Evaluacin espacial y temporal de comunidades bentnicas sesiles en

Rev. Invest. Mar. 24(3):193-204, 2003
EFECTO DE EFLUENTES TERRESTRES SOBRE LAS
COMUNIDADES BENTÓNICAS DE ARRECIFES CORALINOS
DE CIUDAD DE LA HABANA, CUBA.
Patricia González-Díaz *, Elena de la Guardia y Gaspar González-Sansón
Centro de Investigaciones Marinas, Universidad de la Habana, calle 16 No. 114, Playa, CP 11300, Ciudad Habana, Cuba.
(*) Autor correspondiente: patricia@cim.co.cu
RESUMEN
De mayo a julio del 2002 se evaluó la estructura de los arrecifes costeros en una porción del litoral habanero.
Para analizar las algas se empleó el marco de 25 x 25 cm y para los invertebrados el de 1m2. Se ubicaron 15
perfiles perpendiculares a la costa con 3 estaciones en cada uno. Los análisis univariados y multivariados
manifiestan la existencia de un gradiente de deterioro. Se demuestra que el efecto perjudicial de la bahía de La
Habana sobre las comunidades bentónicas, es mayor en intensidad y extensión que el del río Almendares. La
riqueza de especies de coral, el cubrimiento por coral vivo, la densidad y tallas de corales, densidad de gorgonias
y la abundancia de algas coriáceas y coralinas incrementan a medida que la fuente de contaminación se aleja.
La abundancia de algas filamentosas, de cianobacterias, de poliquetos sabélidos, de esponjas incrustantes y de
erizos del género Eucidaris incrementa al acercarse a la fuente de contaminación. En las zonas más afectadas,
Halimeda, Stypopodium y Lobophora son poco abundantes mientras que Dictyota y Cladophora tienen mayor
abundancia relativa. Debido a la densidad en que se encuentran Porites astreroides y Agaricia agaricites, estas
son claves en la evaluación del biotopo de Echinometra; Siderastrea siderea, Dichocoenia stokeisi y P. asteroides
en el plano rocoso; y en el veril A. agaricites, P. astreroide, E. fastigiata, Millepora spp., Montastraea spp., D.
stokeisi, Madracis decactis y S. siderea. Estos bioindicadores se consideran útiles para detectar el efecto
negativo de la contaminación, y se recomienda su uso para evaluar la recuperación de las comunidades
bentónicas.
Palabras claves: bioindicadores; contaminación; arrecifes de coral; microalgas; corales; ASW, Cuba
ABSTRACT
Coral reef structures from the coast area of Havana were evaluated during May and July 2000. Square 25 x 25
cm was used to study algae and 1m2 to study invertebrates. Fifteen profiles were placed perpendicular to the
coast, and in each one, three sampling stations. Univariate and multivariate analysis have put in evidence the
existence of a deterioring gradient which incorporates a complex interaction between the nearness to the source
of pollution and the type of biotopes. They also show that the negative effects of the waters of Havana bay on
benthonic communities are more intense and extensive that those of the Almendares river. Coral species
richness, live coral cover, coral density and size, gorgonians density and the abundance of coreaceseas and
coralins algae increase farther to the contaminant source. Abundance of cianobacteria, filamentous algae,
sabelids poliquets, incrustants sponges and sea urchin (Eucidaris) increases closer to the contaminant source.
In the more affected zones Halimeda, Stypopodium y Lobophora is not abundant, while Dictyota and Cladophora
have bigger relative abundance. Coral species as, Porites asteroides y Agaricia agaricites are key in the
evaluation of Echinometra biotope; Siderastrea siderea, Dichocoenia stokeisi y P. asteroides in the rockie plane;
and in the front reef A. agaricites, P. asteroide, E. fastigiata, Millepora spp., Montastraea spp., D. stokeisi,
Madracis decactis and S. siderea. All this bio indicators are useful as to detect the negative effects of pollution
and their use is recommended to evaluate the recuperation of the benthic communities in the coasts of Havana.
Key words: bioindicators; contamination; coral reef; macroalgae; corals; ASW, Cuba.
Las comunidades de arrecifes coralinos del litoral
de la Ciudad de La Habana, han estado afectadas
históricamente por la influencia de las aguas de la
bahía de La Habana y el río Almendares, dos
fuentes
importantes
de
contaminación
provenientes de tierra. Se conoce solo parcialmente
la composición y las cantidades de contaminantes
que se introducen en el ecosistema marino
producto de estas dos descargas, pero se puede
plantear que la naturaleza de los contaminantes
que estas dos fuentes aportan la mar es diferente.
Más de 67 fuentes contaminantes desembocan en
el puerto, entre ellas cuentan: tenerías, centrales
eléctricas, plantas procesadoras de alimento,
cervecerías, papeleras, centrales azucareros y
otras, todo lo cual introduce una altísima carga
orgánica, a la cual se suman las altas
concentraciones de hidrocarburos provenientes de
una refinería y la propia actividad portuaria
(Mosquera y Cabañas, 1985). Las aguas que el río
193
González-Díaz et al.: Efluentes terrestres en las comunidades bentónicas de arrecifes coralinos de Ciudad de La Habana, Cuba.
vierte al mar están en extremo degradadas por
residuales líquidos de aproximadamente 20
industrias y además, albañales y desechos sólidos
de las zonas pobladas que atraviesa el río
Almendares y sus afluentes. Ello se hace evidente
solo al observar el color del agua, la cantidad de
materias sólidas flotantes y el constante
desprendimiento de sulfuro de hidrógeno del fondo
como producto de procesos anaeróbicos de
descomposición (Fernández-Mel, 1980).
Habana y un grado alto de degradación; zona 2,
con influencia del río Almendares y considerada
como zona de transición entre la 1 y la 3, y zona 3,
considerada
como
zona
de
referencia,
relativamente limpia, aunque en ella se observan
también descargas puntuales de albañales.
Para efectuar el muestreo se seleccionaron 15
perfiles perpendiculares a la costa tomando como
referencia puntos en tierra (Fig. 1). Se ubicaron 6
perfiles en la zona 1 (Boya Roja, Hotel Deauville,
entre Deauville y Parque Maceo, Parque Maceo,
calle 25 y Hotel Nacional), 4 en la zona 2 (Parque
Martí, calle Paseo, calle 12, Puntilla) y 6 en la zona
3 (calle 16, calle 30, calle 42, calle 60, calle 70 y
calle 84). Para conocer si el efecto de las aguas era
homogéneo en las diferentes profundidades y
estratos del arrecife, se ubicaron, en cada uno de
los perfiles tres estaciones de muestreo que se
corresponden con los biotopos típicos de la zona.
El biotopo de Echinometra es el más cercano a la
costa, constituye una explanada con numerosas y
pequeñas oquedades. La estación se ubicó entre 12 m profundidad. Le sigue un plano rocoso, que
forma una explanada sin pendiente y parcialmente
cubierto por una fina capa de arena, en algunos
tramos esta surcado por canales de hasta 2 metros
de profundidad. La estación se ubicó entre 5-6 m
profundidad. A continuación aparece el veril, en el
que se observa el mayor desarrollo de las
comunidades coralinas y aparece como una pared
con pendiente variable entre 30 y 80 grados.
Comienza en 8-10 m y termina en 12-15m de
profundidad, colindando con un arenazo. La
estación se ubicó en 10-12 m por resultar la
profundidad mas adecuada para establecer
comparaciones entre los diferentes perfiles ya que
se presenta homogénea como una explanada con
escasa inclinación.
Uno de los primeros y principales trabajos
dirigidos a evaluar el efecto de la contaminación
sobre arrecifes coralinos en Cuba, se realizó a
principios de los 80 e incluyó el impacto de la
bahía de La Habana sobre el epibentos sesil de los
arrecifes coralinos (Herrera y Alcolado, 1983;
Herrera 1984 y Herrera y Martinez-Estalella,
1987). Posteriormente, en la década del 90, se
efectuaron por separado estudios puntuales para
analizar el efecto de la bahía de La Habana y el río
Almendares sobre los organismos bentónicos y los
peces (Guardia y González-Sansón, 2000 a-b;
González-Sansón y Aguilar, 2000; Aguilar y
González-Sansón, 2000 y Guardia y col., 2001).
Estas investigaciones demostraron, en diferente
escala espacial y temporal, el efecto negativo de
estos efluentes sobre la biota de los arrecifes. En el
presente trabajo se caracterizó la comunidad de
corales y otros organismos bentónicos en una
franja del litoral habanero. Ello se realizó con el
objetivo de detectar el posible efecto de las
principales fuentes contaminantes de la zona,
además de adquirir elementos para futuras
comparaciones que permitan evaluar la efectividad
de las acciones de saneamiento que se encuentran
en ejecución por parte del gobierno provincial.
MATERIALES Y METODOS
El estudio de la estructura ecológica de las
comunidades de algas, corales, gorgonias y
esponjas se evaluó en el arrecife coralino costero
del litoral de Ciudad de La Habana, en una franja
de aproximadamente 10 Km de largo ubicada entre
la desembocadura de la bahía de la Habana y la
calle 84 en Miramar y entre la línea de costa y la
isobata de 12 metros de profundidad. Toda esta
área de estudio tiene estructura físico-geográfica y
patrones de corrientes similares. Las principales
diferencias están relacionadas con las condiciones
ambientales impuestas por la calidad del agua
proveniente, principalmente, de la bahía de La
Habana y el río Almendares. Estas condiciones son
la base por la cual, para los efectos de este trabajo,
la franja costera a estudiar se dividió a priori en
tres zonas: zona 1, con influencia de la bahía de La
La caracterización de la estructura de las
comunidades bentónicas se efectuó mediante
técnicas de buceo autónomo, la identificación de los
organismos se efectuó in situ y sólo se colectaron los
ejemplares en caso de duda. El porcentaje de
cubrimiento del substrato por macroalgas,
esponjas, corales y poliquetos sedentarios se
evaluó mediante una modificación del método de
transecto lineal (Loya, 1972). Esta consistió en
utilizar uno de los lados del marco de 1 m2
graduado según el sistema métrico decimal. Las
medidas se aproximaron al decímetro más cercano
y el tamaño de muestra fue de 10 unidades de
muestreo (UM) por estación (10 m).
Para el análisis de la composición y abundancia
relativa de algas se empleó el método de marco de
194
Rev. Invest. Mar. 24(3):193-204, 2003
82° 22´ W
Ciudad de La Habana
Estrecho de la Florida
N
CUBA
23° 9´ N
Mr
HN
25
Pa
12
PM DM
BR
HD
Caleta de San Lázaro
Pu
16
30
42
Ciudad de
La Habana
Rìo
Almendares
Bahía de
la Habana
Zona 1
Zona 2
70
Zona 3
84
2 km
Fig. 1. Ubicación geográfica y esquema de la franja litoral estudiada. Se señala la posición de los perfiles y
su previa agrupación en zonas según el grado de influencia de la contaminación.
25 x 25 cm. Se analizaron 12 UM por estación,
colocados al azar pero sobre áreas de sustrato con
más del 20 % cubierto por algas. En cada una de
las UM se estimó, en porcentaje, el área del
sustrato cubierta por cada género y/o grupo
morfofuncional de algas. Los grupos morfofuncionales se definieron según los criterios de
Littler (1980). Para el inventario de invertebrados
sésiles se empleó el método de conteo de colonias
con marco de 1 m2. Se colocaron 10 UM por estación
de forma aleatoria y en cada una de ellas, se
determinó el número de colonias por especies de
corales, esponjas, gorgonias y erizos (Diadema
antillarum y Eucidaris tibuloides). En la clasificación
de corales se siguieron los criterios de Zlatarski y
Martinez-Estalella (1980). Se analizó la diversidad
de corales (Ludwig y Reynolds, 1988), como índices
se emplearon: la riqueza de especies (número total
de especies observado, S); la diversidad total (índice
de Shannon, H´, con logaritmos naturales) y la
equitatividad de Pielou (Ep). El análisis de las
variaciones en la composición por géneros y
abundancia de los morfotipos de algas y por
especies de coral se realizó para las 3 zonas de
estudio y sus biotopos. Se calculó la densidad media
de esponjas, gorgonias y erizos por zonas y biotopos.
En el veril de todos los perfiles se realizaron
mediciones de las tallas (diámetro máximo curvo)
de las colonias de coral con forma esférica o
semiesférica presentes en un transecto lineal
aleatorio. Para estimar la talla (30 colonias por
estación) se utilizó una cinta métrica plástica
graduada y se aproximó al cm mayor.
Con vista a conocer el alcance de la contaminación
provocada por la bahía de La Habana y el río
Almendares se aplicó el análisis de clasificación
numérica jerárquico aglomerativo a los datos de
composición por especies de corales ("Cluster
analysis") por estaciones. Como índice de afinidad
se utilizó el coeficiente de similitud porcentual,
aplicado a la matriz de datos de abundancia sin
transformar (incluye las especies que conforman el
95% del total de colonias contadas) y como método
de agrupación se utilizó el algoritmo de Promedio
entre Grupos (Boesch, 1977). Todos estos cálculos
se realizaron mediante el programa MVSP
Shareware 2.0 (Kovach, 1990).
Las características de la estructura de la
comunidad bentónica, en el veril, en el año 2000,
se comparan con los resultados obtenidos por
Guardia y González-Sansón (2000) en 1997 y por
Guardia y col. (2001), en 1999. Los datos de
195
González-Díaz et al.: Efluentes terrestres en las comunidades bentónicas de arrecifes coralinos de Ciudad de La Habana, Cuba.
campo fueron tomados siguiendo igual metodología
y para los efectos de esta comparación, la muestra
del año 2000 solo incluye las estaciones que se
efectuaron en los años previos.
En 1997, la
muestra de la zona 1 incluye estaciones en Boya
Roja, Hotel Deauville, Parque Maceo y Hotel
Nacional. En 1999, la muestra de la zona 2 incluye
estaciones en la Puntilla, calle Paseo y Parque Martí.
En 1997 y en 1999, la muestra de la zona 3 incluye
estaciones en calle 16 y calle 30. La significación
estadística de las diferencias observadas en estos
valores medios se verificó con un análisis de
varianza con dos vías de clasificación y efectos fijos
(Zar, 1996). Los cálculos se ejecutaron con el
programa STATISTICA 5.0 (StatSoft, 1995)
soportado en Windows 98.
aparece en la zona 1; Herposiphonia que domina en
Echinometra de la zona 1 (Fig. 3).
El análisis de los grupos morfofuncionales de algas
refleja tendencias más concretas (manifiesta un
gradiente de influencia de aguas contaminadas) que
cuando se hace el análisis por géneros, pero
continua mostrando también la influencia de los
biotopos lo cual impide hacer generalizaciones. No
obstante, se puede decir que las algas coriáceas y
las coralinas incrementan su abundancia al alejarse
de la bahía; las filamentosas son más abundantes
en el plano y el veril de la zonas cercanas a la bahía;
las cianobacterias disminuyen la abundancia en el
plano y el veril al alejarse de la bahía y las foliosas y
calcáreas son abundantes en todos los biotopos sin
mostrar tendencia definida (Fig. 4).
RESULTADOS
La densidad de gorgonias fue significativamente
superior en el veril de la zona 3, mas alejada de la
bahía. La abundancia del erizo Eucidaris
tribuloides fue significativamente superior en todos
los estratos de la zona 1, cercana a la bahía. Las
esponjas tienden a ser mas abundantes en el veril
y específicamente en el veril de la zona 1. La
densidad de corales tiende a incrementar
significativamente al alejarse de la bahía, las tres
zonas difieren en el biotopo de Echinometra; en el
plano, las zonas 1 y 2 no manifiestan diferencias y
la densidad de corales es menor en ellas que en la
zona limpia; la densidad en el veril de las zonas 2 y
3 es similar y superior a la de la zona 1 (Fig. 5).
En la zona degradada (Z1) el cubrimiento del
sustrato está determinado principalmente por
algas, poliquetos y cianobacterias; en la zona de
transición (Z2) en todos los estratos dominan las
algas, aunque en el plano aparece un 20 % de
cianobacterias y en el veril un 6 % de corales; en la
zona de referencia (Z3) el sustrato se comparte
entre algas y corales en todos los biotopos. El
cubrimiento por algas oscila entre 20 y 70 %, es
más alto en la zona de transición y en el veril. El
cubrimiento por cianobacterias es mayor en el
plano y el veril de la zona degradada y en el plano
de la zona de transición. El cubrimiento por
corales es menor de 10% para todas las zonas y
estratos, es más alto en el veril de la zona de
transición y la de referencia. El cubrimiento del
sustrato por poliquetos sabélidos (siempre la
misma especie, no identificada) alcanza hasta el
60% en las zonas del plano y veril de la zona
degradada, específicamente en la estación de la
Boya Roja (Fig. 2).
Según la composición por especies de corales, el
análisis de clasificación numérica agrupa las
estaciones y los perfiles según el resultado
esperado, se observa diferenciación por biotopos y
por cercanía a las fuentes de contaminación (Fig.
6). Las estaciones se separan en dos grandes
grupos. Un grupo con alta diversidad, que incluye
el veril de las zonas 2 y 3, y otro con baja
diversidad, dentro del cual se distinguen dos
subgrupos definidos en base a las causas que
provocan la baja diversidad. Por un lado, se
agrupan las estaciones donde la diversidad de
corales es baja debido a causas naturales
(Echinometra y plano de las zonas 3 y 3) y por otro,
las estaciones donde el impacto humano es el
responsable de la baja diversidad de corales
(Echinometra, plano y veril de la zona 1 y 2).
En la franja costera estudiada dominaron 10
géneros de algas, la abundancia relativa de ellos
muestra tendencia a variar entre las zonas
definidas. Por ejemplo, en la zona degradada (Z1)
dominan los géneros Dictyota y las Cladophora, en la
zona de transición (Z2) Stypopodium, Codium y
Dictyota y en la zona limpia (Z3) Stypopodium (Tabla
1). Sin embargo, variaciones más complejas se
pueden observar al analizar la abundancia por
biotopos. Géneros como Stypopodium, Galaxaura,
Halimeda, Cladophora, Dictyota y Dictyopteris son
comunes en todos los biotopos, y tienen variaciones
en su comportamiento según la zona. También hay
géneros típicos de un biotopo. Lobophora es típica
del veril, y sólo aparece en las zonas 2 y 3; Padina
que domina en Echinometra de la zona 2 y no
Los resultados de los índices de diversidad de
corales reflejan mejoría de las condiciones
ambientales en las zonas 2 y 3. De manera general y
comparativa, todas las especies de corales presentan
abundancias bajas en la zona 1 y altas en la zona 3
(zona de referencia). Las especies Siderastrea
196
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zona 1
zona 2
zona 3
40
90
ALGAS
80
a
a
a
35
b
70
a
30
b
c
50
c
40
d
d
d
30
20
% cubrimiento
% cubrimiento
60
de
25
CIANOFITAS
20
15
b
10
b
5
10
b
b
b
b
0
0
echin
plano
echin
veril
plano
veril
80
10
a
a
a
a
70
CORALES
8
6
% cubrimiento
% cubrimiento
60
4
b
POLIQUETOS
40
b
30
20
b
2
50
c
10
bc
bc
bc
c
c
cb
c
c
0
0
echin
plano
echin
veril
plano
veril
Fig. 2. Variaciones del cubrimiento del sustrato por corales, algas, esponjas y poliquetos por biotopos y zonas.
Se señala la media, la desviación estándar y los resultados del test SNK.
Tabla 1. Variaciones de la abundancia de los géneros más comunes de macroalgas en arrecifes de coral de
Ciudad de La Habana. UM: unidades de muestreo (marco de 25x25 cm); X: valor medio de la abundancia
relativa de cada genero de algas. DS: desviación estandar.
ZONA 1
ZONA 2
GÉNEROS DE ALGA
MORFOTIPO
X
DS
X
Galaxaura
calcarea
2.88
10.29
Halimeda
calcarea
0.74
3.22
Dictyopteris
foliosa
2.27
10.71
ZONA 3
DS
X
DS
3.44
9.15
3.59
7.59
3.19
10.45
2.42
6.52
4.07
16.21
1.21
6.67
Dictyota
foliosa
5.05
15.72
5.33
11.25
3.02
5.73
Stypopodium
foliosa
0.20
2.81
13.63
29.40
8.91
19.95
Lobophora
coriacea
0.00
0.00
4.41
12.78
3.43
11.32
Padina
coriacea
0.00
0.00
3.11
13.13
0.73
4.02
Codium
ramificada
0.59
3.81
4.66
16.61
0.85
7.29
Herposiphonia
filamentosa
1.85
9.02
0.30
2.65
0.00
0.00
filamentosa
Cladophora
Número de UM
5.67
21.18
0.00
0.00
2.34
7.42
203
135
124
abundancia relativa de las especies y la diversidad es
similar a la de la zona 3, la densidad de las especies es
menor. Además de los indicadores tratados anteriormente
(diversidad y densidad), otro indicador que refleja el
gradiente de favorabilidad ambiental es el tamaño de las
colonias de coral. Este difiere significativamente entre las
tres zonas. Las tallas se incrementan desde menos de 10
cm en la zona 1 hasta cerca de 25 cm en la zona 3 (Tabla
2).
radians y S. siderea son las de mayor abundancia relativa
en todas las zonas de la franja costera del litoral de la
Ciudad de La Habana. Porites astreoides sólo aparece
como dominante en la zona de referencia (Z3) mientras
que Palithoa caribaeorum solo domina en la zona 1. Otros
géneros
abundantes
son
Dichocoenia,
Agaricia,
Montastraea y Millepora. En la zona 1 sólo aparecen 11
especies y S. radians representa el 65 % del total de
colonias contadas. En la zona 2, a pesar de que la
197
González-Díaz et al.: Efluentes terrestres en las comunidades bentónicas de arrecifes coralinos de Ciudad de La Habana, Cuba.
14
16
9
12
14
8
10
7
4
10
8
6
4
3
1
0
0
veril
echin
plano
veril
12
10
8
Dictyopteris
6
4
echin
plano
veril
20
Cladophor
echin
plano
25
Stypopodium
15
10
plano
veril
plano
veril
Codium
20
15
10
5
0
veril
echin
echin
plano
0
veril
echin
zona 1
8
10
5
0
0
veril
10
% abundancia
15
plano
5
2
0
4
30
20
5
0
echin
25
% abundancia
Dictyota
% abundancia
15
6
2
2
plano
8
2
10
% abundancia
4
0
20
% abundancia
5
2
echin
Galaxaura
Halimed
6
% abundancia
6
% abundancia
8
Padina
% abundancia
12
Lobophor
% abundancia
% abundancia
10
12
Herposiphoni
zona 2
6
4
zona 3
2
echin
plano
veril
0
echin
plano
veril
Fig. 3. Variaciones de la abundancia relativa de los géneros de algas más abundantes por biotopos y zonas.
Se señala la media, la desviación estándar.
zona 1
zona 2
40
FOLIOSA
CORIACEAS
20
30
% abundancia
% abundancia
zona
25
35
25
20
15
10
15
10
5
5
0
0
echino
plano
veril
echino
30
20
20
15
10
0
veril
10
0
echino
plano
veril
echino
45
40
CIANOFITAS
abundancia %
% abundancia
plano
CORALINAS
15
5
5
35
veril
25
FILAMENTOSAS
% abundancia
abundancia %
25
plano
30
25
20
15
10
5
0
echino
plano
veril
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
CALCAREAS
echino
plano
veril
Fig. 4. Variaciones de la abundancia relativa de algas foliosas, coriáceas, filamentosas, coralinas, calcáreas
y cianobacterias por biotopos y zonas. Se señala la media, la desviación estándar.
198
Rev. Invest. Mar. 24(3):193-204, 2003
zona 1
zona 2
12
zona 3
18
a
CORALES
10
a
16
a
ESPONJAS
14
a
12
densidad
densidad
8
6
b
4
c
c
4
c
c
c
c
c
c
c
c
b
8
6
b
2
b
10
2
0
0
echin
plano
veril
echin
5
plano
veril
4.5
a
a
4.0
EUCIDARIS
4
GORGONIAS
3.5
b
3.0
densidad
densidad
3
2
c
2.5
b
bc
2.0
1.5
bc
bc
1.0
1
d
d
d
0.5
0
c
bc
c
c
echin
plano
0.0
echin
plano
veril
veril
Fig. 5. Variaciones de la densidad de corales, gorgonias, esponjas y erizos por biotopos y zonas. Se señala
la media, la desviación estándar y los resultados del test SNK.
Zona 1
Zona 3
Zona 2
4
0.6
S. radians
M. decactis
densidad
densidad
3
2
1
0
echino
plano
echino
plano
veril
3
M.annularis
P. astreoide
2
densidad
densidad
0.2
0.0
veril
0.4
0.3
0.4
0.2
1
0.1
0.0
echino
plano
0
veril
1.2
M. cavernosa
veril
echino
D. stokeisi
0.8
0.4
0.0
plano
1.2
densidad
densidad
0.8
echino
plano
0.4
0.0
veril
echino
plano
veril
Fig. 6. Variaciones de la abundancia relativa de las especies de coral más abundantes por biotopos y
zonas. Se señala la media, la desviación estándar.
199
González-Díaz et al.: Efluentes terrestres en las comunidades bentónicas de arrecifes coralinos de Ciudad de La Habana, Cuba.
Tabla 2. Variaciones de la diversidad, tallas de corales y abundancia relativa (% que representa cada
especie del total de organismos contados en su zona) y densidad (col/m2) de las especies de coral más
abundantes en zonas de arrecifes de coral de Ciudad de La Habana (*): diferencias significativas según test
SNK aplicado a las tallas.
No.colonias
Diversidad
corales
Zona 1
Zona 2
Zona 3
123
428
1127
S
11
20
24
H
1.93
3.25
3.37
J
0.58
0.75
0.73
Especies de coral
%
densidad
%
densidad
%
densidad
Sideastrea radians
sr
65.9
0.54
45.1
1.03
21.7
1.87
Porites astreoides
pa
0
0
2.9
0.07
21.4
1.84
Siderastrea siderea
ss
8.1
0.07
13.5
0.31
15.4
1.33
Dicochoenia stokeisi
dsk
2.4
0.02
5.5
0.13
5.9
0.51
Agaricia agaricites
aa
0
0
3.3
0.08
5.7
0.49
Millepora alcicornis
mila
0
0
1.5
0.03
5.3
0.45
Montastrea cavernosa
mc
4.9
0.04
3.3
0.08
4.2
0.36
Millepora complanata
milc
3.3
0.03
2.5
0.06
4.2
0.36
Madracis decactis
md
0.8
0.01
4.4
0.10
2.9
0.25
Eusmilia fastigiata
Meandrina meandrites
ef
0
0
2.2
0.05
3.2
0.27
mm
0.8
0.01
3.3
0.08
2.0
0.17
Palythoa caribaeorum
pc
7.3
0.06
4.4
0.10
1.0
0.09
Stylaster roseus
str
2.4
0.02
5.1
0.12
1.0
0.03
Montastrea annularis
ma
0.8
0.01
0.7
0.02
1.7
0.15
Stephanocoenia sp.
ste
0
0
2.2
0.05
0.9
0.08
Diploria strigosa
ds
0
0
0.4
0.01
1.1
0.09
Porites porites
pp
0
0
0
0
0.8
0.07
Tallas coral
Veril
No.colonias
102
127
93
X
8.8*
13.7*
23.9*
DS
4.3
17.1
17.2
El análisis de la densidad de especies de coral por
biotopos y por zonas, refleja que en el biotopo de
Echinometra, las especies S. radians, M. complanata,
A. agaricites y P. astreoide son capaces de reflejar
bien el gradiente de mejoría ambiental al alejarse de
la bahía. Las dos últimas, a pesar de ser capaces de
colonizar el estrato, no aparecen en las zonas 1 y 2.
Las especies mas útiles como indicadoras en el
plano son D. stokeisi, P. asteroide y S. siderea. En el
veril hay especies (M. annularis, S. siderea y M.
decactis) que aparecen con igual abundancia en la
zona 2 y 3 pero ausentes en la zona 1 (consideradas
como mas tolerantes). También en el veril hay
especies que parecen ser más sensibles, entre ellas
que se encuentran: M. cavernosa, D. stokeisi,
Millepora spp., P. asteroides, E. fastigiata y A.
agaricites. (Fig. 7 y 7a).
Las comparaciones de la densidad de corales,
gorgonias y esponjas y el cubrimiento por corales
entre los años 1997, 1999 y 2000 en la franja
litoral estudiada, reflejan la existencia de
variaciones en la zona más degradada (Z1) y en la
zona de referencia (Z3). En la zona 1, la densidad
de corales disminuyó significativamente mientras
que la de esponjas aumentó entre los anos 1997 y
2000. En la zona 3, la densidad de corales y,
consecuentemente el cubrimiento, aumentaron
entre 1997 y 1999, mientras que la densidad de
gorgonias disminuyó (Tabla 3).
DISCUSIÓN
Existe consenso de que todos los contaminantes
que se introducen en el medio marino provocan
una alteración, a corto o a largo plazo, en la
200
Rev. Invest. Mar. 24(3):193-204, 2003
100
alta H'
baja H'
80
causas humanas
causas naturales
zona 1- zona 2
60
zona 2 - zona 3
40
20
echinometra - plano
0
echinometra - plano
veril
EHN
E25
VDN
P84
P30
V42
V84
V70
V60
V30
V16
VPU
VPA
V12
E42
E16
E30
E12
EPA
E70
E60
P70
P60
E84
P16
PDU
EBR
EDN
PPM
P12
PHN
PBR
EPU
V25
P42
PPU
PPA
EDU
PMR
EMR
PDN
VMR
VPM
P25
VHN
VBR
veril
Fig. 7. Dendograma que demuestra las relaciones de afinidad entre las estaciones de muestreo en base al
coeficiente de disimilitud porcentual entre especies de corales. El algoritmo de agrupación es el de
promedio entre grupos (UPGMA siglas en ingles). Ver abreviaturas y ubicación de las estaciones en Fig. 1.
Tabla 3. Variaciones temporales de algunos indicadores ecológicos en el biotopo de veril de arrecifes de
coral de Ciudad de La Habana. (UM): número de unidades de muestreo (1m2). (*) indica las diferencias
significativas entre los años por zonas del litoral y para cada categoría por separado. Ver nomenclatura de
perfiles en figura 1.
Zona 1
(BR-HD-PM-HN)
1997
2000
Corales
densidad
Esponjas
Gorgonias
cubrimiento
Corales
Zona 2
(PU-PA-MR)
1999
2000
1997
Zona 3
(C16-C30)
1999
X
3.5
1.0*
8.7
8.7
6.7*
11.3
UM
60
30
60
31
15
52
27
DS
3.7
1.2
4.0
5.6
4.4
5.2
6.1
10.2
2000
11.1
X
6.2
13.6*
9.9
9.1
9.4
11.2
UM
60
30
60
31
15
52
27
DS
4.5
9.3
4.9
4.8
4.7
5.1
4.0
X
0.3
0.8
0.5
0.6
5.2*
3.1
3.5
UM
60
30
60
31
15
52
27
DS
0.8
3.3
0.7
0.8
2.5
2.1
2.3
X
0.7
0.0
7.3
7.1
10.8
16.3*
8.7
UM
88
30
60
31
20
52
27
DS
1.8
0.0
12.0
14.7
8.6
16.7
9.8
201
González-Díaz et al.: Efluentes terrestres en las comunidades bentónicas de arrecifes coralinos de Ciudad de La Habana, Cuba.
biología de este ambiente, y que los estudios
ecológicos constituyen una de las vertientes
principales necesarias para detectar estas
alteraciones (Stirn, 1981). Ninguna investigación
abiótica es capaz de sustituir los datos biológicos
tomados directamente de las aguas. Se han
tratado de establecer criterios que brinden
información sobre contaminantes específicos en
base a test de toxicidad aguda, pero han sido
rechazados porque no tienen en cuenta efectos
sinérgicos, ni los efectos de toxicidad crónica
presentes en el ambiente (Karr, 1990). El tener en
cuenta solamente las condiciones químicas y
físicas del agua, tiene el inconveniente de que los
resultados son muy dependientes de las
condiciones imperantes en el momento en que se
determinan.
mar, pueden afectar de forma natural los arrecifes
y provocar cambios difíciles de distinguir de los
provocados por acciones humanas como la
contaminación. Por ejemplo, el evento de
blanqueamiento observado en el verano de 1997 en
los arrecifes de Miramar (Guardia, 2000) puede
haber provocado mortalidad de corales, o mayor
susceptibilidad de ellos a enfermedades y por
consiguiente
ser
responsable
del
menor
cubrimiento por corales observado en el 2000 en
esta zona.
A pesar de que desde los años 70 se han utilizado
organismos indicadores para detectar la calidad
del ambiente, cada vez es mayor la tendencia a
utilizarlos. Esto es, en parte, porque los estudios
convencionales, donde se analiza la estructura de
las comunidades de organismos bentónicos, se
invierte un gran tiempo en los muestreos de campo
y no todos los parámetros tomados son óptimos
para interpretar las condiciones ambientales
(Peters y col., 1987). Existen extensos debates
sobre las características que debe tener un
indicador óptimo Jones and Kaly (1996). Una de
las más importantes es que deben brindar un aviso
temprano de situaciones de estrés subletal para
los organismos que constituyen la estructura
primaria del hábitat. También es importante que
estas especies sean abundantes en el área de
monitoreo y que sean fáciles de muestrear en una
forma objetiva y cuantitativa. No deben estar
sujetas a explotación humana directa, porque
traería confusión al analizar las tendencias en la
abundancia.
Desde hace algunos años se incluyen en los
monitoreos ambientales, aspectos como integridad
biológica y bioindicadores, que son conceptos muy
amplios y difíciles de definir, pero sin los cuales es
imposible tener una visión integral del ecosistema.
La evaluación de la calidad ambiental a través del
análisis del bentos en sus distintas categorías,
resulta en el presente lo más recomendado para el
estudio de ambientes contaminados. En especial
se recomienda la epifauna sésil de sustratos duros,
ya que estos organismos están expuestos
continuamente a las condiciones ambientales
locales (Alcolado y col., 1994).
Desde los primeros datos cualitativos que se tienen
del estado de conservación del litoral habanero
(Herrera y Martinez-Estalella, 1987), se puso de
manifiesto la degradación provocada por el efecto
de las aguas de la bahía de La Habana y del río
Almendares. A pesar de que no se siguió igual
metodología de muestreo, al comparar los
resultados de las evaluaciones de los años ochenta
con las realizadas a finales de los noventa (Guardia
y González-Sansón, 2000 ab), se puede concluir
que las condiciones ambientales se han
deteriorado, o al menos, que no han mejorado. Los
indicadores ecológicos que mejor reflejan este
deterioro son, la disminución de la densidad y el
cubrimiento del sustrato por corales, la
abundancia de algunas especies de corales y el
aumento de la densidad de las esponjas. Definir la
causa exacta de este resultado es difícil pues
existen interacciones sinérgicas que no es posible
distinguir a partir de los indicadores ecológicos
utilizados en este trabajo.
Teniendo en cuenta los argumentos previos y los
resultados de la evaluación ambiental realizada, en
este trabajo se proponen especies de corales
escleractinios para estudiar el efecto de la
contaminación en los arrecifes coralinos costeros
del litoral de Ciudad de La Habana. Según la
clasificación de hábitat realizada y basado en las
variaciones detectadas en la composición por
especie y abundancia de corales, se proponen
grupos de especies por biotopo. Para el biotopo de
Echinometra, las especies S. radians, M.
complanata, A. agaricites y P. asteroide. En el plano
rocoso pueden ser útiles S. siderea, D. stokeisi y P.
asteroide y en el veril parecen ser más sensibles y
reflejar mejor el gradiente ambiental las especies
M. cavernosa, D. stokeisi, M. alcicornis y A.
agaricites.
El
concentrar
investigaciones
en
especies
indicadoras, permite detectar respuestas biológicas
sensibles a la contaminación y perturbaciones. Es
importante reconocer que para completar la
Al hacer comparaciones temporales es importante
tener en cuenta que las condiciones climáticas
naturales, como la elevación de la temperatura del
202
Rev. Invest. Mar. 24(3):193-204, 2003
información necesaria para la interpretación
ambiental, seria conveniente realizar un monitoreo
de calidad físico-química del agua y estudios que
permitan encontrar cuál o cuáles bioindicadores
reflejan mejor la salud de los individuos, en
particular y del arrecife, en general. También es
necesario profundizar en el efecto de los
contaminantes sobre los individuos y sobre los
procesos ecológicos de la comunidad para lo cual
se sugieren estudios de ecotoxicología a nivel de
individuo. Estos permitirán deslindar qué procesos
ecológicos son los más afectados y el, o los
contaminantes que los provocan, y con ello,
sugerir las medidas pertinentes para evitar las
fuentes de impactos.
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