un severo
blanqueamiento de coral (blanqueamiento del 100% de la cobertura de coral) (Fig. 2).
Figura 2. Variación mensual de la temperatura del agua en la isla Isabel desde 2005 hasta 2009. Las flechas
indican periodos de elevación de la temperatura por encima de lo esperado para la época.
AMENAZAS QUE ENFRENTAN LOS ARRECIFES EN EL PACÍFICO MEXICANO
Una de las pérdidas de cobertura de coral más dramática está relacionada con los
procesos de blanqueamiento provocado por eventos de El Niño, cuyos impactos han reducido
significativamente la cobertura arrecifal desde las islas Galápagos a las costas del Pacífico
mexicano (Glynn, 1990; Glynn Ault, 2000; Carriquiry et al., 2001). La pérdida más
importante en esta región coincidió con el evento del Niño de 1997/1998, el cual causó una
reducción considerable en la cobertura de coral vivo en algunos arrecifes del sur (Bahía de
45
Huatulco), centro (Bahía Banderas) y el Norte del Pacífico (Baja California) (Reyes-Bonilla
1993; Carriquiry et al., 2001; Reyes-Bonilla Carriquiry, 2002; López-Pérez Hernández-
Ballesteros, 2004).
El arrecife de Punta Mita, uno de los más importantes del Pacífico este, durante el
evento El Niño de 1997/1998 sufrió uno de los más dramáticos episodios de blanqueamiento
coralino, culminando con la reducción de casi el 96% de la cobertura de corales vivos
(Carriquiry et al., 2001). Actualmente, su recuperación aún es incierta, si bien hasta el 2005 la
cobertura de coral en este sitio alcanzaba un 7% contra el 4% registrado justo después del
impacto (Nava 2008) (Fig. 3). Recientemente se ha sugerido que este mismo evento pudo
haber impactado de manera similar al arrecife de El Zapote, en Michoacán, donde a
profundidades de entre 1 y 8 m, existe una extensión de varias hectáreas de los restos de un
arrecife, actualmente convertido en sustrato calcáreo cubierto principalmente por algas
calcáreas y en menos de un 7%, por corales vivos del género Porites (Nava Ramírez-
Herrera, 2011).
En particular, las comunidades coralinas del Pacífico este no se encuentran
severamente afectadas por la eutrofización, la contaminación o sobrepesca, pero la
degradación ambiental es un factor que cada vez se recrudece más debido al crecimiento
poblacional en las zonas costeras y a su demanda por los recursos y los servicios ambientales
proporcionados por los arrecifes coralinos (Nava Ramírez-Herrera, 2011). Tan sólo en el
Pacífico mexicano, arrecifes tan importantes como los de Oaxaca están siendo afectados por la
alta tasa de sedimentación (1.7 kg m-2
d-1
), causada por el desarrollo urbano y turístico (Granja-
Fernández & López-Pérez, 2008). En Guerrero también existen arrecifes en buen estado de
conservación, con coberturas de coral vivo de hasta 67%. Sin embargo, recientemente han
comenzado a mostrar signos de degradación, tales como tasas de sedimentación superiores a
1.16 kg m-2
d-1
y niveles de transparencia menores a 9 m. La cobertura de coral muerto en
algunos de estos sitios alcanza un 48%. La deforestación y consecuente erosión de la línea de
costa, sumado al impacto de actividades recreativas, son considerados como uno de los
impactos principales causantes de esta degradación (Nava Ramírez-Herrera 2011). En Punta
Mita, la transformación de la zona costera y su erosión también han causado estragos en el
ambiente marino. La alta tasa de sedimentación (2.0 kg m-2
d-1
) y la baja transparencia del agua
(2.7-10m) son condiciones predominantes que podrían estar obstaculizando la recuperación de
su ya deteriorado arrecife (Nava 2008) (Fig. 4). Debido a que otro tipo de actividades
primarias (agricultura, ganadería, etc.) suelen ser actividades de baja intensidad en la zona
costera del Pacífico mexicano, posiblemente el desarrollo urbano y su demanda de recursos
naturales sean una de las causas más comunes de degradación de los arrecifes de esta región.
LAS ESPONJAS PERFORADORAS Y EL AMBIENTE
Los factores ambientales que afectan la diversidad y la abundancia de esponjas
perforadoras se conocen de manera general (Carballo et al., 2008). Sin embargo, se sabe poco
de las variables que afectan las poblaciones de estas especies.
La transparencia del agua es importante para las especies de morfología masiva que
albergan simbiontes fotosintéticos (Rützler, 1990; Schönberg et al., 2008). Sin embargo, la
mayoría de especies en el Pacífico mexicano son de hábitos crípticos, y probablemente no son
afectadas por esta variable. Solo podría ser un factor limitante para alguna de las pocas
especies incrustantes y/o masivas que existen en el área como C. vallartense, C.
46
rarosmicrosclera y C. californiana). Se sabe que algunas de las especies que albergan
simbiontes muestran una mayor eficiencia fotosintética bajo condiciones de estrés térmico que
los simbiontes de los corales (Schönberg et al., 2008).
El movimiento del agua no ha sido reportado como un factor limitante para las
esponjas perforadoras. No obstante, la abrasión asociada con este factor en condiciones de alta
intensidad, pudiera tener efecto no solo en las poblaciones ya establecidas, sino también en los
procesos de reclutamiento y posterior asentamiento.
Figura 3. Cobertura de corales vivos (%) en los arrecifes del Pacífico mexicano posterior al evento del El Niño
1997/1998. Leyte (2001)1, Nava Ramírez-Herrera (2011)2, Nava (2008)3, Carballo et al., (en prep)4.
Hay algunos estudios que muestran que la bioerosión en general (Fonseca et al., 2006),
y la debida a las esponjas perforadoras de forma particular, es usualmente más alta en los
corales afectados por elevados niveles de sedimentación (Hutchings et al., 2005). No obstante,
la sedimentación actúa en contra de las poblaciones de esponjas la mayoría de las veces. En
algunos arrecifes del Pacífico mexicano, las mayores abundancias de esponjas perforadoras se
han encontrado en los arrecifes donde se han detectado las menores tasas de sedimentación.
Incluso se ha visto, que el efecto positivo que representa el incremento en nutrientes en la
abundancia de algunas esponjas perforadoras se ve disminuido cuando a su vez incrementa el
nivel de sedimentación (Chavez-Fonnegra et al., 2007).
C. vermifera es más abundante en los arrecifes donde se detecta las menores tasas de
sedimentación (Carballo et al., 2008). En cambio, las especies del género Aka se consideran
resistentes a la alta sedimentación ya que su sistema acuífero presenta adaptaciones como la
producción de fistulas elevadas que las facultan para vivir en ambientes sedimentarios
(Rützler, 1971). La gran abundancia de la especie A. cryptica en algunos arrecifes del Pacífico
47
mexicano donde se ha registrado las mayores tasas de sedimentación lo confirman (Carballo et
al., 2007; Carballo et al., 2008).
Figura 4. Tasa de sedimentación (columnas, eje vertical primario) y transparencia del agua (círculos, eje vertical
secundario) registrados en arrecifes del Pacífico mexicano. Las barras muestran la desviación estándar. Tomado
de Bautista-Guerrero (2006)1, Nava Ramírez-Herrera (2011)2, Nava (2008)3.
La temperatura del agua también es importante ya que su aumento puede promover el
crecimiento de las esponjas perforadoras acelerando la destrucción del arrecife (Rützler, 2002;
Márquez et al., 2006).
DIVERSIDAD Y ABUNDANCIA DE ESPONJAS PERDORADORAS EN LOS
ARRECIFES DEL PACÍFICO MEXICANO
Uno de los resultados más destacados hasta ahora, es la alta diversidad y abundancia de
esponjas excavadoras encontradas en los arrecifes de coral de esta región y la mayoría de ellas
viven en colonias de coral vivo. Hasta la fecha han sido identificadas 20 especies
corresponden a cinco géneros, dos familias y dos órdenes de la Clase Demospongiae. Diez
especies fueron encontradas exclusivamente en sustratos coralinos (C. mucronata, C.
pocillopora, C. vallartense, C. tropicalis, C. medinae; Cliothosa tylostrongilata; Thoosa
calpulli T. purpurea; Spheciospongia incrustans y Aka cryptica). Diez más fueron encontradas
perforando tanto estructuras coralinas como no coralinas (C. californiana, C. amplicavata, C.
euryphylla, C microstrongylata C. flavifodina, C. vermifera, C. raromicrosclera; Pione
carpenteri, P. mazatlanensis y T. mismalolli).
48
Los arrecifes con mayor número de especies de esponjas son los de Playa Blanca (isla
Socorro), isla Cacaluta y un pequeño arrecife coralino no descrito en la literatura localizada
dentro de una pequeña bahía de la isla María Cleofas (13 especies).
El segundo grupo con más especies (de 8 a 12 especies) lo constituye los arrecifes de
Punta Mita, Cabo Pulmo, Bahía Tiburones (isla Isabel), San Gabriel y Guayabitos. La mayoría
son arrecifes coralinos que han perdido la mayor parte de su estructura. En un tercer grupo se
encuentran la mayoría de los arrecifes coralinos mejor preservados a lo largo de la costa del
Pacífico mexicano, tales como los arrecifes de Oaxaca (La Entrega, San Agustín) y Guerrero
(isla Ixtapa y Playa Manzanillo) (de 5 a 7 especies).
Con respecto a la abundancia, las especies más importantes fueron Cliona vermifera,
seguida de Thoosa mismalolli, C tropicalis y Pione carpenteri. La alta abundancia y amplia
distribución de C. vermifera en los arrecifes coralinos se debe probablemente a su capacidad
para vivir en diferentes tipos de hábitats, ya que puede vivir de igual forma en colonias de
coral, fragmentos de coral inestables y en la estructura arrecifal. Por el contrario, hay otras
especies como C. tropicalis que prefieren vivir en hábitats estables de la base de las colonias
vivas o en la matriz arrecifal en lugar de los fragmentos de coral. Finalmente, hay un grupo
importante de especies (Pione carpenteri, C. pocillopora, C. flavifodina, o Thoosa calpulli)
que prefieren vivir dentro del coral fragmentado.
RELACIÓN DE LA BIOEROSIÓN POR ESPONJAS Y EL EVENTO DEL NIÑO
En general, los arrecifes con mayor estado de conservación como el de San Agustín y
San Gabriel presentaron el menor número de esponjas excavadoras y la menor abundancia.
Por el contrario, arrecifes como los de Careyeros, Punta Mita, bahía Tiburón y Cabo Pulmo
con baja cobertura de coral vivo, exhibieron la diversidad y abundancia más alta. La
explicación puede estar atribuida a la preferencia de sustratos por las esponjas, las cuales,
invaden mayoritariamente la porción muerta de la matriz arrecifal y la región basal expuesta
de las colonias de coral. Muchos de estos arrecifes fueron impactados previamente por
episodios de El Niño, los cuales causaron el desprendimiento de sustrato coralino,
incrementando la disponibilidad de sustrato calcáreo expuesto, y creando nuevos hábitats y
espacios para la colonización de esponjas. Esto implica, que la abundancia de sustrato calcáreo
expuesto y la diversidad de hábitats puede ser la causa de la alta riqueza de esponjas
excavadoras en algunos arrecifes poco conservados en la región del Pacífico este.
Otro resultado interesante en este estudio, indica un incremento regional en la
abundancia de las esponjas perforadoras. Por ejemplo, el arrecife bahía Tiburones en la isla
Isabel, presenta niveles muy bajos de cobertura de coral vivo. Los únicos datos publicados
indican que en el 2002 la cobertura era del 8.7 % (Medina-Rosas Cupul-Magaña, 2004), y 6
años más tarde se estimó que solo quedaba un 6.7 % (Nava, 2008). Actualmente no supera el
6.5 %.
Durante estos años, también se ha registrado un incremento considerable de la
abundancia de esponjas perforadoras en este arrecife (Fig. 5) que ha sido afectado por varios
eventos de blanqueamientos.
49
Figura 5. Variación temporal de la frecuencia de invasión de colonias de coral por esponjas perforadoras en Bahía
Tiburón (isla Isabel). Las barras de color rojo representan los promedios anuales y las de color negro los
promedios mensuales. Las líneas sobre las barras representan el error estándar y la línea recta de ―color rojo‖
representa la tendencia temporal.
DISCUSION/RECOMENDACIONES/CONCLUSIONES
Los arrecifes de coral se encuentran actualmente sujetos a una gran variedad de
impactos (blanqueamiento, acidificación, tormentas, huracanes, contaminación, altas tasas de
sedimentación, etc.), los cuales han debilitado su resiliencia y los han colocado en un estado
de desequilibrio (Birkeland, 1997).
La información generada durante éste estudio, sugiere que algunos arrecifes de coral de
las costas de México, independientemente de su exposición a los impactos antropogénicos,
siguen perdiendo su cobertura (e.j. Punta Mita y Cabo Pulmo), o en el mayor de los casos, ésta
ha sido mantenida sin ninguna recuperación significativa (i.e. bahía Tiburones, Careyeros). A
pesar de que Cabo Pulmo fue declarado Área Natural Protegida, ha perdido la mayoría de su
cobertura de coral, que en 1997 era de 62 % y actualmente solo se acerca a un 18 %. Sin
embargo, la falta de una base de datos histórica sobre la cobertura de los arrecifes de coral en
el Pacífico mexicano que sirva para comparar con los valores actuales, dificulta una
estimación regional de la pérdida de cobertura.
Los resultados mostraron que las esponjas perforadoras actualmente juegan un papel
significativo en la destrucción de la estructura física de algunos corales del Pacífico mexicano,
lo que podría extrapolarse a todo el Pacífico este, debido a que el área estudiada representa el
46% de la distribución de los corales en el Pacífico este.
Otro problema para los arrecifes es que la acidificación de los océanos del mundo
también está incrementando (Hoegh-Guldberg et al., 2007), y junto con los aspectos antes
mencionados pueden tener implicaciones más profundas para el futuro de las estructuras
arrecifales del Pacífico este; si bien los corales (zooxantelas) podrían haberse adaptado a un
incremento de las anomalías térmicas a través de la selección de genotipos tolerantes (Glynn et
50
al., 2001, Thompson Woesik, 2009), la tasa de bioerosion es sensible a la acidez del agua de
mar (Tribollet et al., 2009).
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54
ESPÉCIES INVASORAS NO LITORAL DO RIO GRANDE DO NORTE, BRASIL:
IMPACTO PARA ESPÉCIES NATIVAS?
Emanuelle Fontenele Rabelo1, Amanda Caroline Faustino De Queiroz
1, Luiz Fernando
Clemente Barros1, Noêmia Cristina Da Silva Chaves
1, Inês Xavier Martins
2 y Helena
Matthews-Cascon.3
1Laboratório de Zoologia Experimental, Universidade Federal Rural do Semi-Árido,
Departamento de Ciências Animais, Av. Francisco Mota, 572. Bairro Costa e Silva, Mossoró-
RN, Brasil | CEP: 59.625-900,
2Laboratório de Moluscos, Departamento de Ciências Animais, Universidade Federal Rural do
Semi-Árido, Av. Francisco Mota, 572. Bairro Costa e Silva, Mossoró-RN, Brasil | CEP:
59.625-900,
3Laboratório de Invertebrados Marinhos, Departamento de Biologia, Universidade Federal do
Ceará, Av. Mister Hull s/n. Pici, Fortaleza-CE, Brasil | CEP: 60455-760,
RESUMEN
Las especies invasivas se han convertido en una de las causas más importantes de la extinción
de especies nativas en el ambiente marino. Las zonas intermareales están expuestas a muchos
factores que pueden contribuir a la introducción de especies exóticas principalmente por
medio del agua de lastre descargadas por embarcaciones y las bioincrustaciones. El impacto de
estas especies exóticas sobre las especies nativas va desde la competición por recursos hasta
el cambio en la diversidad de especies, causando efectos negativos sobre la biodiversidad
local. El bivalvo Isognomon bicolor y el poliqueto Phragmatopoma caudata han sido
registrados en la costa oeste de Río Grande del Norte, Brasil, donde viven incrustando la roca
de playa de la zona intermareal. Estas especies invasivas compiten con especies nativas como
el cnidario Zoanthus sociatus y los bivalvos Brachidontes exustus y Crassostrea
Rrhizophorae. El monitoreo del impacto en el tiempo de esas especie sobre los organismos
nativos debería ser implementado para conocer cómo estos organismos introducidos influyen
en la dinámica de las especies nativas.
Palabras claves: Bioinvasión, Isognomon, Phragmatopoma, Noroeste de Brasil.
ABSTRACT
Invasive species have become one of the most important causes of native species extinction in
marine environment. Intertidal zones are exposed to many factors that can contribute to the
introduction of exotic species, mainly through the ballast water discharged from ships and
bioencrustations. The impacts of these exotic species on native species includes from
competition for resources to change in species diversity, causing negative effects on local
biodiversity. The bivalve Isognomon bicolor and the polychaete Phragmatopoma caudata
have being registered in the west coast of Rio Grande do Norte, Brazil, where they live
55
encrusting beach rock on intertidal zone. These invasive species compete with native species
such as cnidarian Zoanthus sociatus and the bivalves Brachidontes exustus and Crassostrea
Rrhizophorae. The monitoring of the impacts over time of these species on the native
organisms should be implemented in order to know how these introduced organisms
influence the dynamics of native species.
Keywords: Bioinvasion, Isognomon, Phragmatopoma, Northwest of Brazil.
INTRODUÇÃO
Recifes costeiros estão sujeitos a uma variedade de impactos causados pela atividade
humana, dentre os quais, merece destaque a invasão biológica, seja essa intencional ou
acidental. A invasão de espécies no ambiente marinho ocorre principalmente através do
transporte de organismos incrustados nos cascos das embarcações e através do transporte de
indivíduos presentes na água de lastro, sendo esses os principais vetores de introdução de
espécies exóticas (Carlton, 1996; Ruiz et al., 1997).
As invasões biológicas tornaram-se uma crise de âmbito global e a introdução de
organismos marinhos afeta espécies nativas principalmente devido ao resultado da competição
por alimento e espaço. Além disso, as modificações no ambiente geradas por espécies exóticas
podem ocasionar um efeito em cascata, facilitando novas introduções. Um exemplo recente de
invasão bem sucedida na costa do Brasil, e freqüentemente atribuída à água de lastro, é o
aparecimento de populações do bivalve Isognomon bicolor (C.B. Adams, 1845) em toda a
costa brasileira e do poliqueta Phragmatopoma cauata (Krøyer) Mörch, 1863 no Nordeste do
Brasil.
Isognomon bicolor é um bivalve séssil, suspensívoro, com tamanho médio que varia
entre 28mm e 38mm (Domaneschi e Martins, 2002; Rocha, 2002). Vive fixado pelo bisso em
costões rochosos, freqüentemente ocupando fendas, rachaduras ou poças de maré e, embora
possa ser observado em profundidades de até 7 metros, esse molusco ocorre preferencialmente
na região entremarés, ou mediolitoral, de costões rochosos (Domaneschi e Martins, 2002;
Breves-Ramos et al., 2010).
Os poliquetas da espécie P. caudata constroem tubos cilíndricos com grãos de areia,
retos ou curvados, com paredes que têm mais de um grão de espessura. Esses animais formam
agregados, algumas vezes com milhões de indivíduos, cimentando seus tubos uns aos outros,
de maneira a formar grandes incrustações ou montes do tamanho de grandes rochas, que se
assemelham a colméias gigantes (Zale e Merrifield, 1989). Essas estruturas podem servir de
substrato para outros animais, os quais não teriam capacidade de sobreviver à zona de
arrebentação sem a proteção fornecida pela colônia (Gore et al., 1978). Phragmatopoma
caudata é uma espécie quase unicamente intertidal e muitos estudos apontam suas habilidades
para vencer seus oponentes na competição por espaço.
Registros de I. bicolor e P. caudata para o litoral do nordeste, bem como os efeitos
dessas invasões são escassamente documentados.
As invasões são consideradas uma das grandes causas da extinção de espécies no
planeta, desta forma, a compreensão sobre a ocorrência de introdução de espécies exóticas e o
entendimento de seus efeitos em comunidades nativas é de fundamental importancia. O
conhecimento da situação atual das populações dessas espécies frente aos organismos nativos
é essencial para compreensão do processo de invasão e para a manutenção da integridade
desses ambientes (Aranha, 2010). Neste sentido, o objetivo geral deste trabalho foi a
56
documentação dessas duas espécies na costa oeste do Rio Grande no Norte e a verificação de
eventos de competição com espécies nativas da área, contribuindo com o conhecimento acerca
dos processos de invasões de espécies exóticas no Nordeste do Brasil.
METODOLOGIA
O levantamento de dados acerca da ocorrência de I. bicolor e P. caudata e da
competição com espécies nativas foi realizado em duas praias da costa oeste do RN: Praia de
Baixa Grande (04º55’73,6’’S, 37º04’97,3’’W), e Upanema (04°55’48,16’’S, 37°07’01,19’’O).
As amostragens foram realizadas nos recifes de arenito que ficam expostos durante as marés
baixas. A região rochosa foi analisada em pontos aleatórios de modo a verificar a presença das
duas espécies invasoras bem como verificar a presença de competição com espécies nativas
sésseis. A ocorrência de competição foi verificada visualmente e computada quando espécies
sésseis nativas foram encontradas juntamente com as exóticas, configurando uma provável
competição por espaço.
RESULTADOS E DISCUSSÕES
O bivalve Isognomon bicolor foi encontrado em fendas em poças de maré nas duas
praias amostradas, onde aparece como organismos individuais ou formando agregados. Em
muitos pontos, essa espécie foi encontrada competindo por espaço com as espécies nativas de
bivalve: Brachidontes exustus (Figura 1B) e Crassostrea rhizophorae. Em vários pontos
amostrados I. bicolor também foi encontrado em competição por espaço com o zoantídeo
Zoanthus sociatus, crescendo entre os pólipos desse zoantídeo, o qual aparentemente não
oferecem resistência ao assentamento larval e crescimento do bivalve (Figura 1A).
O poliqueta Phragmatopoma caudata foi encontrado formando grandes colônias sobre
as formações recifais nas duas praias, onde constroem seus tubos sobre outros animais sésseis
nativos como cracas e sobre o bivalve B. Exustus (Figura 1C), sendo o primeiro registro da
espécie para o litoral Oeste do RN. Em alguns pontos das áreas amostradas, foi verificada a
também a competição entre I. bicolor e P. caudata, demonstrando a capacidade competitiva
dessas duas espécies exóticas por espaço (Figura 1D).
O aparecimento de populações do bivalve I. bicolor e do poliqueta P. caudata são
exemplos de invasão recente bem sucedida em ambientes costeiros no Nordeste do Brasil.
Nativa do Caribe, I. bicolor foi primeiramente encontrada em costões rochosos na costa
brasileira por Domaneschi e Martins (2002). Posteriomente, vários autores confirmaram a
presença dessa espécie no litoral Brasileiro (Fernandes et al., 2004; López, 2008; Oliveira e
Creed, 2008; Breves-Ramos et al., 2010; Zamprogno et al., 2010).
No Nordeste, há registros para o litoral do Ceará (Matthews-Cascon e Lotufo, 2006) e,
para o litoral Oeste do Rio Grande do Norte, há somente um registro (Silva et al., 2011). Em
vários pontos da costa brasileira I. bicolor tem se estabelecido com densas populações na faixa
entre marés antes ocupada por Perna perna e Tetraclita stalactifera (Rocha, 2002). Entretanto,
a extensão dos danos causados pela introdução dessa espécie ainda é desconhecida. Fernandes
et al. (2004) comentam que I. bicolor tem demonstrado uma expansão extremamente rápida ao
longo da costa do estado do Rio de Janeiro, ocupando a zona intertidal do litoral, onde os
bivalves P. perna, Brachidontes solisianus, C. rizophorae e a craca Tetraclita stalactifera,
tradicionalmente ocorrem. Segundo os mesmos autores, estudos prévios têm relatado efeitos
deletérios da I. bicolor à biota nativa em algumas regiões do estado do Rio de Janeiro, e por
isso, é considerado uma espécie invasora que representa uma ameaça para a biodiversidade e a
57
comunidade nativa de costões rochosos. Domaneschi e Martins (2002) verificaram que I.
bicolor invadiu costões de São Sebastião, disputando espaço e reduzindo drasticamente a
presença antes maciça dos bivalves autóctones. A competição desse bivalve com espécies
nativas do litoral potiguar, como Z. sociatus e B. exustus deve ser melhor investigada, com
verificações dos impactos causados ao longo do tempo sob as espécies nativas.
Figura 1: Competição entre Isognomon bicolor e Zoanthus sociatus (A); I. bicolor e Brachidontes exustus (B);
Phragmatopoma caudata e B. exustus (C) e I. bicolor e P. caudata (D). Escala: 3cm.
O poliqueta P. caudata foi registrado para o Nordeste do Brasil em vários pontos do
litoral do Estado do Ceará (Silva, 2009; Sousa, 2006) não sendo encontrado em estudos
pretéritos nas mesmas áreas, indicando que se trata de uma espécie recentemente introduzida
no Estado. Essa espécie é comum no Sul e Sudeste do Brasil (Amaral et al., 2010) onde
coloniza costões rochosos formando densas agregações. Para o litoral Oeste do Rio Grande
Norte, entretanto, a espécie ainda não havia sido registrada. Estudos sobre a competição entre
P. Caudata e espécies nativas no Nordete do Brasil são escassas, o que demonstra a
importância de estudos sobre as conseqüências da invasão dessa espécie no Nordeste
brasileiro.
Apesar do fato da invasão dessas duas espécies no Nordeste Brasil ser recente, as
populações de I. bicolor e P. caudata estão aparentemente estabelecidas nas costa Oeste do
RN. Provavelmente, o fator mais importante para o estabelecimento de I. bicolor e P. caudata
foi a heterogeneidade de substratos oferecido pelos recifes de arenito das áreas amostradas.
58
As fendas e irregularidades dos recifes de arenito podem ter influenciado no assentamento
larval dessas duas espécies, oferecendo refúgio contra predadores e, conseqüentemente,
resultando em maior sobrevivência dos recrutas nestes microhabitats, onde crescem
rapidamente e iniciam o processo de competição por espaço.
O conhecimento da situação atual das populações dessas espécies frente aos
organismos nativos é essencial para compreensão do processo de invasão e estudos futuros em
longo prazo auxiliarão no entendimento desse processo e suas conseqüências para as espécies
nativas.
CONCLUSÕES As espécies invasoras Isognomon bicolor e Phragmaopoma caudata foram encontradas no litoral Oeste
do Rio Grande do Norte, onde competem por espaço com espécies nativas Brachidontes exustus, Crassotrea
rhizophorae e Zoanthus sociatus, entretanto, o impacto real da invasão dessas espécies ainda é desconhecido. A
heterogeneidade de micro-habitats oferecida pelos recifes de arenito local provavelmente favorece o
assentamento larval dessas espécies e o desenvolvimento dos recrutas levando ao sucesso na invasão. O presente
trabalho revela o primeiro registro de P. caudata para o litoral Oeste do RN e confirma a presença de I. bicolor.
O registro de ocorrência de invasões biológicas em ecossistemas marinhos é de extrema importância para o
monitoramento contínuo da ocorrência e distribuição de espécies exóticas, gerando dados para futuros projetos de
monitoramento e controle dessas introduções.
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60
FISIOLOGIA COMO FERRAMENTA DE ANÁLISE E PREDIÇÃO DE IMPACTOS
DE BIOINVASÃO COSTEIRA
Marcos P. T. Veiga, Aline S. Klöh y Carolina A. Freire
Laboratório de Fisiologia Comparativa da Osmorregulação (Lfco), Departamento de Fisiologia, Setor
de Ciências Biológicas, Universidade Federal do Paraná, Curitiba, Paraná, Brasil
RESUMO
O aumento no gás carbônico da atmosfera e o efeito estufa têm levado inequivocamente ao
aumento da temperatura global de superfície e acidificação do oceano. Geleiras têm
apresentado derretimento bem acima das médias de décadas anteriores, e o nível do mar deve
subir. Estas alterações são ainda aliadas às tempestades com maiores efeitos nas regiões
costeiras, e à introdução de espécies aquáticas, também muito freqüentes em regiões costeiras.
O estudo da fisiologia das espécies e determinação de seu comportamento e tolerância a
variações de temperatura, pH e salinidade é uma ferramenta útil para avaliação destas
alterações climáticas. Exemplos de uso da fisiologia comparativa da osmorregulação são
apresentados, em particular utilizando cracas, invertebrados sésseis de estuários e águas
costeiras.
Palavras chave: Mudanças climáticas, ambiente aquático, plasticidade fisiológica, salinidade,
temperatura
ABSTRACT
Increased CO2 levels in the atmosphere and the greenhouse effect have largely contributed to
the increased surface global temperatures, and acidification of the ocean. Glaciers melt well
above previous rates of decades ago, and there is indication of a raised sea level. These
alterations are also connected to increased frequency and intensity of storms, with devastating
effects especially in coastal areas. In addition, coastal areas also receive a great number of
introduced exotic species. The study of the physiology of aquatic species and determination of
their behaviour and width of tolerance to variations in abiotic factors, such as temperature, pH,
and salinity, is a valuable tool in the assessment of the impacts of those climatic changes. We
provide examples of the comparative physiology of osmoregulation, in particular using
barnacles, sessile invertebrates of estuaries and coastal marine areas.
Keywords: Climate changes, aquatic environment, physiological plasticity, salinity,
temperature
INTRODUÇÃO
O aumento na emissão de gás carbônico tem inequivocamente gerado aumento no CO2
atmosférico, com conseqüente efeito estufa e elevação da temperatura global de superfície
(IPCC, 2007). O aumento no gás carbônico na atmosfera leva a maior solubilização deste gás
na água e portanto, acidificação do oceano. O aumento de temperatura global leva a aumento
do nível do mar por derretimento de geleiras, alteração da salinidade especialmente em áreas
costeiras, diminuição na cobertura de gelo nos picos das montanhas, entre outros efeitos (e.g.,
IPCC, 2007; Mackenzie et al., 2007; Vermeer & Rahmstorf, 2009; Saros et al, 2010, Gazeau
61
et al., 2011). Organismos que habitam áreas costeiras, que já constituem ambientes
naturalmente instáveis, são expostos mais intensamente aos efeitos destas alterações
ambientais. As áreas costeiras são ainda as regiões mais freqüentemente associadas a outro
problema adicional: a introdução de espécies exóticas aquáticas (Occhipinti-Ambrogi, 2007).
Espécies exóticas que são transportadas por água de lastro de navios, ou como fauna
incrustante nos cascos são muitas vezes cosmopolitas, e com freqüência significam
competição com espécies nativas, principalmente em áreas portuárias, costeiras, complexos
estuarinos. O aporte repetitivo destas espécies é freqüentemente aliado à sua potencial grande
plasticidade fisiológica e é compatível com seu estabelecimento em áreas de flutuações
ambientais em diversos locais no globo. Tendo maior plasticidade fisiológica e maior
capacidade reprodutiva, podem superar competitivamente espécies nativas no local.
Diante deste quadro, deve-se avaliar como as espécies nativas e introduzidas
respondem aos parâmetros ambientais mais relevantes nestas áreas marinhas costeiras (Freire
et al., 2011). Dentre os fatores abióticos mais relevantes, podemos citar a temperatura, o pH, e
a salinidade. A variação destes fatores, tais como aumento de temperatura, redução de pH e
aumento ou redução na salinidade causa efeitos significativos sobre a fisiologia das espécies
aquáticas, e potencialmente tem efeitos distintos sobre espécies nativas e espécies
introduzidas.
Podemos citar o exemplo dos mexilhões na costa Oeste da América do Norte. O
mexilhão Mytilus galloprovincialis, do Mar Mediterrâneo, foi introduzido no início do século
XX na Costa Oeste dos Estados Unidos. Esta espécie exótica apresenta maior crescimento e
maior tolerância a variações de temperatura do que a espécie nativa, muito semelhante, M.
trossulus (Schneider & Helmuth, 2007; Schneider, 2008). A acidificação dos oceanos em
função do acúmulo de dióxido de carbono (CO2) na atmosfera, aliada ao aumento da
temperatura da água, já detectada, provoca o branqueamento de corais e a perda de sua
diversidade (Hoegh-Guldberg et al., 2007), além de prejudicar a calcificação de conchas e
carapaças (Miles et al., 2007; Gazeau et al., 2011). O declínio dos recifes de corais já é
notório: 30% já apresentam-se prejudicados, 60% podem estar perdidos em 2030. Houve
enorme aumento na frequência de descoramento nos últimos 30 anos. No ano de 2002 houve
grande perda de corais na Grande Barreira de Corais na Austrália, no ano de 2005, o mesmo
foi observado na região do Caribe, associadas a temperaturas mais altas na água
(www.coralreefwatch.noaa.gov, www.reefbase.org). Verificou-se ainda, por exemplo, em
experimentos realizados com o ouriço-do-mar Psammechinus miliaris, que a acidificação
causada pelo aumento no CO2 dissolvido reduz a disponibilidade de CO3 na água, e ocorre
100% de mortalidade dos ouriços em pH 6.16 após 7 dias, com prejuízo já a partir de pH 7.5.
A dissolução da carapaça de aragonita (MgCO3) aumenta o magnésio iônico no fluido
extracelular (Miles et al., 2007). Quanto ao fator salinidade, exposições a alterações de
salinidade são típicas e diárias em poças de maré e estuários, aliadas especialmente ao fator
temperatura (e.g., Freire et al., 2011). Como podemos obter informações sobre os efeitos de
alterações nos padrões de variação de salinidade em áreas costeiras diante das alterações
climáticas globais? Primeiramente precisamos rever como os animais aquáticos, em especial
os invertebrados, lidam com a salinidade e sua variação.
Invertebrados marinhos são osmoconformadores. Se os submetemos por algum tempo
definido, por exemplo, a redução na salinidade da água, seu líquido extracelular, líquido que
banha suas células e tecidos, também irá se diluir, se conformando com estas alterações no
ambiente externo, tal como ilustrado na Figura 1. Animais estuarinos e de entre-marés lidam
62
de formas variadas com a flutuação de salinidade típica de seu ambiente: podem ter maior
capacidade de manter a homeostasia do seu extracelular, como tipicamente os crustáceos
decápodos (ditos osmoreguladores), ou podem ser totalmente osmoconformadores, como os
moluscos e poliquetas, por exemplo, e como ilustrado na Figura 1. Moluscos bivalvos
possuem o recurso de fechar a concha, esquivando-se das flutuações típicas de maré baixa,
mas o recurso maior dos poliquetas é uma extraordinária capacidade de regular o volume
celular diante das variações no seu líquido extracelular, acompanhando as flutuações do meio
externo. O fato de não sustentarem gradientes significativos entre seu líquido extracelular e o
meio externo (a não ser por comportamentos transientes de esquiva) significa que os animais
osmoconformadores possuem alta permeabilidade osmótica e iônica nos seus epitélios de
contato com o meio, e ausência de transporte ativo de sal através destes epitélios. Por isso, se
varia a salinidade da água do mar, varia a osmolalidade/concentração do líquido extracelular.
O quê acontece se chover sobre as poças de marés, diluindo a água do mar, na maré baixa? Os
animais osmoconformadores são permeáveis, ocorrem fluxos difusivos: entra água, sai sal.
[Osm] no meio
[Osm
] n
o L
EC
Linha iso-
AD AM
Figura 1. Comportamento de osmoconformação, típico de invertebrados marinhos: as
concentrações ([Osm] = concentração osmótica, ou concentração geral de solutos) do líquido
extracelular (LEC) acompanham as concentrações do meio externo. AD = água doce; AM =
água do mar. A linha pontilhada a 45º representa a linha de igualdade (iso-) entre as
concentrações do LEC e do meio, indicando ausência de diferenças ou gradientes entre o meio
interno do animal (LEC) e o meio externo. A linha verde representa um invertebrado marinho
mais tolerante (mais eurihalino), e que mantém seu LEC um pouco acima da concentração do
meio, e a linha mais curta, preta, representa um invertebrado menos tolerante, menos
eurihalino, ou mais esteno-halino.
A entrada de água nas células gera aumento de volume e diluição do líquido
intracelular. Por exemplo, reduz a concentração de substratos para enzimas intracelulares, o
quê é prejudicial, porém não tanto quanto a concentração do líquido intracelular. E quando
63
podemos esperar a concentração do citoplasma? Por exemplo, quando ocorre evaporação nas
poças de maré, aumentando a salinidade. Ou ainda quando um animal de região entre-marés é
exposto ao ar (e possivelmente exposto ao sol) na maré baixa. Tanto diante de água hiper-
salina quanto do próprio ar, o animal perde água do seu líquido extracelular, e em seqüência
perde água das suas células para seu líquido extracelular. A saída de água das células gera
então redução de volume e aumento na concentração do fluido intracelular. Esta concentração
do meio intracelular desnatura e precipita proteínas, induz aumento em osmólitos orgânicos
protetores, aminoácidos, induz expressão de proteínas de choque térmico. Representa em geral
um estresse celular bem maior do que a diluição. Animais verdadeiramente estuarinos em
princípio possuem grande capacidade de corrigir estas perturbações no volume de suas células.
O mecanismo de correção diante de aumento de volume (diluição) é chamado de redução
regulatória de volume (RVD, regulatory volume decrease); o mecanismo de correção diante
de redução de volume (concentração) é chamado de aumento regulatório de volume (RVI,
regulatory volume increase). A correção do volume resulta em correção, mesmo que parcial,
da concentração de solutos relevantes para o bom funcionamento das células, mas é mantida a
redução geral da concentração do citoplasma mesmo diante de RVD completa, e o aumento na
concentração do citoplasma mesmo diante de RVI completa, o que neste segundo caso
depende muito do acúmulo de osmólitos orgânicos não deletérios às proteínas intracelulares
(Fig. 2). Nos invertebrados osmoconformadores esta capacidade de regular o volume das
células é muito importante, e determinante do seu grau de eurihalinidade. Quanto maior a
capacidade de ajustar o volume das células, maior a tolerância, ou eurihalinidade. Por outro
lado, se não possuem esta capacidade, ou possuem baixa capacidade, ficam restritos a
ambientes estáveis, marinhos.
Ambientes estuarinos e de entre-marés são ambientes muito flutuantes e variáveis: seus
habitantes são necessariamente eurihalinos. Podem ser osmoconformadores, mas devem
possuir mecanismo ou comportamento de se isolar ocasionalmente do meio externo, ou
gastariam muita energia para realizar constantemente regulação de volume celular.
Diante de tudo isso, quais os potenciais problemas de ocorrerem alterações nos padrões
atuais de variação na salinidade de áreas costeiras? Para espécies de água doce, as que forem
pouco tolerantes a aumento de salinidade (estenohalinas dulcícolas, osmorreguladores mais
fracos ou mais fortes, invertebrados e vertebrados) podem ter sua distribuição e capacidade de
competição afetada. Para espécies marinhas, as que forem estenohalinas (invertebrados
osmoconformadores ou peixes, osmorreguladores) terão sua distribuição e capacidade de
competição também potencialmente afetada. Mesmo para as espécies de ambiente estuarino e
entre-marés, eurihalinas, alterações no regime de salinidade podem afetar seu balanço
energético e sua adaptabilidade. Ainda mais porque as alterações climáticas envolvem vários
fatores abióticos, não apenas a salinidade, mas também a temperatura e o pH e o oxigênio
dissolvido, por exemplo.
Pelo acima exposto, fica claro que a fisiologia da osmorregulação pode contribuir para
a avaliação das alterações climáticas aliadas à introdução de espécies, e preservação da
biodiversidade em regiões costeiras do planeta. Podemos citar uns exemplos que têm sido alvo
de estudo no nosso laboratório. Crustáceos cirripédios (cracas) estuarinos foram estudados
com relação à sua tolerância a extremos de salinidade e temperatura, comparando-se uma
espécie nativa e uma exótica, cosmopolita, em Complexo Estuarino no litoral Sul do Brasil.
As cracas Amphibalanus reticulatus (espécie introduzida) e Fistulobalanus citerosum
(espécie nativa) foram expostas por 9 ou 12 horas a salinidades variando de água doce a água
64
hiper-salina de salinidade 40 ‰ (Fig. 3). A dosagem da osmolalidade do fluido extracelular
das cracas mostrou que elas se fecham e se mantém fechadas diante de água doce, por isso
mostrando valores mais altos do que os medidos quando em salinidade 10 ‰ (osmolalidade
300 mOsm/kg H2O) (Figura 3). Observou-se ainda que após 9 horas de exposição, a espécie
nativa mantém valor mais estável da concentração de solutos no seu líquido extracelular, e a
espécie cosmopolita apresenta valor mais próximo da linha de igualdade (iso). Após 12 horas
não se observa mais a diferença entre as duas espécies (Fig. 3).
Aumento regulatório de volume: entram solutos e água (RVI)
Solutos orgânicos são importantes!
SALINIDADE/osmolalidade do LEC
Redução regulatória de volume: saem solutos e água (RVD)
SALINIDADE/ osmolalidade do LEC
RVD
RVI
Figura 2. Regulação de volume celular. Esquema ilustrativo da regulação de volume celular
diante de aumento inicial do volume por redução de salinidade e diminuição da concentração
do líquido extracelular (LEC) – parte superior da figura, ou redução inicial de volume por
aumento de salinidade com aumento na concentração do LEC – parte inferior da figura. Após
aumento no volume celular, pode ocorrer a redução regulatória de volume, com saída de
solutos e água (RVD), restaurando o volume inicial. Notar que o volume é recuperado, mas a
concentração inicial não, pois o meio externo às células mudou.
65
Figura 3. Osmolalidade medida no fluido extracelular das cracas Fistulobalanus citerosum
(Fc, espécie nativa), e Amphibalanus reticulatus (Ar, espécie exótica cosmopolita), após 9 (a)
e 12 horas (b) de exposição a água de salinidade variando entre água doce e água do mar
hiper-salina. A osmolalidade da água foi estimada pela relação: 1‰ = 30 mOsm/kg H2O. O
círculo e a seta vermelha estão salientando o maior valor da osmolalidade do fluido quando as
cracas estão em água doce do que quando estão em água 10‰; a forma de contorno verde
mostram a diferença entre as duas espécies quando expostas por 9 horas a água do mar hiper-
salina; a seta azul na Figura b mostra que após 12 horas já não há mais diferença entre as duas
espécies.
De forma coerente, quando se avalia a hidratação tecidual destas espécies nestes
experimentos, vemos que a espécie nativa fica fechada por mais tempo em salinidade bem
alta, mantendo sua hidratação tecidual porque se fecha (ou regula a água tecidual). Após 12
horas verifica-se que cai a hidratação tecidual, porque os animais não conseguem manter-se
fechados. Como são osmoconformadores e, por terem ―concha‖ não são excelentes
reguladores de volume, terminam perdendo água tecidual com o aumento na salinidade da
água (Fig. 4).
66
Figura 4. Teor hídrico (T.H.) ou grau de hidratação tecidual (%) nos tecidos das cracas
Fistulobalanus citerosum (Fc, espécie nativa), e Amphibalanus reticulatus (Ar, espécie exótica
cosmopolita), após 9 (a) e 12 horas (b) de exposição a água de salinidade variando entre água
doce (salinidade 0 ‰) e água do mar hiper-salina (salinidade 40 ‰). As elipses cor de laranja
estão mostrando a faixa de estabilidade nos valores de teor hídrico dos tecidos, refletindo
regulação da hidratação tecidual e/ou fechamento do animal, nas duas Figuras. A elipse verde
na Figura a, com a seta azul, mostra a diferença entre as duas espécies, com manutenção da
hidratação pela espécie nativa (Fc). A seta azul na Figura b mostra que após 12 horas já não há
mais diferença entre as duas espécies, e que a tendência de conformação se reflete em perda de
água tecidual nas salinidades mais altas.
As respostas de F. citerosum foram mais estáveis que as de A. reticulatus. O que
demonstra que a espécie nativa apresenta, por estes resultados, maior plasticidade fisiológica
que a exótica. Embora não se tenha registros de que F. citerosum tenha invadido outras áreas,
pode-se sugerir que a espécie apresenta características fisiológicas que favorecem o seu
estabelecimento fora de sua área de distribuição natural.
Em outro estudo com cracas no nosso laboratório, foi feita avaliação do
comportamento de esquiva em cracas, ao se quantificar o comportamento de fechar-se diante
de alteração de salinidade. Observou-se que a craca nativa F. citerosum apresentou-se aberta
em faixa maior de salinidade do que a craca estuarina A. reticulatus (Figura 5, elipses azuis).
De forma interessante, a craca introduzida Megabalanus coccopoma, de distribuição mais
marinha, ao longo das 6 horas do experimento terminou apresentando abertura na faixa mais
ampla de salinidade, quando comparada às outras duas espécies. Esta craca permaneceu aberta
nas salinidades mais altas, mas mesmo nas mais baixas, ao longo das 6 horas apresentou
comportamento de abrir-se progressivamente (Fig. 5). Em suma, métodos fisiológicos podem
colaborar na avaliação comparativa da tolerância de espécies nativas e exóticas diante de
variação ambiental.
67
salinidade
Figura 5. Avaliação do comportamento de esquiva em cracas. As linhas representam a
porcentagem de cracas de cada espécie (Amphibalanus reticulatus, Fistulobalanus citerosum e
Megabalanus coccopoma) abertas, ao longo de 6 horas, nas salinidades indicadas no eixo
horizontal. As linhas indicadas como t1 a t6 representam a porcentagem de cracas abertas a
cada hora. As elipses azuis chamam a atenção para a faixa de salinidade em que cada espécie
fica aberta ou abre-se ao longo do tempo. As setas azuis mostram a tendência temporal de
aberttura, ao longo das 6 horas do experimento.
CONCLUSÕES
As alterações climáticas globais têm resultado em derretimento de geleiras, elevação
no nível do oceano, redução de salinidade em uns locais, entrada de água salobra em águas
doces (muitas vezes facilitando invasão por espécies mais eurihalinas), descoramento de corais
e outros grupos com zooxantelas, e dificuldade de formação de carapaças, conchas, esqueletos,
68
dentre outros efeitos negativos. Em conseqüência, muitas espécies exóticas/introduzidas
podem adquirir o status de invasoras, por apresentarem muitas vezes maior plasticidade
fisiológica. A fisiologia em geral, e da osmorregulação em particular, apresentam-se como
poderosas ferramentas de predição de impactos de alterações climáticas e de introduções de
espécies, em especial em regiões costeiras.
AGRADECIMENTOS
Agradecemos ao CNPq e CAPES pela concessão de bolsas de Mestrado e Doutorado, e
bolsa de pesquisa para a Coordenadora do Laboratório, Dra Carolina A. Freire. Os dados do
laboratório apresentados aqui são partes das Dissertações de Mestrado de autoria de Aline S.
Klöh e Marcos Paulo T. Veiga. Os dados estão em preparação para publicação.
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69
MODELACIÓN DEL TRANSPORTE DE HUEVOS Y LARVAS DE JUREL
(TRACHURUS MURPHYI) EN EL PACÍFICO SURORIENTAL: IMPLICANCIAS EN
EL RECLUTAMIENTO
Sebastián Vásquez.1, 2
, Carolina Parada1, Aquiles Sepúlveda
1 y Vincent Combes
3
1 Instituto de Investigación Pesquera (INPESCA). P.O. Box 350. Talcahuano. Chile.
2 Magíster en Ciencias, mención Pesquerías. Departamento de Oceanografía. Universidad de
Concepción. Chile.
3 College of Oceanic and Atmospheric Sciences, Oregon State University, Corvallis, Oregon,
USA.
RESUMEN
El jurel (Trachurus murphyi, Nichols) es una especie pelágica de gran importancia ecológica y
comercial en el Pacífico suroriental. El transporte de huevos y larvas de jurel desde la zona de
desove oceánica a la zona de reclutamiento costero es un proceso que no ha sido ampliamente
entendido. En este estudio se acopló un modelo biofísico de la historia de vida temprana del
jurel en el Pacífico sur con un modelo hidrodinámico realista de la región para los años 1999-
2008 para estudiar la dinámica de estadios tempranos de jurel. El objetivo de este estudio fue:
i) Establecer un esquema de modelación biofísica basada en condiciones biológicas iniciales
realistas; ii) Evaluar hipótesis de conectividad entre la zona de desove y la zona de crianza y;
iii) Comparar índices de conectividad con estimaciones de reclutamiento provenientes de un
modelo de evaluación de stock edad estructurado. Los experimentos de simulación mostraron
que existe una conexión entre las zonas de desove y crianza, aportando evidencia en términos
de la unificación de la estructura de la población de jurel. Por otra parte, esta conectividad es
mejor explicada a través del establecimiento de condiciones realistas del desove, sugiriendo
que estos índices de conectividad podrían ser indicadores de pre-reclutamiento plausibles.
Palabras clave: conectividad, simulación, modelo biofísico, transporte; reclutamiento.
ABSTRACT
Jack mackerel (Trachurus murphyi, Nichols) is a pelagic species of high ecological and
commercial importance in the Southern east Pacific Ocean. The transport of jack mackerel
eggs and larvae from oceanic spawning zone to coastal nursery grounds is a poorly understood
process. In this study a biophysical model of jack mackerel early life history in the southern
Pacific Ocean, was coupled with a realistic hydrodynamic model of the region from 1999 to
2008 in order to study the jack mackerel early life stages. The aims of this study were: i)
Establish a biophysical modeling scheme based on realistic initial biological conditions; ii)
Evaluate the hypothesis of connectivity between spawning and nursery grounds and; iii)
Compare connectivity indices with stock assessment recruitment estimations derived from
age-structured models. The simulation experiments showed that there is connectivity between
jack mackerel spawning and nursery grounds, providing evidence for the hypothesis of
unification of the jack mackerel population. On the other hand, the connectivity is better
understood through the establishment of realistic initial conditions for spawning activity,
70
suggesting that the connectivity indices could be used as plausible indicators of pre-
recruitment.
Keywords: connectivity, simulation, biophysical model, transport, recruitment.
INTRODUCCIÓN
El jurel Trachurus murphyi (Nichols) es un pez pelágico que posee una amplia
distribución en el océano Pacífico Suroriental, habitando desde las costas de Chile y Perú
hasta más allá de las 1000 millas frente a Chile centro-sur. Una fracción de este stock incluso
alcanza las aguas de Nueva Zelanda y Tasmania (Cárdenas et al., 2009). Esta especie ha
constituido históricamente la pesquería pelágica más importante de Chile, con capturas medias
en torno a los dos millones de toneladas en la última década. Los máximos niveles de capturas
registrados para la especie alcanzaron valores por sobre los 4,4 millones de toneladas en al año
1995, decayendo de manera paulatina hasta alcanzar las 401 mil toneladas en al año 2010
(Sernapesca, 2010). De acuerdo a lo propuesto por Arcos et al. (2001) a partir de antecedentes
biológico-pesqueros, la estructura poblacional incluye tres hábitats diferentes: i) un área de
crianza situada en el sector costero del sur de Perú y norte de Chile (al norte de los 30ºS), ii)
un área de alimentación ubicada en la zona centro-sur de Chile, en donde ocurre el
reclutamiento y finalmente, iii) una extensa área de desove situada en la zona oceánica frente a
Chile en donde se lleva a cabo la reproducción durante la primavera (30º - 40ºS).
El transporte de huevos y larvas desde el área de desove hacia las zonas de crianza
constituye un factor crítico que afecta la sobrevivencia larval y el subsecuente reclutamiento
en peces pelágicos (Hare Cowen, 1993; Nakata et al., 2000). Además, las interacciones
entre los procesos físicos y la biología de los estadíos tempranos de desarrollo han sido
consideradas uno de los principales factores que determinan la sobrevivencia larval y el éxito
reproductivo, contribuyendo a la dinámica del reclutamiento de las especies de peces marinos
y la fluctuación de los niveles productivos de los stocks pesqueros (Myers Drinkwater,
1989). Los procesos oceanográficos físicos que influencian la distribución de huevos y larvas
de peces, actúan en un amplio rango de escalas que van desde algunos metros (e.g. circulación
Langmuir y transporte mareal; Kingsford, 1990) a miles de kilómetros (Cowen, 1985). La
estructura poblacional del jurel considera una separación de gran escala entre la zona de
desove y el área de crianza (> 1000 km), lo que involucra un mecanismo eficiente que propicie
el transporte de estadios tempranos hacia las citadas áreas productivas de crianza, durante la
etapa larval, en la cual presentan baja movilidad activa. La estructura espacial de los desoves
de jurel y la abundancia de huevos y larvas han sido bien descritos para la época y área de
máxima actividad reproductiva (Sepúlveda et al., 2001; Arcos et al., 2004; Cubillos et al.,
2008), sin embargo el nivel de conocimiento sobre la historia de vida temprana del jurel, los
71
mecanismos de transporte de sus huevos y larvas, el nivel de conectividad entre el área de
desove y el área de crianza y su asociación al reclutamiento, es escaso y no ha sido abordado a
través de métodos que acoplen la dinámica física con el conocimiento biológico de los
estadíos tempranos de la especie.
En la última década, en conjunto con el rápido crecimiento de la capacidad
computacional, se han desarrollado modelos numéricos hidrodinámicos realistas en escala
regional, los que están disponibles para describir la circulación de distintas cuencas alrededor
del mundo (Haidvogel Beckmann, 1998). Es cada vez mas común que los modelos basados
en el individuo (Individual Based Models; IBM) sean acoplados con modelos hidrodinámicos
para estudiar la dinámica de los estadios tempranos de vida de especies marinas (Mullon et al,
2003; Parada et al., 2003; Brochier et al, 2008). En un IBM, las características de un sistema
simulado emergen de las propiedades individuales de los agentes modelados y su interacción,
tanto con el medio como con otros agentes (Grimm et al., 2006). Recientemente, ha sido
desarrollado y validado un modelo de simulación climatológica denominado OFES (Ocean
general circulation models for the Earth Simulator. Japan Agency for Marine Earth Science
and Technology (JAMSTEC); Masumoto et al., 2004) de cobertura quasi-global (75°N –
75°S), alta resolución horizontal (0,1°), 54 niveles de resolución vertical y capacidad de
resolver estructuras como frentes, giros y meandros (Masumoto, 2010). El modelo fue
desarrollado mediante una integración climatológica media de 50 años que permitió obtener
una variabilidad realista a nivel de mesoescala, como también una descripción apropiada de
las masas de agua presentes en los océanos mundiales, variabilidad estacional e intra-
estacional a inter-decadal, representación de eventos como El Niño/La Niña, la circulación de
los monzones en el trópico y la variabilidad inter-decadal del Pacífico.
En la presente investigación se estudia la el proceso de transporte de estadios
tempranos de desarrollo y la conectividad entre las zonas de desove y crianza del jurel en el
Pacifico Suroriental, mediante un enfoque de modelación bio-física a través del acoplamiento
del modelo OFES a un IBM que permita evaluar hipótesis relacionadas con los patrones de
transporte de huevos y larvas, la variabilidad interanual en la conectividad entre las áreas de
desove y crianza y los efectos de dichos procesos en el reclutamiento del jurel.
METODOLOGÍA
El desarrollo de esta aproximación para la modelación de recursos pesqueros se ha
llevado a cabo en el marco de la conformación de un grupo de modelación biofísica
liderado por INPESCA (http://www.inpesca.cl/pesqueria/programas/modelacion-biofisica-
de-recursos/home). Para este estudio en particular, se acopló un modelo biofísico de la
historia de vida temprana del jurel en el Pacífico sur con un modelo hidrodinámico realista
72
de la región (OFES, Ocean Model For the Earth Simulator) para los años 1999-2008 para
estudiar la dinámica de estadios tempranos de jurel. El dominio espacial de la modelación
en entre los 15º y 50ºS y 10º y 115ºW. Se utilizó el producto de resolución 3 días y se
interpoló a observaciones diarias. El esquema de modelación propuesto (Fig. 1) considera
tres submodelos biológicos para establecer condiciones realistas de distribución espacial,
sincronización y abundancia del desove. Los modelos se detallan a continuación.
a) Distribución espacial del desove
Los patrones de desove se basaron en información de cruceros de condición
biológica del jurel en la época de máxima actividad reproductiva desde 1999 a 2007.
Muestreos planctónicos sistemáticos fueron realizados de manera cuasi-sinóptica
abarcando una vasta área que permite describir el área de desove del jurel.
Visualización
de patrones
IBM Modelo
hidrodinámico
Variables de
salida
Acoplamiento
simulaciones
Forcing
Forzantes
Validación
modelo
Discriminación
de procesos
Abundancia
liberación
Sincronización
liberación
Distribución espacial
liberación
Forzantes
Condiciones
realistas
Visualización
de patrones
IBM Modelo
hidrodinámico
Variables de
salida
Acoplamiento
simulaciones
Forcing
Forzantes
Validación
modelo
Discriminación
de procesos
Abundancia
liberación
Sincronización
liberación
Distribución espacial
liberación
Forzantes
Condiciones
realistas
Figura 1. Esquema de modelación utilizado para la historia de vida temprana del jurel.
Detalles sobre los cruceros realizados se entregan en la Tabla I. Con fines de
modelación, y debido a las dimensiones del área de desove del jurel (> 1x106 km
2), esta se
dividió en 264 zonas, de igual área, que alcanza aproximadamente los 1° x 1° y que abarca
la zona histórica de evaluación del desove de jurel situada entre el 29° y 39°S y 74° y
95°W dentro de las cuales se liberarán partículas de forma proporcional a lo observado en
el campo.
b) Sincronización del desove
73
El jurel es una especie desovante parcial asincrónico, que presenta una rápida
maduración y corta época reproductiva primaveral (Grechina et al., 1998). A partir de
análisis histológico realizado a hembras de todos los tamaños provenientes de muestreos
dirigidos realizados durante el periodo 1999-2008, se obtuvo un índice objetivo que
permitió identificar cuando una hembra de jurel comienza su actividad reproductiva. Este
índice fue denominado IGS50% y estará definido a partir de la curva de madurez:
)*(exp1
1IGSIGSP
, y
%50IGS
donde
PIGS : Proporción de hembras maduras (histología) al valor de IGS.
α, β : Parámetros de intercepto y pendiente.
IGS50%: Índice Gónado-Somático donde el 50% de las hembras están reproductivamente
activas.
Finalmente, se utilizó el valor de IGS50% estimado como un punto objetivo para
conformar la temporada reproductiva del jurel. De esta manera, las hembras que se
encontraron en un IGS por sobre el IGS50% fueron consideradas reproductivamente activas
y que, por lo tanto, estaban incorporadas a la temporada de desove. Para este fin, se
estructuró una serie de tiempo, a partir de muestreos biológicos semanales, que describió
la proporción de hembras maduras presentes en la población a lo largo del año
(proporción de hembras con IGS por sobre el IGS50%).
c) Abundancia del desove
La cantidad de partículas a liberar es un punto crítico en la modelación. Para estimar la
abundancia del desove en cada uno de los años a modelar, se utilizaron dos parámetros
poblacionales de interés. Primero, el área efectiva de desove, que fue estimada aplicando
técnicas de geoestadística basada en verosimilitud (Roa-Ureta Niklitschek, 2007) en donde
el área efectiva del desove es el producto del área muestreada y la probabilidad de observar
huevos de jurel en el mar. Segundo, el parámetro de producción diaria de huevos (P0) que
corresponde al número de huevos promedio desovados por día, por unidad de área, en el rango
de duración de un crucero que provee de datos de abundancia de huevos por edad, y que esta
definido por:
)exp(0 ZtPPt
74
donde
Pt : Número de huevos por unidad de área (m2) a la edad t
t : Edad en días de los huevos
P0 : Producción diaria de huevos por unidad de área (m2)
Z : Tasa instantánea de mortalidad diaria de huevos
ε : Error multiplicativo
Posteriormente, el parámetro de producción se expandió al área efectiva de desove
calculada mediante geoestadística. Además, esta estimación en conjunto con los resultados del
análisis reproductivo detallado en el punto anterior, permitió resolver en que etapa de la
temporada reproductiva se llevo acabo el crucero y consecuentemente cual es la producción de
huevos de la población en cada etapa de la temporada.
Para evaluar la conectividad entre las zonas de desove y crianza del jurel se realizaron
una serie de simulaciones que generan niveles de transporte exitoso para cada año estudiado.
Para ello se determinó un índice de conectividad. El índice de conectividad se definió como el
número de individuos que llegan a la zona de crianza histórica (sector costero de Chile central
y sur de Perú). Se evaluó este índice para los años 1999-2007, tanto temporal como
espacialmente. Se determinó además la escala típica de conectividad entre la zona de desove y
de crianza, así como su variabilidad interanual. Finalmente, se comparó los valores de los
índices de conectividad con las estimaciones de reclutamiento obtenidas por los modelos de
evaluación de stock desfasado en dos años (edad de reclutamiento del jurel).
RESULTADOS
Los resultados de la modelación indicaron que las zonas de desove oceánicas están
conectadas con las zonas de crianza, con niveles de conectividad en el orden del 4%. Estos
resultados son relevantes, ya que contribuyen al conocimiento del modelo conceptual del jurel
en el Pacífico Sur, reforzando la hipótesis de que la extensa zona de desove oceánica
contribuye de ejemplares juveniles a la zona costera de Chile centro-norte y el sur de Perú. Por
otro lado, el patrón temporal de la conectividad se hace máximo entre los 120-140 días
posteriores a la liberación de las partículas desde la zona de desove.
El establecimiento de la conectividad ocurre a los 2 meses de la liberación, con el
término de la conectividad ocurriendo a los 6 meses, estableciendo un ciclo anual marcado que
incluye el comienzo del proceso de conectividad (arribo de juveniles a la zona de crianza) en
75
Marzo del año siguiente al desove principal, con el máximo asociado a Abril-Mayo y una
reducción considerable observada en Junio.
Cuadro 1. Tabla resumen de los cruceros que alimentaron el proceso de modelación biofísica.
Año Fecha
Rango
Latitudinal
Distancia Inter-transecta (mn)
Numero de
estaciones
Estaciones
positivas (%)
Área de
estudio
(km2)
Densidad media
huevos
(huevos/m2)
1999 14/1–22/11 33º06’–38º12’ 18 751 72,7 829.607 56,17
2000 25/11–04/12 32º06’–37º48’ 18 880 75,0 1.011.802 44,42
2001 18/11–30/11 31º42’–36º54’ 18 694 72,3 762.883 64,02
2003 10/11–22/11 33º06’ –38º00’ 20 694 60,4 871.179 13,20
2004 21/11–01/12 33º00’–38º00’ 20 910 72,3 1.385.613 37,35
2005 22/11–02/12 33º00’–38º40’ 20 784 41,6 1.222.143 9,84
2006 14/1 –26/11 32°50’–38°50’ 20 805 38,9 1.343.682 11,13
2007 25/11–12/12 30°00’–35°50’ 25-50-75 445 26,5 1.420.837 3,98
En cuanto al patrón espacial de la conectividad, las simulaciones mostraron un patrón
de distribución consistente con lo que se conoce como zona de crianza del Jurel (sector
costero, >30ºS). La conectividad a las zonas de crianza fue observada desde los 38°S a los
14°S. Se observa una importante variabilidad interanual en el patrón espacial del arribo al
sector costero. Los años 2001 y 2004 evidenciaron mayores núcleos de densidad de juveniles
en la zona crianza, con dos núcleos de distribución principal en ambos períodos. Los años
2006 y 2008 mostraron distribuciones con un límite más al norte. El modelo además muestra
la distribución de juveniles asociadas a zonas más al sur de la zona identificada como de
crianza histórica lo que puede estar asociado a la carencia de un modulo de movimiento activo
que juveniles, que puede mejorar el desempeño del modelo en los estados mas avanzados de
desarrollo y que constituye un desafío para las próximas etapas de modelación del recurso.
En cuanto a la variabilidad interanual, se observó una variabilidad importante en las
señales del índice de conectividad. La pregunta clave es si esta variabilidad interanual está
asociada a la fuerza del reclutamiento del jurel en el pacífico Sur. Para evaluar el desempeño
del modelo biofísico, se utilizaron las estimaciones del reclutamiento diferido 2 años (que
corresponde a la edad de reclutamiento de jurel) obtenidos de un modelo estadístico edad
estructurado de evaluación del stock de jurel integrado para la región del Pacifico sur. Los dos
76
modelos mostraron tendencias similares en los índices de reclutamiento sugiriendo que el
nivel de conectividad de un año podría explicar el nivel de reclutamiento que ocurrirá dos años
después (Fig. 2).
CONCLUSIONES
Mediante el modelo, se pudo comprobar que existe conectividad entre las zonas
oceánicas de desove del jurel y las zonas de crianza históricas. Las simulaciones biofísicas nos
permitieron hacer un pronóstico de las zonas de desove de jurel en base a indicadores
espaciales y temporales de la conectividad. Además, se comprobó que el índice de
conectividad es consistente con la tendencia de la estimación de reclutamiento de un modelo
edad estructurado. De tal manera, que el índice de conectividad podría ser utilizado como un
índice de pre-reclutamiento en forma complementaria por los administradores del recurso. En
resumen, se cuenta en la actualidad con un modelo operacional forzado con condiciones
realistas que puede ser utilizado para generar indicadores de pre-reclutamiento.
Una de las limitaciones de este estudio es la carencia de mecanismos activos de
movimiento asociado a las larvas y juveniles de jurel. Futuros estudios requieren la
incorporación de algoritmos de movimiento más complejos y que reflejen el comportamiento
activo de larvas y juveniles de jurel.
77
Figura 2. Comparación entre el índice de conectividad (barras) y estimación de reclutamiento
desde un modelo estadístico edad estructurado de evaluación de stock (línea) desfasado en dos
años (edad reclutamiento de jurel).
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos la colaboración con el Georgia Tech. Dr. Emanuelle Di Lorenzo por el
modelo hidrodinámico del Pacífico Sur Oriental. Especialmente a Phillipe Verley por el
desarrollo de la herramienta Ichthyop utilizada. Este estudio está asociado al proyecto de
Inserción de la Comisión Nacional de Ciencia y Tecnología del Gobierno de Chile
(CONICYT) 78090007 asignado a C. Parada. Además, S. Vásquez contó con financiamiento
de una beca de estudios de magíster en Chile otorgada por CONICYT.
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80
REMOTE SENSING AND GEOPROCESSING APPLIED TO THE STUDY OF THE
CONNECTIVITY OF THE LAGOONS FROM THE NORTH SHORE OF RIO
GRANDE DO SUL, BRAZIL
Carlos Vinicius Da Cruz Weiss1, 2
, Heinrich Hasenack2 and Fernando Gertum Becker
2
1 State University of Rio Grande do Sul (UERGS)
2 Federal University of Rio Grande do Sul (UFRGS)
RESUMEN
La conectividad entre ambientes es un punto clave para el entendimiento de varios procesos
ecológicos, pero poco estudiada en ambientes acuáticos. En el presente estudio fueron
analizadas las conectividades estructurales entre las 40 lagunas del litoral norte de Rio Grande
del Sur, Brasil, pertenecientes al sistema del río Tramandaí, relacionándolas con el índice
pluviométrico de la región. Para este abordaje se testearon tres metodologías. Basándose en
los datos de pluviosidad de la estación hidrometeorológica de Imbé – RS fueron identificados
dos períodos en el tiempo, uno de sequía y otro de inundación, respectivamente en agosto de
1988 y agosto de 2009. Para cada período fue seleccionada una imagen Landsat TM 5 y
realizados los análisis de procesamiento de imágenes. Tres métodos fueron testeados en esta
investigación para generar como resultado una imagen con dos clases: agua y no-agua:
clasificación no supervisada; NDVI (Índice de Vegetación de Diferencia Normalizada) de la
misma imagen; y la utilización de la banda 5. El producto de la clasificación según los tres
modelos y para cada una de las fotos fue sobrepuesto al mapa de las lagunas para verificar la
existencia de conectividades entre ellas. El mejor resultado fue obtenido con la clasificación
no supervisada, por permitir diferenciar con más claridad la presencia de agua de los otros
atributos, sugiriéndose este método para el monitoreo de la extensión del espejo de agua en la
región.
Palabras clave: Percepción remota, geoprocesamento, conectividad estructural, lagunas
costeras, litoral norte de Río Grande del Sur. ABSTRACT
Connectivity between habitats is a key point in understanding many ecological processes, but
little study of this kind has been done for aquatic environments. In this study we analyzed the
structural connectivity among the 40 lakes of the northern coastal plain of Rio Grande do Sul,
Brazil, belonging to the Tramandaí-river-system relating these to rainy and dry periods in the
region. For such an approach, three methods were tested. Based on rainfall data of the
hydrometeorological station Imbé-RS, two time periods were identified: a rainy and a dry one,
respectively in August 1988 and August 2009. For each period we selected a Landsat TM 5
image and performed its processing analysis. Three methods were tested in this research
aiming to generate, by each method, an image with two classes: water, not-water. The methods
used were: unsupervised classification, reclassification of NDVI (Vegetation Index
Normalized Difference) and reclassification of band 5. The product according to the
reclassification of the three methods and for each of the dates was superimposed on the coastal
81
lakes map to check for existence of connectivity between them. The best result was obtained
with the unsupervised classification, since it allows differentiating more clearly the presence
or absence of water from the other attributes, suggesting this method for monitoring the extent
of water surface in the region.
Key-words: Remote sensing. Geographical Information Systems, structural connectivity,
coastal lakes, coastal plain of States Rio Grande do Sul, Brazil.
INTRODUCTION
Flood plains are characterized as inundated areas during periods of overflow, being
marked by its high structural complexity by different stages of succession and by the
difference in the gradients of ecological factors (Ward et al., 2002). Thus, it is reflected a
landscape mosaic, which is functional due to seasonal modification to which the system is
periodically subjected (Junk et al., 1989). The flooding is directly associated to the
hydrological regime, which can generate the expansion, shrinkage, and the fragmentation of
the aquatic systems, besides interfering in the degree of connectivity among the parts of the
system (Tockner et al., 1999).
In periods of overflow, the aquatic systems expand their areas, establishing connections
among different kinds of system compartments. In this continental aquatic ecosystems, the
transference of material and nutrients, the displacement of organisms between the
compartments, and the habitat characteristics (physicals and chemicals), depending on the
patterns of hydrological connectivity in several space and time scales (Pringle, 2003; Soares et
al., 2010).
The great variety of hydrological connectivity in the South American fluvial systems
and the seasonality of flooding regimes made to emerge the concept of flood pulse (Junk et al.,
1989; Neiff, 1990). The flood pulse in the aquatic systems is regulated through the rainfall
seasonality (Soares et al., 2010). As stated in intergovernmental panel on climate change IPCC
(2001), the effects of climate changes in a global scale strongly interfere in the hydrological
regime, due to long periods of drought and to the increase of the probability of torrential rain
events.
The remote sensing has techniques that aim at detecting flooded areas (Sakamoto et al.,
2007). Therefore, practical application of orbital remote sensing can be done in water bodies,
for these have components that justify its use, as for its facility in interacting electromagnetic
energy, as for its strategic importance (Martini et al., 2006). Liu (2006) states that among the
main applications of the Landsat satellite images, are both drought and flooding monitoring of
water bodies.
The connectivity between environments is essential for the understanding of several
ecological processes; however it was little studied in aquatic environments. In this study, these
structural connectivities were analyzed before the use of applied remote sensing and
Geoprocessing of satellite images. Landsat TM images were selected from the study area
according to the rainfall data obtained in the hydromethorological station of Imbé in Rio
Grande do Sul, for two periods of time, one of drought and another one of flooding.
The objective of this work was to analyze the structural connectivity among the 40
lagoons in the coastal plain of Rio Grande do Sul belonging to the system of Tramandaí river,
related to the change of the degree of connectivity to rainfall data in the region, in order to
82
show which lagoons are connected and how periods of extreme drought and flooding affect
their degree of connection.
Due to the lack of papers published and scientific researches that address water bodies in
function of their connectivity in the lagoon of Tramandaí System, which tends to bring new
information of ecological scope of the lagoons of the north shore of RS. Besides testing the
efficiency of the methodologies employed in the digital images used.
STUDY AREA
The study area (Fig. 1), extending between the geographic coordinates from 29º37’ to
30º30’ in latitude (south) and 49º44’ to 50º24’ of longitude (west) is located in the north shore
of RS, Brazil. Its coastline is approximately 115 km long and covers an area of about 2700
km². It is inserted in the system of Tramandaí River, extending from Itapeva Lagoon, on north,
to Cerquinha Lagoon on its south border. There is a sequence of 40 lagoons parallel to its
coastline, which has different degrees of interconnection, although there are some isolated
little lagoons. This sequence of lagoons is connected to the sea only through the Tramandaí
estuary, where Tramandaí and Armazém lagoons and the ponds of Custódias and Gentil suffer
the processes of mixing continental waters (fresh water) with sea water (salt water)
(Schwarzbold, 1982).
Figure 1 – Location of the area of the study, placing the 40 analyzed ponds with their respective names. Map
made through the program ArcGIS© 9.2 from the continuous vector basemap os RS (Hasenck and Weber, 2010).
Source: Author, 2010.
83
MATERIAL AND METHODS
Firstly, the data of rainfall from the city of Imbé – RS were analyzed. It was done since
1980, as it is from this year that the satellite images were available at INPE (2011) from the
National Institute of Space Researches, until the year of 2009. Satellite images from the years
of 1988 (drought) and 2009 (rainfall) were selected. Two scenes were chosen for each year, in
order to obtain all the area of the study totalizing four images. These were georeferenced in
the program ENVI© 4.4.
The methodology employed to analyze the areas of connectivity and flooded areas was
the unsupervised classification, where the patterns of dominant spectral response in an image
are extracted searching for an identification of different groups of data. In this methodology,
the RGB composition of images was used. The tool Isoclust was applied in the program Idrisi
Andes© 15.0 where an image is generated from the analysis of a histogram in which 13
groups were separated (Cluster). They were observed and classified as being or not being
covered by water, compared with the original image. After determining each class, a table was
made in the text editor of the program, which was crossed with the image generated by the
Isoclust through the tool Assign, projecting an image where it only delimited what was water
and what was not. It resulted in two images, one for the year 2009 and another one for the year
1988.
As the interest area included only the 40 ponds and their connections, in the CartaLinx©
program a delimitation of that area was made, in which it was used the curve of 20 meters
extracted from the vector file of level curves of the continuous vector basemap of RS
elaborated by Hasenack and Weber (2010). All the areas with height of sea level above 20
meters were excluded from the map, because in the study area there are no coast lagoons in
this altitude, and the areas of shaded slope turning to south west were excluded. The limit of
the ocean was also used by being extracted from the same source in order to cut the same part
of the area. The two images generated were multiplied with this file generated by CartaLinx©.
This multiplication was made by the tool Overlay from Idrisi, generating images only with the
area of interest and the presence or not of water, excluding the ocean and the general mountain
range.
In order to compare the two images, taking into account the presence of water, the Cross
Tab tool was used where they were overlapped generating another image comparing those
two periods of time (drought and overflow). The resultant image of that combination
indicated even four classes: flooded in the two dates; not flooded in any date; flooded during
raining time; and flooded only during drought. The statistical analysis of the program was also
used, generating values in the unity of hectares in the over flooded areas during the year of
drought.
Another result produced was the analysis of groups in which the Groups tool showed
through the images, which ponds were connected (relying on the analysis of pixel of the
images generated by the Overlay tool). Was obtained two images each method, and for a
better view of this result the base vector of polygon from the hydrography of RS was added,
taken from the DVD of the continuous vector basemap of RS in the scale of 1:50.000
(Hasenack and Weber, 2010).
A delimitation of the lagoons, It was projected in the CartaLinx© program , relying on
the continuous vector basemap of RS (Hasenack and Weber, 2010) that resulted in a vector
file with the 40 ponds and a code for each one in order to make it possible to differentiate
them. After the file with the lagoons had been rastered, a code was extracted for each of the
84
lagoons from the group of the corresponding pixels. Thus, the lagoons with the same code
group were connected. The data were written down in a Microsoft Office Excel© 2007
spreadsheet for a synthetic view.
After viewing which lagoons were grouped in each image of each year and method, a
table was made in the Database Workshop of Idrisi, with all the names of the lagoons as well
as their code, area, polygon and perimeter. There was one table for each method in which was
written which of them were connected, separating them in groups and not taking into account
the ponds that were isolated. A vector file of the groups of lagoons that were connect for each
year was also generated, obtaining two images for each method, one for the dry year and the
other one for the wet year.
RESULTS AND DISCUSSION
In 1988, year that was selected as being the least rainy among the other years from 1980
to 2009, took place the event called La Niña, according to Blank Assis (2006). It was
possible to follow the precipitation of the weather station in the city of Torres – RS comparing
it to the history of occurrence of El Niño and La Niña. This proves then that in the mentioned
year happened a negative anomaly due to the influence of this phenomenon La Niña.
On the other hand, in the year 2009, selected as being the rainiest, the month of August
had precipitations above the weather patterns in practically all RS, except in the south-west, as
it is stated in the Boletim Climático (2009). Taking into account that the selected image was
from August 28th which means at the end of the month, probably this event of rainfall above
the pattern could have influenced in the situation of overflow shown in the image.
The orbital classification of images consists in the establishment of a process of decision
in which a group of pixels is defined as belonging to a given class (Dainese, 2001). This can
identify the different kinds of soil, vegetation and hydric resources, though the classification
was done with data of average space resolution, as those are the ones from Landsat satellite
used in this work. Thus, an appropriate technique is still required to obtain a reliable accuracy
(Liu, 2006). Despite these deficiencies, these Landsat satellite images were found as a good
working option, as they are free of charge and easily accessible. In order to avoid problems, a
previous selection of the best scenes was made and the classification was done by eliminating
some categories that were manually reconstituted.
By analyzing the product of crossing (Cross-classification) (Fig. 2) between the images
of 1988 (drought) and 2009 (rainfall) made with the CrossTab of Idrisi Andes© 15.0 tool, it is
possible to note a significant increase in the humid areas, according to the obtained
classification. The green color means the increase of the humid areas during the year of
drought, and represents the flooded area. The orange color represents the water bodies
coincident in the two years, with water in both images. The magenta color shows everything
that is not water, while the burnt yellow color indicates the presence of water in 1988 and a
dry condition in the rainy year.
In the analysis of unsupervised classification done by crossing of images, it was possible
to observe an increase of flooded areas (hatched green areas). This calculation was done from
the image by using the area calculating tool of the Idrisi program. It was done taking always
into account that the tools of the Idrisi program (used for the classifications and digital
analysis of the satellite images) can consider other pixels that are not water per se. This is
because of the similarity of the infrared reflecting properties. These areas considered as
85
flooded can also be considered as a plated area, irrigated plantations and other humid areas
that are not part of lagoons and their connections.
Figure 2 – Image generated from the crossed classification between the images of composition RGB from the
years of 1988 and 2009 offering a comparison of humid areas. Test of the method of unsupervisioned
classification. Source: Author, 2001.
In the following figures, the raster images were overlapped, for each year, the color
magenta represents the presence of water. The polygons representing the limits of the ponds
were extracted and modified from the continuous vector base map of RS (Hasenack Weber,
2010). It is important to state that this analysis of connectivity was based only on the statistical
analysis of pixels from the proposed images made by the program Idrisi Andes© 15.0. It is
feasible to notice that for the generated images, there is a group which is used to denominate
all the ponds that are isolated, this condition always displayed a black color.
86
In order to know which groups of lagoons are connected, the tool called Groups was
always used in the Idrisi software, for each image of each year and method. In the
unsupervised classification, using the composition RGB of the Landat TM 5 satellite image,
the result has shown more groups in the rainiest year and fewer groups in the drought year. In
1988 (Fig. 3) this methodology generated two groups, being group 1 where Tramandaí and
Armazém lagoons were found connected, while group 2 included Caieira and Lessa 1 lagoons.
Figure 3 – Figure generated from the analysis of groups of image in the RGB composition from 1988
(drought). Source: Author, 2011.
In 2009 (Fig. 4) the groups of lagoons were: group 1 represented by the lagoons of
Passo, Veados, Tramandaí, Armazém, Papagaio, ―A‖ and ―B‖; group 2 remaining the same;
group 3 with Peixoto and Marcelino lagoons; group 4 including Rincão 1 and Rincão 2
lagoons; and group 5 encompassing the lagoons placed more at south of the area of the study
are which are Fortaleza, Lessa 2, Cidreira and Cerquinha.
87
Figure 4 – Figure generated from the analysis of groups of the image of RGB composition from 2009
(rainfall). Source: Author, 2001.
CONCLUSION
Considering the methods used and the results achieved in this work, it is possible to
conclude that the use of data of remote sensing and of image Geoprocessing techniques is a
very useful tool to monitor changes in water bodies, as it allows to get an overview from the
area of study that is easily accessible, low cost and make it possible to generate a dynamic data
bank.
With regard to the use of Landsat TM5 images in the study of connectivity, the results
were satisfying given that they have demonstrated that in the image of 2009, there was an
increase in the size of the lagoons in the selected rainiest year. It was also possible to observe
88
that the groups of connections obtained were higher in the year of rainfall. However, it is
important to take into account that the images used are of high quality with a space resolution
of 30 meters what could underestimate the connectivity, as some linking channels can be
being camouflaged by the vegetation which dominating in a specific pixel makes it being
classified as ―no water‖.
In order to execute the comparative connectivity studies appropriately and reliably
between the lagoons from Tramandaí system, it is suggested the use of an image with higher
space resolution as those from QuickBird satellite. Even like this, some field trips had to be
done in order to confirm the places where there were doubts or inconsistencies.
Re results obtained with digital classifications and analysis of the images, it is possible
to state that the performance was adequate. Although these classifications have presented
some errors including omissions and inclusion, it was possible to differentiate with better
neatness water from the other attributes by combining bands 5, 4 and 3 (composition RGB), in
the unsupervised classification. This composition is enough to analyze the flooding.
The water bodies were bigger in the rainiest year (2009) leading to an over flooding of
the lagoons and consequently to flooding and formation of water slides in the soil. In the
drought year (1988) it was observed a great decrease in the volume of water and in the
flooding, decreasing then the groups of connections of the lagoons.
Although the methods used in the selected images have produced results with low
performance in the connectivity analysis, it is possible to conclude that they are of extreme
importance for the study of the connectivity among coastal lagoons, and for further researches
that might use the methodologies employed in this work.
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AKNOWLEDGEMENTS
I thank the Professors Heinrich Hasenack and Fernando Gertum Becker for the
understanding, for the patience and for their guidance along this work; professor Catarina
Pedrozo for the support to begin this study; Raquel Cardoso for her help in the georeferencing
of the images. I also thank the librarians from Ceclimar/UFRGS, Angelo and Stella, for their
support; the examiners of this work and everybody else who somehow contributed to the
success of this research.
90
DESARROLLO DE UN INDICADOR SINTÉTICO PARA LA EVALUACIÓN
AMBIENTAL EN ZONAS COSTERAS DE COLOMBIA
Lizbeth J. Vivas-Aguas1, Paula C. Sierra-Correa
1 y Luis A. Escobar
2
1Programa Calidad Ambiental Marina, Instituto de Investigaciones Marinas y Costeras ―José
Benito Vives de Andreis‖. Cerro Punta Betín, A.A. 1016, Santa Marta, Colombia.
2Escuela De Ingeniería de los Recursos Naturales y del Ambiente - Eidenar, Universidad del
Valle, Ciudadela Universitaria Meléndez, Cali, Colombia
[email protected], [email protected], [email protected]
RESUMEN
En esta investigación se construyó un modelo de índice para evaluar la calidad ambiental
costera (ICACO) como una variable latente determinada por un conjunto de factores que la
afectan de manera positiva y negativa, a partir de la no homogenieidad ambiental del territorio.
El modelo se desarrolló con 12 indicadores en las temáticas de agua, aire, suelo, fauna y flora,
que definieron el estado ambiental de la zona costera. Los indicadores operativos fueron
seleccionados empleando criterios de validez científica para tipificar áreas costeras
prioritarias, así como para formular estrategias eficaces que sirvan para el control, manejo y
protección de los ecosistemas costeros. Como resultado de la investigación se probó la
consistencia estadística del índice estimado, mediante factores ambientales usando análisis de
componentes principales para sintetizar la información del conjunto de indicadores que
explicaban el ICACO. Una vez estimado el índice se identificaron y ordenaron, de menor a
mayor, las unidades espaciales (trabajadas con sistemas de información geográfica) y se
identificaron los principales factores que determinan la calidad ambiental en cada sector de la
Unidad de Manejo Integrado (UMI) Guapi–Iscuandé, en el Pacífico colombiano.
Palabras Clave: indicadores ambientales, calidad ambiental marina, análisis multivariado
ABSTRACT
In this study we constructed a model index to assess coastal environmental quality (ICACO)
as a latent variable determined by a set of factors that affect in positive and negative ways,
from the environmental non-homogeneity of the territory. The model was developed with 12
indicators in the thematic of water, air, soil, fauna and flora, which defined the environmental
status of the coastal zone. The operational indicators were selected using criteria of scientific
validity to typify priority coastal areas as well as to develop effective strategies to serve for
control, management and protection of coastal ecosystems. As a result of the investigation we
tested the statistical robustness of the estimate index by means of environmental factors using
principal components analysis to synthesize the information of the set of indicators that
explained the ICAC. Having estimated this index, the spatial units (worked with geographic
information systems) were identified and ordered in increasing way and the main factors that
determine the environmental quality in every sector of the Integrated Management Unit (IMU)
Guapi-Iscuandé in the Colombian Pacific were identified.
91
Keywords: Environmental indicators, marine environmental quality, multivariate analysis
INTRODUCCIÓN
La degradación costera y los conflictos de uso son preocupaciones de la comunidad
internacional que ha desarrollado enfoques de manejo integrado de zonas costeras, porque
estos ecosistemas allí presentes viven en permanente estado de cambio como sitios de alta
demanda ambiental (Unesco, 2006). Las diversas actividades productivas en el litoral son
esenciales desde el punto de vista económico y social, pero generan a largo plazo degradación
negativa de los ecosistemas y recursos marino-costeros (MMA, 2001). Para entender los
cambios en estos ecosistemas y evitar su deterioro se requieren instrumentos que midan
tendencias y comuniquen información de forma sencilla como los indicadores ambientales
desarrollados por varias iniciativas internacionales y nacionales para monitorear el estado del
ambiente costero (Unesco, 2006). En este orden de ideas, Escobar (2006) plantea que los
indicadores ambientales simples y sintéticos son información esencial para la construcción de
política pública, porque permiten resumir una gran cantidad de datos para facilitar la
comunicación de las situaciones ambientales a diferentes grupos sociales de forma sencilla. De
hecho, los indicadores e índices de alto nivel de agregación ubicados en la parte superior de
una pirámide representan (Figura 1) un modelo empírico de la realidad con datos primarios, no
la realidad misma, sino que deben ser analíticos y disponer de una metodología fija de
medición (Hammond et al., 1995).
Figura 1. Pirámide de información. Niveles de agregación desde el análisis de datos hasta
índices.
92
En Colombia el tema de indicadores ambientales es relativamente reciente, en 2002 se
realizó la primera aproximación documentada de indicadores para zonas costeras que incluyó
11 indicadores de temas costeros (Castaño Carrillo, 2002), en la actualidad se trabaja en la
iniciativa de la Red de información y datos del Pacífico Sur para el apoyo a la Gestión
Integrada del Área Costera–SPINCAM (por sus siglas en inglés) con indicadores
socioeconómicos, de gobernabilidad y ecológicos para un enfoque regional (INVEMAR,
2010). A pesar de estos esfuerzos se sigue manejando la información de forma fragmentada
que no permite crear una visión global ni caracterizar los problemas de sistemas complejos
con situaciones ambientales (positivas y negativas) que presentan diferencias significativas
entre una misma zona. Lo anterior, justifica y motiva el desarrollo de un indicador sintético
capaz de evaluar el estado y hacer seguimiento a la calidad ambiental de las zonas costeras en
un concepto integrado que permita a los tomadores de decisiones diseñar y priorizar
estrategias ambientales de forma diferencial en distintas porciones del territorio en la zona
costera.
MATERIALES Y MÉTODOS
El proceso metodológico empleado en esta investigación (
Figura 2) consistió de: 1) Colección de información básica y revisión bibliográfica del
marco conceptual y experiencias en construcción de indicadores ambientales costeros a escala
global, regional y local; 2) Definición del concepto de calidad ambiental costera como objeto
de investigación, con revisión detallada en formulaciones de modelos de índices relacionados
con la investigación, se definieron los indicadores teóricos y se aplicaron criterios de selección
para determinar los indicadores que serán utilizados en el índice de acuerdo a la disponibilidad
de información; 3) En una tercera parte se estableció y describió la metodología para construir
el índice de calidad ambiental costera, mediante sistemas de información geográfica y
estadística multivariada usando el análisis de componentes principales (ACP) como una
medida de síntesis de información; 4) Estimación empírica del índice de calidad ambiental
costera – ICACO en siete unidades de observación de la unidad de manejo integrado (UMI)
Guapi – Iscuandé en la costa del Pacífico colombiano. Finalmente se identifican y ordenan, de
menor a mayor, las unidades espaciales de acuerdo al valor de índice y se identifican los
principales factores que determinan la calidad ambiental en cada unidad.
93
Determinar la Calidad Ambiental Costera
Agua
Escala de espacialización-SIG
Distribución Unidades espaciales
Sistema Indicadores ambientales en SIG
Aplicar técnicas de análisis
Aire Suelo
Sistema de indicadores teoricos
Criterios de selección
Indicadores operativos
Se descartan
Sí cumple No cumple
Fauna Vegetación
Cálcular Índice de Calidad Ambiental Costera(ICACO)
Distribución espacial ICACO
Diseño y ajuste basede datos
Definir el Modelo
Modelo Cartográfico
Figura 2. Proceso metodológico para el desarrollo del índice de calidad ambiental costera –
ICACO
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El primer resultado para la construcción de indicadores para zonas costeras es la
adopción del concepto de calidad ambiental y su vínculo con el bienestar social o calidad de
vida. En este trabajo la calidad ambiental costera se refiere a la capacidad que tiene el
ambiente costero para proporcionar una serie de bienes y servicios ambientales que inciden
positivamente (o negativamente) en los factores ambientales, en la calidad de vida o bienestar
de la sociedad (Unesco, 2006; Escobar, 2006). En este sentido, el concepto de estado se refiere
al nivel actual de un recurso comparado con respecto a un valor de referencia de su calidad en
94
el entorno costero en función de la percepción de estado y cambio de estado (Baan Van
Buuren, 2003).
El modelo propuesto se limitó a indicadores ecológicos que caracterizan el estado del
ambiente, orientados hacia el estudio de las funciones ecosistémicas de un territorio. De la
revisión general de más de 200 indicadores costeros, se preseleccionó la primera lista de 25
indicadores teóricos susceptibles de integrar el modelo ambiental costero definido en las 5
áreas temáticas del agua, aire, suelo, vegetación y fauna, los cuales se sometieron a criterios de
selección de validez científica para derivar el sistema final de 12 indicadores simples
aplicables y comparables en zonas costeras (
Figura 3) utilizando el enfoque y directrices de manejo integrado de costas y océanos.
ÍNDICE ÁREA TEMÁTICA
AG1 Calidad para preservación de flora y fauna (%)
AG2 Calidad para recreación y pesca (%)
Aire (Iair ) AI1 Emisión metano -CH4 (µg/m3)
SU3 Drenaje (N°)
SU4 Fertilidad (N°)
SU6 Toxicidad (N°)
VE1 Extensión (área) (m2)
VE2 Estrato (Altura) (N°)
VE3 Densidad (No)
FA1 sp. vulnerables (N°)
FA2 sp. Reportadas (N°)
FA3 Estado fauna (%)
Índice de
calidad
ambiental
costera
ICACO
Agua (Iagu )
Suelo (Isue )
Vegetación (Iveg )
Fauna (IFau )
INDICADORES SIMPLES
Figura 3. Sistema de indicadores de calidad ambiental costera
Construcción del índice de calidad ambiental costera – ICACO
El desarrollo conceptual del ICACO se fundamentó en un modelo matemático con 7
ecuaciones para ir agregando datos de manera consecutiva, sintetizando la información de
indicadores simples hasta el índice. La ecuación 1 representa el índice sintético como una
variable latente que recoge las características en distintas áreas a un nivel agregado del entorno
(Freeman, 1993).
95
7,,2,1;
1
1
)(
j
Z
ICACOr
i
r
r
i
rrj
jCuenca
Ecuación 1
Para validar el ICACO se construyó una base de datos con información del área de
estudio a Escala 1:50.000, la cual contenía 890 registros de fauna, 784 de vegetación, 496 de
suelo y 719 de calidad de aguas marino-costeras. Para el tema aire se utilizó el factor teórico
para emisiones de metano (CH4) del IPCC (2006) para que la ausencia de datos no limitara el
modelo. La base de datos se ajustó de acuerdo a las unidades espaciales de observación
(cuencas) con un Sistema de Información Geográfico en ArcGis 9.3 (López et al., 2003). En
las siete cuencas de la UMI-Guapi-Iscuandé se validó el ICACO y se estimaron con el
software SPSS 19.0 los componentes principales y las estimaciones para probar la consistencia
de los resultados con la matriz ACP rotada (Cuadro 1). Se escogieron 3 componentes con
autovalores mayores a 1 que expresaron el 91,55% de la varianza explicada por los datos.
Cuadro 1. Resultados del análisis de componentes principales matriz rotada.
Área temática Indicadores de primer nivel Componentes
Comunalidades 1 2 3
Fauna FA1. sp. vulnerables 0,98 0,97
FA2. sp. reportadas -0,91 0,88
FA3. Estado fauna 0,90 0,81
Agua AG1. Calidad agua preservación 0,98 0,98
AG2. Calidad agua recreación 0,99 0,98
Vegetación VE1. Extensión 0,90 0,81
VE2. Altura -0,75 -0,49 0,88
VE3. Densidad 0,67 0,54 0,50 0,99
Suelo SU3. Drenaje 0,93 0,99
96
Área temática Indicadores de primer nivel Componentes
Comunalidades 1 2 3
SU4. Fertilidad 0,77 0,49 0,83
SU6. Toxicidad 0,95 0,97
Aire AI1. Emisión metano (CH4) -0,82 0,89
Autovalores 6,335 2,801 1,850 10,986
Varianza 52,793 23,343 15,413 Acum: 91,55%
Método de extracción: Análisis de componentes principales.
Método de rotación: Normalización Varimax con Kaiser.
Determinante = 0.000
La matriz ACP rotada maximizó la correlación entre los indicadores y expuso que el
estado de las unidades espaciales o cuencas depende de sus características, porque el primer
factor está determinado por las especies vulnerables (FA1), especies reportadas (FA2), estado
fauna (FA3), altura vegetación (VE2), Densidad vegetación (VE3), fertilidad del suelo (SU4)
y emisiones de metano (AI1). El segundo explica la relación entre la extensión de la
vegetación (VE1), Drenaje (SU3) y Toxicidad del suelo (SU6) y el tercer factor la calidad del
agua para preservación (AG1) y para recreación y pesca (AG2).
Con los resultados del ACP y las cargas factoriales se hizo la agregación ponderada del
índice con la ecuación 1, de donde se derivó la clasificación ordenada de las cuencas según el
valor del ICACO y la distribución espacial (Figura 4) para identificar las cuencas que
comparten esta característica sintética y que pueden ser catalogadas como homogéneas desde
el punto de vista de la calidad ambiental costera.
97
Figura 4. Mapa del índice de calidad ambiental costera en las cuencas de la UMI.
CONCLUSIONES
A partir de este trabajo se logró la construcción del índice ICACO, herramienta de
agregación de información que permite evaluar el estado ambiental de zonas costeras bajo un
concepto integrado. Los resultados del índice definen el estado o línea base de la situación
ambiental de un área, con énfasis en la diferenciación espacial del grado de intervención en los
diversos sectores de un área y logra establecer criterios de prioridad en la asignación del uso
de recursos. Operativamente los resultados muestran un instrumento robusto para apoyar el
seguimiento, control y evaluación de la gestión pública en materia ambiental en zonas
costeras.
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O USO DE ÍNDICES BÊNTICOS COMO INDICADOR DE QUALIDADE
ECOLÓGICA DO SISTEMA ESTUARINO DE LAGUNA (SC, BRASIL)
André Menegotto Domingos, Márcia Neunschwander Kurtz y Sérgio Antonio Netto
Laboratório de Ciências Marinhas - Universidade do Sul de Santa Catarina (UNISUL). Tubarão, Santa
Catarina, Brasil.
[email protected], [email protected]
RESUMO
Este estudo busca avaliar a saúde ecológica do Sistema Estuarino de Laguna, Sul do Brasil,
através dos índices AMBI, M-AMBI, BENTIX e BOPA, que são baseados nas diferentes
estratégias adaptativas da comunidade bêntica em resposta ao stress ambiental. O resultado
das análises mostrou que os índices testados foram discrepantes. No entanto, todos indicaram
uma mesma tendência espacial, onde uma melhor qualidade ecológica foi atribuída às regiões
internas e um status ruim às regiões próximas ao mar. Esta última região, no entanto, é
caracterizada por uma ampla e instável variação salina e, conseqüentemente é dominada por
organismos oportunistas. Estes organismos são tipicamente estuarinos e altamente adaptados
às condições naturalmente adversas deste ecossistema. Sendo assim, a variabilidade natural do
ambiente estuarino não permitiu diferenciar entre causas naturais ou antrópicas para o menor
status ambiental em áreas próximas a ligação com o mar. Além disso, a baixa freqüência de
organismos estritamente oportunistas, o resultado moderado dos índices e as condições
naturalmente instáveis não indicam, aparentemente, grandes perturbações para o Sistema
Estuarino de Laguna.
Palavras chave: macrofauna bêntica, qualidade ambiental, lagoa costeira.
ABSTRACT
This study evaluated the ecological health of the Laguna Estuarine System, south Brazil, by
means of AMBI, M-AMBI, BENTIX and BOPA indices, which are based on different
adaptive strategies of the benthic community to the environmental stress. The results showed
that the indices tested were disparate. Nevertheless, all results indicated a similar spatial
tendency, where a best ecological quality was assigned to the inner part of the lagoon and a
bad status was assigned near to the inlet. The inlet region, however, is characterized by an
unstable salinity variation and, consequently, is dominated by opportunistic organisms. These
organisms are typically estuarine and highly adapted to naturally adverse conditions of this
ecosystem. As such, the natural variability of the estuarine environment did not allow a
distinction between natural or antropic causes to the lower environmental health in the inlet
region. Moreover, the low frequency of highly opportunistic organisms, the moderate result of
the indices and the naturally instable conditions do not indicate, apparently, severe disturbance
to the Laguna Estuarine System.
Keywords: benthic macrofauna, environmental quality, coastal lagoon.
100
INTRODUÇÃO
Segundo a Organização das Nações Unidas (CNUMAD, 1992) a utilização da água
deve ter como prioridades a satisfação das necessidades básicas e a preservação dos
ecossistemas. Neste contexto, a União Européia implementou, no ano 2000, um Plano Diretor
da Água (WFD - Water Framework Directive) que tem como objetivo reduzir a poluição,
proteger os recursos hídricos e garantir que todas as águas de seu território estejam em ―bom
estado‖ até o ano de 2015. Com a publicação deste Plano Diretor muitos ecólogos europeus
renovaram seu interesse pelo acesso aos impactos ambientais causados pelo homem (Blanchet
et al., 2008). Para avaliar o grau destas perturbações, além de estabelecer estratégias de
manejo, muitos autores têm utilizado o bentos, em especial a macrofauna, como indicador de
qualidade ambiental (e.g. Borja et al., 2000; Dauvin e Ruellet, 2007; Simboura e Zenetos,
2002). Estes autores desenvolveram e adaptaram uma série de índices bióticos como
ferramenta de acesso ao impacto humano em ecossistemas costeiros, e estes índices têm sido
comparados e testados no mundo inteiro (e.g. Muniz et al., 2005; Prato et al., 2009).
A utilização desta ferramenta pode ser importante tanto para compreender melhor a
qualidade ecológica dos ambientes costeiros e incentivar a redução da poluição, quanto
auxiliar na elaboração de novas metodologias de mensuração da saúde dos ecossistemas. No
entanto, o uso de índices bênticos na avaliação da qualidade ambiental de ecossistemas
marinhos ainda tem sido pouco explorado no Brasil, assim como nos demais países da
América Latina. Neste contexto, este estudo busca analisar a saúde ecológica de um sistema
lagunar localizado no sul do Brasil através de diferentes índices bênticos; e avaliar também a
sensibilidade e funcionalidade dos próprios índices em áreas estuarinas.
MATERIAIS E MÉTODOS
Área de estudo
O estudo foi conduzido no Sistema Estuarino de Laguna, uma típica laguna costeira do
tipo estrangulada (sensu Kjerfve, 1994) localizada no sul de Santa Catarina, sul do Brasil,
entre as coordenadas 28°12’ S e 48°42’ W (Fig. 1). Com uma área de 184 km2 e uma
profundidade média de 2 metros, este sistema lagunar encontra-se em uma extensa planície
costeira que é limitada a oeste por rochas graníticas da Serra do Tabuleiro e a leste é isolado
do oceano por um cordão arenoso constituído de deposição eólica sobreposta ao terraço
marinho. Cada uma das três elipsóides que formam o sistema lagunar (denominadas Lagoa
Mirim, ao norte; Lagoa Imaruí na região central; e Lagoa Santo Antônio, ao sul) possui aporte
de águas continentais de dois rios. O rio Tubarão, com uma vazão anual média de 50 m3/s
(SDS, 1997), é o principal contribuinte. Sua desembocadura ocorre na Lagoa Santo Antonio,
próximo ao único e estreito canal de ligação com o mar (Fig, 1).
Amostragem e processamento das amostras
As amostragens foram realizadas em agosto de 2008, em 39 pontos amostrais da região
sublitoral (≈ 1,5 metros de profundidade). Em cada um dos pontos foram coletadas três
amostras de sedimento para análise de granulometria e matéria orgânica (corer de 5 cm de
altura por 10 cm de diâmetro), três amostras para análise da macrofauna (corer de 10 cm de
altura por 15 cm de diâmetro) e foram registrados, ainda os parâmetros físico-químicos da
água com um multiparâmetro YSI. Em laboratório, o sedimento foi seco em estufa a 60°C/24h
e posteriormente macerado em almofariz e pistilo. A análise granulométrica foi determinada
pelo método de peneiramento a seco e pipetagem, como descrito por Suguio (1973), a
101
intervalos de 1 phi. As amostras de macrofauna foram fixadas (formalina 10%), lavadas em
jogo de peneira (malhas de 1 e 0,5 mm) e conservadas em álcool 70%. Por fim, as amostras
foram levadas ao microscópio estereoscópio para quantificação e identificação dos organismos
até o menor nível taxonômico possível.
Figura 1: Localização do Sistema Estuarino de Laguna com a distribuição dos pontos amostrais.
Análise dos dados e índices de qualidade ecológica
Os parâmetros estatísticos para a análise da granulometria foram calculados segundo a
metodologia proposta por Folk e Ward (1957). Os descritores estruturais da comunidade
macrobêntica foram riqueza, densidade (expressa em ind. m-2
), e o índice de diversidade de
Shannon-Wienner (utilizando-se loge).
Para determinar a status ambiental e/ou a saúde ecológica da área de estudo foram
utilizados quatro índices bênticos: AMBI, M-AMBI, BENTIX e BOPA. Estes índices
possuem diferentes métodos de análise, mas todos são baseados nas diferentes estratégias
adaptativas da comunidade em resposta ao stress ambiental. Os coeficientes de cada índice
fornecem respectivos status de qualidade ecológica (EcoQS – Ecological Quality Status) que
variam de ótimo a muito ruim e são utilizados pelo WFD da Europa para classificar áreas
costeiras em condições ―aceitáveis‖ (ótimo, bom) e ―não aceitáveis‖ (moderado, ruim, muito
ruim) (Tabela 1).
O AMBI e o M-AMBI foram calculados com auxílio do software AMBI 4.1,
disponível gratuitamente no site da AZTI (www.azti.es). O software calcula o coeficiente de
102
cada amostra e faz uma média para cada ponto. O mesmo programa possui uma listagem com
5900 espécies (fevereiro/2010) de diversas áreas geográficas e seus grupos ecológicos. Esta
mesma listagem foi utilizada para a atribuição das espécies encontradas nas categorias dos
demais índices, que foram calculados de acordo com a literatura (Dauvin e Ruellet, 2007;
Simboura e Zenetos, 2002). Por fim, os coeficientes gerados em cada cálculo foram
espacializados através da interpolação dos pontos utilizando-se o método de krigagem. Além
disso, a natureza das relações entre as variáveis ambientais (salinidade e do tamanho médio do
grão) e os índices bênticos foi investigada através da correlação de Spearman.
Tabela 1: Status ecológico e classificação de poluição de acordo com os índices utilizados neste trabalho.
Classificação de poluição AMBI M-AMBI BENTIX BOPA EcoQS
Normal 0 - 1,2 > 0,80 4,5 - 6,0 0 - 0,046 Ótimo
Leve 1,3 - 3,3 0,60 - 0,80 3,5 - 4,4 0,045 - 0,140 Bom
Moderada 3,4 - 5,0 0,40 - 0,59 2,5 - 3,4 0, 139 - 0,194 Moderado
Pesada 5,1 - 6,0 0,20 - 0,39 2,0 - 2,4 0,193 - 0,268 Ruim
Extrema >6 < 0,20 <2 0,267 - 0,301 Muito Ruim
RESULTADOS
Parâmetros ambientais e comunidade bêntica
Os resultados deste estudo mostraram que o Sistema Estuarino de Laguna pode ser
caracterizado por um claro gradiente salino, típico de estuários, desde as regiões internas, ao
norte (média de 7,7), até as áreas próximas à conexão com o mar, ao sul (média de 23,7). Já os
sedimentos variaram da margem oeste, composta por sedimentos silto-arenosos (média de
0,03 mm) pobremente selecionados, até a margem leste, onde os sedimentos são basicamente
compostos por areia (média de 0,18 mm) bem selecionada.
A comunidade macrobêntica, por sua vez, foi composta por 41 táxons, sendo o
microgastrópode Heleobia australis o organismo numericamente dominante (64,28%; Figura
2). A densidade desta espécie foi maior nas regiões próximas ao mar, onde também foram
registrados os maiores valores de riqueza (19 espécies) e densidade total da comunidade
(máximo de 140 mil ind. m-2
). A diversidade, ao contrário, foi baixa neste local (média de
1,04) e maior nas regiões internas (média de 1,23), onde Erodona mactroides e Nephtys
fluviatilis também foram organismos numericamente abundantes (Fig. 2).
Qualidade ecológica
Os valores médios dos índices foram 3,6 (AMBI), 0,6 (M-AMBI) e 3,0 (BENTIX), o
que classifica o sistema lagunar com um status ambiental de moderado a bom. Para o BOPA,
ao contrário, o status foi ótimo, com um valor médio de 0,03191. Este último índice foi o que
teve um resultado mais otimista, enquanto os valores do BENTIX indicaram um status mais
negativo comparado com os demais índices. A espacialização dos resultados dos índices é
apresentado na Figura 3.
103
Figura 2: Algumas das espécies mais abundantes do Sistema Estuarino de Laguna, típicas de ambientes
estuarinos do sul do Brasil (Heleobia australis, à esquerda; Erodona mactroides, no centro; Nephtys fluviatilis, à
direita). Fotos em diferentes escalas.
Figura 3: Status ecológico do Sistema Estuarino de Laguna de acordo com os índices bênticos AMBI, M-AMBI,
BENTIX e BOPA. - ótimo; - bom; - moderado; - ruim.
De acordo com o teste de Spearman os índices AMBI, BENTIX e BOPA possuem uma
correlação significativa com a salinidade, ou seja, a qualidade ambiental diminui em regiões
mais salinas. O M-AMBI, por outro lado, é significativamente correlacionado ao tamanho
médio do grão. Assim, regiões arenosas são classificadas com melhor status que aquelas com
sedimentos finos (Tabela 2).
DISCUSSÃO
Os resultados deste estudo mostraram, primeiramente, que os índices foram
discrepantes, ou seja, o status ecológico pode mudar completamente de acordo com o índice
adotado. No entanto, com a espacialização dos valores foi possível observar que, de modo
geral, existe uma tendência espacial similar entre eles. Independente de um status bom,
moderado ou ruim, o resultado de todos os índices testados indica que as regiões internas do
estuário foram classificadas com melhor qualidade ecológica que áreas próximas ao canal de
ligação com o mar. Este dado corrobora com o resultado do estudo de marcadores
geoquímicos de Tarozo et al. (2010), que indicou que embora exista maior concentração de
matéria orgânica no sedimento das áreas mais internas (Lagoa Mirim), estes componentes
possuem menor influência antropogênica nesta região, enquanto em áreas próximas a barra
(Lagoa Santo Antonio) ocorre principalmente por input petrogênico. A área em torno da
104
Lagoa Santo Antonio também é a mais urbanizada do sistema lagunar, e outros estudos têm
demonstrado que áreas urbanizadas possuem uma fauna bêntica distinta (Pagliosa e Barbosa,
2006).
Tabela 2: Coeficiente da correlação de Spearman entre os índices bênticos e os parâmetros ambientais: salinidade
(Salin.) e o tamanho médio do grão (Mz, em milímetros).
AMBI M-AMBI BENTIX BOPA
Mz (mm) 0,08 0,36 0,01 0,19
Salin. 0,54 -0,25 -0,57 0,41
Valores em negrito indicam correlações significativa p < 0,05.
Por outro lado, cabe ressaltar que estuários são ambientes naturalmente caracterizados
por uma típica baixa diversidade, alto input orgânico e presença de espécies adaptadas a
condições naturalmente variáveis, o que torna difícil separar causas de degradação antrópica
de um stress natural (Elliott e Quintino, 2007). Um exemplo disso pode ser verificado na área
de estudo, uma vez que a baixa qualidade ecológica próximo ao mar foi associada ao aumento
na densidade de espécies oportunistas, como Heleobia australis e Paraprionospio sp., que se
beneficiam das condições naturalmente adversas. Isso acontece porque em áreas próximas ao
mar o ambiente é submetido a intensas perturbações naturais e de baixa previsibilidade, no
qual organismos r-estrategistas como H. australis podem se beneficiar pela redução no
número de eventuais competidores e contar com um amplo nicho disponível (BEMVENUTI et
al.,1992), de modo que sua densidade torna-se muito elevada e conseqüentemente reduz a
diversidade local.
Além disso, cabe ressaltar que muitas espécies classificadas como oportunistas pelos
índices são típicas de ambientes transicionais, como H. australis, que ocorre em praticamente
todas as regiões estuarinas brasileiras, e muitas delas sem evidentes perturbações ambientais
(Bemvenuti et al., 1992; Netto e Lana, 1994). Do mesmo modo, espécies que ocorrem em
ambientes oligo-halinos e com baixa variação salina, como Nephtys fluviatilis e Erodona
mactroides, são classificadas como sensíveis a poluição. Esta dependência dos índices testados
em relação aos parâmetros ambientais também pode ser verificada pelo resultado da
correlação de Spearman. Sendo assim, os índices estudados não fornecem uma resposta
pragmática e incisiva sobre locais poluídos ou não em sistemas estuarinos.
CONCLUSÃO
Este estudo mostrou que de acordo com os índices bênticos as regiões próximas a
ligação com o mar foram caracterizadas por uma qualidade ecológica ruim, ao contrário de
áreas internas. Contudo, os índices não permitem medir até onde a influência humana interfere
na perturbação natural de um ambiente estuarino. Assim, a composição bêntica típica e a baixa
abundância de espécies estritamente oportunistas, além do resultado moderado dos índices,
não conferem, aparentemente, grandes perturbações ao Sistema Estuarino de Laguna.
REFERÊNCIAS
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macrofauna bentônica em dois pontos da região estuarial da Lagoa dos Patos, RS, Brasil.
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106
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL DE LAS AGUAS DE UNA ZONA
COSTERA DE IMPORTANCIA TURÍSTICA: PLAYAS DEL ESTE, CUBA
Gladys M. Lugioyo, Yolaine Delgado, Mayelín Carmenate, Magalys Sánchez y Sandra
Loza
Instituto de Oceanología. Ave. 1ra, No. 18406, Rpto. Flores, Playa, La Habana, Cuba.
RESUMEN
Se realizó la evaluación integral de la calidad de las aguas a partir de indicadores de respuesta
rápida (microbianos y químicos) en 10 estaciones de las Playas del Este, La Habana, Cuba.
Las estaciones con mayor deterioro de la calidad ambiental fueron las que poseían un elevado
impacto antrópico y gran afluencia de bañistas, independientemente de la época del año. De
acuerdo con el índice calidad ambiental de la zona costera (ICAZOC), la calidad de las aguas
varió entre la clase II (moderadamente impactada) y la clase III (impactada) con un
incremento de estaciones impactadas en los meses de verano.
Palabras clave: indicadores microbianos, índice de calidad ambiental, Cuba.
ABSTRACT
An integral assessment of water quality through rapid response indicators (microbial and
chemical) was carried out at 10 stations of Playas del Este, Havana, Cuba. The stations with
higher deterioration of environmental quality were those with a high anthropogenic impact and
with most bather visitation, independently of season. In accordance with the Index of
environmental quality of the coastal zone (ICAZOC), water quality ranged from class II
(moderate impact) and class III (impacted) with an increase of impacted stations in the
summer months.
Keywords: microbial indicators, environmental quality index, Cuba.
INTRODUCCIÓN
La conservación de la calidad del agua es uno de los aspectos más críticos del manejo
de la zona costera ya que los impactos producidos por la actividad humana pueden resultar en
cambios profundos en la estructura y el funcionamiento de los ecosistemas costeros (Herrera
& Suárez, 2005; Acevedo et al., 2008).
La comunidad microbiana tiene la capacidad de responder rápidamente a las
afectaciones antropogénicas al medio marino, por lo que es ampliamente utilizada para evaluar
la calidad ambiental de los ecosistemas (De la Lanza et al., 2000).
Las Playas del Este constituyen uno de los polos turísticos más importante del País, por
lo que la evaluación integral de la calidad de las aguas a partir de indicadores de respuesta
rápida resulta de vital interés para elevar el valor añadido al producto turístico de sol y playa.
107
MATERIALES Y METODOS
Las Playas del Este se encuentran ubicadas al E de La Habana, y comprende el sector
costero de 14 km entre el Bacuranao y el Rincón de Guanabo (Figura 1). Los muestreos se
realizaron en época de verano e invierno, durante los años 2007, 2008 y 2009. Las muestras
se colectaron de la capa subsuperficial del mar, en 10 estaciones de la zona litoral de las
Playas del Este (Figura 1).
Figura 1. Ubicación de las estaciones de muestreo de la zona litoral de Playas del Este, Cuba.
La concentración de bacterias heterótrofas (BH) se determinó mediante siembra en
placas Petri con agar marino y posterior conteo de unidades formadoras de colonias (UFC).
Para la estimación de los Coliformes fecales (CF) y Estreptococos fecales (EF), se utilizó la
técnica de fermentación en tubos múltiples con 5 réplicas (APHA, 1998). Para la evaluación
del peligro se siguió la metodología propuesta por Delgado & Miravet (2009).
La concentración de fitoplancton se determinó según Popowski & Borrero (1989). Se
calculó el índice sapróbico (S) para clasificar los cuerpos de agua de acuerdo a los niveles de
contaminación (Sládecek, 1973 y Ortega et al., 1995). Para el cálculo se emplearon los valores
sapróbicos de las especies de fitoplancton indicadoras.
Los parámetros químicos analizados fueron: oxígeno disuelto, DBO5, DQO, fósforo
total, amonio y concentración de hidrocarburos (APHA, 1998). La calidad ambiental se evaluó
con el índice de Brunkow et al. (2004).
Los datos se analizaron con los programas STATISTIC versión 5.5 y EXCEL versión
2002. Los mapas temáticos se confeccionaron con MAPINFO versión 6.5.
108
RESULTADOS Y DISCUSION
Al analizar la variación de la concentración de bacterias heterótrofas del agua entre los
muestreos de un misma época climática, no se observó diferencia significativa entre los
muestreos de los meses invernales (marzo 2007, febrero 2008 y 2009) y entre los de verano
(julio 2007 y 2008) (p< 0,0001). Sin embargo, las concentraciones de BH del agua en los
meses de verano fueron significativamente superiores a las de los meses de invierno (U = 110,
n = 77; p < 0.0001).
En el periodo invernal, las concentraciones de BH en las Playas del Este variaron entre
351 y 1500 UFC. mL-1
, mientras que en el verano, entre 1501 y 6500 UFC. mL-1
(Fig. 2).
Las concentraciones de BH en el agua, significativamente mayores en el verano que en
el invierno, guardan relación con un incremento en la disponibilidad de materia orgánica,
asociado al aporte de los escurrimientos terrígenos, tanto de los ríos Guanabo e Itabo, como de
los desechos domésticos, que aumentan por el efecto de las lluvias que caracteriza este periodo
(julio 2007 y 2008, el promedio de lluvias mensuales fue de 121 y 142 mm, respectivamente).
Figura 2. Distribución de la concentración promedio de bacterias heterótrofas (BH) en el agua.
A: invierno (marzo 2007, febrero 2008 y 2009) B: verano (julio 2007 y 2008).
Los valores de DBO5 detectados en las Playas del Este en el verano, fueron elevados y
en un 40 % sobrepasaron el valor permisible (3.57 mg L-1
), lo que refleja la presencia de una
elevada carga orgánica en la zona, que favorece la actividad degradadora de las BH (Nagata,
2000). En el invierno, aunque los valores de DBO5 fueron menores (entre 2.0 y 3.9 mg L-1
), la
respuesta de las bacterias heterótrofas del agua reflejó que la materia orgánica disponible
permite el desarrollo y duplicación de estos microorganismos.
Otro factor importante a tener en cuenta, es que en los meses de verano ocurre un
aumento de la temperatura, que también estimula el metabolismo de estas bacterias. Las
temperaturas en los muestreos de Julio 2007 y 2008 oscilaron entre 28.7 y 32.0 oC.
El análisis de peligro ante la contaminación fecal mostró que, en general, todas las
estaciones presentaron niveles de peligro bajo o medio (Figura 3). No obstante, en los meses
de verano, la E2 (Brisas del Mar) tuvo un nivel de peligro alto para uso recreativo.
A B
Conc. BH
(UFC. mL-1)
351 - 1500
Conc. BH
(UFC. mL-1)
1501 - 6500
109
Figura 3. Evaluación de peligro en la zona de estudio en meses invernales (A) y de verano (B).
La composición por grupo de la comunidad fitoplanctónica mostró un predominio de
diatomeas y de flagelados como es característico de zonas costeras. Sin embargo, las
Nivel de Peligro: Bajo (2 – 29) Medio (30 – 269) Alto (270 – 500)
A
B
110
cianobacterias estuvieron presentes de la mayoría de las estaciones. Estas concentraciones de
cianobacterias, estuvieron asociadas a las alteraciones ambientales comúnmente relacionadas
con elevadas concentraciones de amonio y fosfatos, como lo demuestra las elevadas
concentraciones de estos nutrientes que variaron entre 2.14 y 3.57 µmol. L-1
, para el amonio y
entre 0.1 y 6.2 µmol. L-1
, para el fósforo total, e incluso en la E.3 (guarda frontera) sobrepasó
el límite inferior indicativo de sistemas eutróficos (2.1 µmol. L-1
) (Wheatland et al., 1971).
También se hallaron géneros y especies que son indicadoras de contaminación, como
el caso de Nitzschia longissima, indicadora de betamesosaprobiedad con valores de
abundancia relativa de hasta un 50% en algunas estaciones, así como el género Chroococcus.
En general, de acuerdo al índice sapróbico, en las Playas del Este las aguas se clasifican como
Oligosaprobicas (Tabla 1). Las estaciones que presentaron los mayores valores fueron la del
Hotel Tropicoco (E8) y la cercana al mercado agropecuario de Guanabo (E.4). Esos valores
coincidieron con los meses lluviosos de los años 2007 y 2008 (Tabla 1). Es oportuno destacar
que en la zona de ese mercado agropecuario se hay un desagüe de aguas albañales que vierte
directamente a la costa.
Tabla 1 Valores del índice sapróbico en las estaciones de Playas del Este, correspondientes a
los muestreos de marzo 2007, julio 2007, febrero 2008 y julio 2008, y escala de saprobiedad
de Sladecek (1973) y Ortega et al. (1995).
Muestreos
Estaciones
E1 E2 E3 E4 E5 E6 E7 E8 E9 E10
Marzo 2007 0.86 1.08 1.27 1.28 1.00 1.22 1.22 1.05 0.98 1.10
Julio 2007 1.46 0.86 1.01 1.52 1.13 1.27 1.01 1.22 1.35 1.25
Febrero 2008 1.17 1.10 0.98 1.47 1.22 1.29 1.10 0.98 1.25 1.10
Julio 2008 1.38 1.02 1.45 1.10 1.12 1.20 1.32 1.61 1.34 -
Escala de saprobiedad (Sladecek 1973; Ortega et al., (1995)
Xenosaprobiedad (aguas limpias) 0 - 0.5
Oligosaprobiedad (contaminación muy débil) 0.51 - 1.5
Betamesosaprobiedad (contaminación moderada) 1.51 - 2.5
Alfamesosaprobiedad (contaminación fuerte) 2.51 - 3.5
Polisaprobiedad (contaminación muy fuerte) 3.51 - 4.0
111
La calidad ambiental de las aguas varió entre la clase II (moderadamente impactada) y
la clase III (impactada) según el índice ICAZOC, con un incremento hacia la Clase III en los
meses de verano (Tabla 2). Las estaciones con mayor deterioro de la calidad ambiental fueron
E.3, E.4, E.5, E.6 y E.7, independientemente de la época del año.
Tabla 2 Clasificación de la calidad ambiental de las aguas de las Playas del Este, según el
índice ICAZOC (BRUNKOW et al., 2004)
Parámetros
Clase II
(moderadamente impactado)
Clase III
(impactado)
Fósforo total 0,42 - 0,68 0,69 - 1,41
N-NH4 1,27 - 2,42 2,43 - 3,12
DQO 1,46 - 2,18 2,19 - 2,93
Fitoplancton ( cel. mL-1) 392 - 748 749 - 1231
Cianobacterias ( cel. mL-1) 1,0 - 12,0 13 - 107
Coliformes fecales (NMP. 100 mL-1) 3,0 - 15,0 16 - 180
Bacterias heterótrofas água (UFC.mL-1) 712 - 1320 1321 - 3360
Estaciones Invierno Verano
E.1 Rincon de Guanabo Clase II Clase II
E.2 Brisas del Mar Clase II Clase III
E.3 Guardafronteras Clase III Clase III
E.4 Agro (calle 492) Clase III Clase III
E.5 Calle 476-478 Clase III Clase III
E.6 Boca Ciega Clase III Clase III
E.7 Mi Cayito Clase III Clase III
E.8 Tropicoco Clase II Clase III
E.9 Megano Clase II Clase III
112
En los muestreos del periodo invernal, las aguas se clasificaron, fundamentalmente,
como clase II (Tabla 2), las que se caracterizan por presentar concentraciones moderadas de
nutrientes orgánicos, inorgánicos y de materia orgánica; de fitoplancton, de clorofila a, de
bacterias heterótrofas, así como baja presencia de cianobacterias y coliformes fecales.
En el periodo lluvioso (Julio 2007 y 2008), sin embargo, el 90 % de las estaciones
clasificaron como clase III (Tabla 2), correspondientes a aguas con elevadas concentraciones
de nutrientes (orgánicos e inorgánicos), de materia orgánica, de fitoplancton, de clorofila a, las
cianobacterias, de bacterias heterótrofas y valores de coliformes fecales cercanos al límite
permisible para agua de baño establecido por la norma cubana (NC-22, 1999).
Los resultados obtenidos ponen de manifiesto que los indicadores de respuesta rápida
ensayados, constituyen una herramienta adecuada para evaluar la calidad ambiental de las
aguas en las zonas costeras, y constituyen información básica, para la implementación de
medidas de mitigación en las zonas más impactadas.
CONCLUSIONES
1. En la evaluación integral de la calidad ambiental de la Ensenada de Sibarimar, las aguas se
clasifican como moderadamente impactadas e impactadas.
2. Las aguas que presentan mayor afectación de la calidad ambiental, independiente del
periodo climático, son las aledañas a Guardafrontera (E.3), mercado agropecuario de
Guanabo (E.4), calle 476-478 (E.5), Boca Ciega (E.6) y Mi Cayito (E.7).
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E.10 Tarará Clase II Clase III
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