Aplicabilidad de Índices Bióticos Al Muestreo de Comunidades Bentónicas de Fondos Rocosos

7/23/2019 Aplicabilidad de Índices Bióticos Al Muestreo de Comunidades Bentónicas de Fondos Rocosos

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Aplicabilidad de Índices Bióticos al Muestreo de Comunidades Bentónicas

de Fondos Rocosos.

Luis Figueroa Fábrega. Ecólogo Marino mención Manejo de Recursos. MsC. (C)en Oceanografía.

I. Antecedentes.

Durante la última década, los requisitos establecidos por la Directiva Marco del

Agua (DMA 2000/60/CEE) de la Comunidad Europea, han motivado el desarrollo

de varios índices bióticos para la evaluación de los diferentes elementos de

calidad biológicos (fitoplancton, macroalgas, angiospermas, invertebrados

bentónicos y peces) (Guinda et al 2014). Estos índices “Índices bióticos”, tratan deresumir las características de los diferentes componentes de un ecosistema en un

único valor (Karr 1991), integrando de esta manera la información ecológica, e

intentando determinar así la “integridad del ecosistema”. El concepto de

“Integridad” puede ser considerado como “un estado del sistema biofísico en el

cual prevalece la composición de especies y la organización funcional del mismo,

comparable a la de los ecosistemas naturales de determinada región ecológica o

que existieron en otro momento en el área evaluada” (Karr 1991), considerándose

como un concepto completo e incluyente, que informa sobre el nivel de

conservación de los ecosistemas (Angermeier & Karr, 1994), mostrando unidad,

totalidad y valor (Westra (1995)), reconociendo además una condición original,

una naturaleza básica, y una referencia a principios éticos (Vélez & Gómez 2008).

Recientemente, se han propuesto varias metodologías para evaluar la efectividad

de la aplicación de diversos índices de este tipo, por ejemplo, el índice de

evaluación ecológica (EEI) (Orfanidis et al., 2001), el índice de especies reducida

lista (RSL) (Wells, 2004 y Wells y et al., 2007), la metodología de la cartografía

del litoral (CARLIT) (Ballesteros et al., 2007) o el índice de calidad de fondos

rocosos (CFR) (Juanes et al., 2008). Las ventajas y desventajas de estos métodos

han sido analizados por Juanes et al. (2008).



En el presente trabajo se intenta resumir en primera instancia los criterios para

básicos que todo índice biótico debe cumplir y posteriormente se resumen los

distintos tipos de indices que existen, en base al trabajo de Martinez-Creco 2010 y

Juanes et al 2008. Posteriormente se propone la aplicación del índice CFR, en

base a los análisis realizados por Guinda et al 2008, y se propone un protocolo de

trabajo en la evaluación de Áreas de Manejo.

II. Requisitos Generales para la aplicación de los Índices Bióticos.

Para que los índices bióticos representen entonces la integridad de los

ecosistemas deben responder a una serie de requisitos, los cuales están

contemplados en diversas normativas como el Federal Water Pollution Control Act

(conocida como Clean Water Act o CWA) de Estados Unidos (EPA 2012), WaterQuality Management System (WQMS) de Australia (ANZEC Council 2000) y la EU

Water Framework Directive de la Comunidad Europea (ECOSTAT 2005). Los

requisitos según estas directrices pueden ser resumidas según Martínez-Crego et

al 2010 en:

1) Relevancia para la integridad ecológica: deben ser capaces de reflejar la

integridad del ecosistema, o sea los datos biológicos obtenidos de organismos

específicos, expresando por consiguiente la situación actual y las tendencias delecosistema en cuestión.

2) Aplicabilidad a Gran Escala: debido a la alta variabilidad natural de los sistemas

biológicos, existen problemas en la aplicabilidad de estos índices a nivel

gubernamental. Por este motivo, los indicadores utilizados en el índice deben al

menos funcionar en áreas geográficas o eco-regiones homogéneas, para así

separar los efectos de la variabilidad causada por la presión humana de la

natural.

3) Viabilidad de la aplicación: Los índices deben basarse en organismos de amplia

distribución y deben utilizar protocolos estándares que no presentan dificultades

técnicas. Por otro lado, la viabilidad depende de factores como robustez,



especificidad, resolución espacial y temporal, conocimientos, personal apoyo

financiero etc.

4) Interpretación y condición de referencia: la comparación entre estado actual y

de referencia ayuda a armonizar los resultados. En este sentido las condiciones dereferencia permiten el desarrollo de métodos numéricos que evalúan la condición

de los ecosistemas dentro de un rango simple y comprensible.

5) Vinculación de la degradación a los agentes causales. Los índices bióticos por

si solo no identifican al agente responsable, pero idealmente deben reflejar la

degradación en especies que sirvan de diagnóstico, con lo cual permitir al

administrador del ecosistema realizar acciones correctivas.

III. Tipos de Índices Bióticos, sus fortalezas y debilidades.

Según Martínez-Crego y colaboradores (2010), hasta el 2010 se habían

identificado 90 índices bióticos distintos, los cuales apuntan a diversos ambientes,

comunidades y condiciones. Estos autores después de analizarlos, los clasificaron

en 4 tipos diferentes de índices, los cuales son:

1) Índices basados en atributos funcionales y o estructurales de especies

centinelas. Generalmente toman una especie como base “Especie centinela o

bioindicadora”, aunque recientemente han aparecido algunos índices de ”multi-

bioindicadores” los cuales son más amplios en su alcance, pues combinan bio-

indicadores obtenidos a distintos niveles emergentes, con diferentes tipos de

respuesta y diferente especificidad. Los índices de especies bio-indicadoras por lo

general suelen ser fáciles de medir e interpretar, y reflejan la integridad general del

ecosistema, ya que se espera que la especie elegida tenga un papel ecológico

importante. Pero al sustentarse en la abundancia de la especie centinela, fallan en

la detección temprana, pues la disminución de la abundancia se manifiesta en una

etapa avanzada del deterioro y no proporcionan información de los agentes

causales. En cuanto a los índices de multi-bioindicadores, estos permiten la

detección temprana de alteraciones a medida que responden a impactos sub-

letales y pueden ayudar a vincular la degradación biológica de los factores de



estrés causales cuando se combina con información adicional como por ejemplo

datos químicos, pruebas de toxicidad, y otros. Pero al incorporan solo

indicadores de los niveles de población o de la comunidad y no biomarcadores,

fracasan en la detección temprana.

2) En función de características estructurales en el nivel de la comunidad . La

sensibilidad a los cambios ambientales en la composición taxonomía es altamente

reconocida. Pero requieren identificación taxonómica alta. Por este motivo se han

utilizado algunos índices basados en un enfoque más amplio, por ejemplo en

análisis univariados como los índices de diversidad, homogeneidad, y otros. Otro

enfoque es el utilizar técnicas de multivariado como por ejemplo índices de

similitud, curvas ABC o de componentes principales, en base a una matriz de

especies. Un tercer enfoque es la asignación de un peso a las especies sensibles /

tolerantes y finalmente un enfoque que integra y combina diferentes medidas en

una puntuación para evaluar integridad biótica (IBI). La principal ventaja de estos

índices es su capacidad de reflejar el estado general del ecosistema. Hay que

tener algunas precauciones al usar los índices univariados pues son dependientes

de factores naturales o consideraciones metodológicas. En cuanto a los índices de

especies tolerantes o sensibles los resultados demuestran que evitan los

problemas originados por la variabilidad estacional de las comunidades. Por otrolado estos índices han sido probados en una amplia gama de áreas geográficas,

identificándose otros problemas e inconsistencias, debido a que las especies no

siempre están en todas las áreas evaluadas. Otro problema incluye la falta de

especificidad de los factores de estrés (Niemi et al 2004) y el fracaso para detectar

el deterioro en una etapa temprana. Finalmente, también están los problemas

asociados a la identificación taxonómica, desacreditando así los estudios

ecológicos e índices bióticos (Niemi et al 2004).

3) Índices basados en atributos funcionales a nivel de la comunidad. Se basan en

que el impacto humano afecta la transferencia de energía entre niveles tróficos y

la interacción de especies, o más general aun, en el funcionamiento del

ecosistema. Un enfoque apunta a aspectos tróficos, por ejemplo oligotrofia, por



efectos en la biomasa o en la fotosíntesis. Otro enfoque está basado en grupos

funcionales y otros en base a la estimación de tasas metabólicas, tamaño

corporal y hasta incluso en estrategias tipo K y R. Finalmente, hay algunos que

se basan en la teoría ecológica (V.N. de Jonge 2007) con dos formas principales

para evaluar el estado de los ecosistemas, uno en base a las redes ecológicas y

otro en base a conceptos termodinámicos. Estos índices crean una imagen exacta

de la integridad del ecosistema y se cree que responden a múltiples factores de

estrés, pero su implementación es limitada, por ejemplo los índices

termodinámicos están afectados por parámetros genéticos difíciles de cuantificar y

no vinculan la degradación a los factores de estrés causantes.

4) Índices de agregación basados en información de distinta comunidades.

Agregan múltiples índices bióticos, obtenidos en diferentes comunidades. Estos

índices se han calculado como la suma ponderada, la media de los componentes

parciales o el uso de ordenación multivariada y los efectos de clasificación. Estos

combinan índices de los tipos anteriores, proporcionando un enfoque integrador

del ecosistema. Por otra parte, como las comunidades responden de manera

diferente a las perturbaciones, estos permiten una mejor interpretación de los

efectos interactivos de múltiples factores de estrés y así mejorar la comprensión

de las consecuencias ecológicas. Pero este grupo de índices arrastra lasrestricciones de los índices en los que se basa e incrementa el costo económico y

las dificultades técnicas.

En conclusión, encontrar el índice perfecto, entendido como el cumplimiento de

todos los requisitos sigue aun en discusión. Por un lado, hay ciertos problemas

comunes a todos los tipos de índices, incluyendo aplicabilidad a gran escala, y la

definición de las condiciones de referencia adecuados.

IV. El índice Quality of rocky bottoms (CRF) y su aplicabilidad.

La mayoría de los índices bióticos aplicables a fondos submareales, requieren

identificaciones de especies de manera precisa, lo que hace su aplicación en

áreas submareales un poco complejo. Sin embargo, la "Indice de Calidad de



Fondos Rocosos” (CFR por sus siglas en español) (Juanes et al., 2008 y Guinda

et al., 2014) utiliza una metodología de fácil aplicación que no requiere

identificaciones taxonómicas muy precisas, ya que se basa sobre la evaluación de

coberturas generales de grandes macroalgas característicos y especies

oportunistas. Esta simplificación del procedimiento de evaluación permite un uso

rápido del índice de riesgo (eg. Guinda et al., 2008), lo cual es muy práctico para

una amplia supervisión o para su aplicación a las áreas submareales (Guinda

2014).

Este índice proporciona un enfoque cuantitativo para reflejar, de forma

homogénea, la condición ecológica de los hábitats de sustrato duro, basado en la

evaluación del estado de la calidad ambiental, independiente de los diferentes

niveles batimétricos (Intermareal/Submareal). Este índice integra la composición

de la comunidad a través de la riqueza de especies (R) y presencia de Especies

Oportunistas (O), la abundancia a través de la Cobertura (C), que se complementa

con una medida de su estado de conservación (estado fisiológico (S)).

La calidad de la comunidad bentónica de fondos rocosos para una sola estación

se calcula como la suma aritmética de las puntuaciones específicas para cada

indicador que aparece en este sitio (''transectos x profundidad'') a través de la

siguiente ecuación:

CFR = R + C + O + S

El valor de la Riqueza (R) es evaluado como el número de diferentes poblaciones

características de macroalgas presentes a lo largo del transectos con una

cobertura significativa de >1%, de acuerdo a lo previamente establecido en cada

región biogeográfica. Por otra parte, el puntaje de la cubierta (C) evalúa el grado

relativo de toda la unidad de muestreo que está ocupada por los conjuntos de

algas. En este caso, diferentes umbrales de calidad deben ser considerados para

diferentes grados de exposición de los sitios intermareales y rangos de

profundidad de estaciones submareales, así como la característica del sustrato. El

tercer indicador cuantifica la abundancia de especies oportunistas (S) en relación



a la superficie con vegetación total, ya que es uno de los primeros síntomas de

varias perturbaciones antropogénicas, principalmente relacionadas con el

enriquecimiento de nutrientes. Además , la evaluación del estado fisiológico de las

macroalgas (S) tiene en cuenta la estimación de expertos acerca de la '' salud '' de

toda la comunidad macroalgas mediante el análisis combinado de los diferentes

elementos del medio ambiente (reducción del desarrollo de hojas , las bajas

densidades, despigmentación , daño físico, nivel de epifitismo), que no podría

estar relacionada con causas naturales.

La propuesta considera un rango de los valores de tasa de letalidad de 0 a 100,

con aportes equilibrados de los cuatro indicadores (0-25 puntos). Ponderaciones

diferenciales para los indicadores seleccionados se ajustan por medio de la

asignación de rangos de diferentes puntajes para cada indicador individual

(cobertura: 0-40 puntos, especies oportunistas: 0-30 puntos ; riqueza y estado

fisiológico : 0-15 puntos ).

Además se define en base a la bibliografía una lista de las especies características

para la zona, la cual es la base de para la estimación de la cobertura, la riqueza y

el estado fisiológico, como se muestra en la tabla 1, para el caso de la costa de

Cantabria.



Tabla 1. Ejemplo de una tabla de especies características para la costa de España.

Las condiciones de la calidad para cada estación se establece tomando como

base las cinco clases propuestas por la Directiva Marco del Agua de la UE, y que

se observan en la tabla 2. Esta escala se basa en los mismos rangos propuestos

por la REFCOND (2003) en el que los valores obtenidos en el CFR se dividen por

100, obteniéndose así los índices de calidad (EQR).

Tabla 2. Sistema de valoración numérica para asignar el estatus ecológico a cada estaciónde muestreo. (CFR = valores obtenidos con el Índice; EQR valores del estado de la calidad almultiplicar CRFR por 100).

El establecimiento del sistema de evaluación para cada indicador se ha llevado a

cabo mediante la combinación de los análisis estadísticos de los datos ecológicos

CFR EQR Estatus

83 – 100 0,83 - 1 Alto62 – 82 0,62 – 0,82 Bueno

41 – 61 0,41 – 0,61 Moderado20 – 40 0,2 – 0,4 Pobre0 – 19 0 – 0,19 Malo



y la opinión de un panel de expertos, con base en la literatura científica y el

conocimiento del ecosistema.

De este análisis se desprende que la selección de las estaciones de muestreo

debe tener en cuenta la extensión total de los sustratos duros y el gradiente deprofundidad, así como la distribución de las poblaciones de algas marinas a lo

largo de un gradiente que responde a la combinación de diferentes factores

físicos, químicos y biológicos, que forman patrones de zonación específicos. El

índice CFR fue desarrollado para ser aplicado de manera homogénea tanto en

comunidades del intermareal y del submareal, pero teniendo en cuenta las

singularidades de los dos entornos, es bueno hacer la separación de dos tipos de

sitios costeros: plataformas rocosas amplias semi-expuestas, con pendiente

inferior a 45°, y los acantilados expuestos, con pendiente superior a 45º y

principalmente sustratos verticales.

En cuanto a los hábitats submareales, la descripción de las poblaciones de

macroalgas características y el reconocimiento de sus patrones generales de

distribución se debe realizar por medio de un análisis de la información histórica

del lugar. A pesar de esto, existe por lo general un gradiente de profundidad con

diferencias significativas entre los segmentos de 0-12 m de profundidad y de 13 a

24 m de profundidad, respectivamente. La variabilidad en la riqueza y la cobertura

global de los conjuntos característicos de macroalgas en las dos franjas

submareales (ie. 5-15 m y 15-25 m) se analizaron de forma independiente. Los

umbrales para cada ambiente en cuanto a riqueza y su respectiva puntuación se

presentan en la tabla 3.



Tabla 3. Umbrales de calidad para la riqueza (numero) de las poblaciones de macroalgascaracterísticas en diferentes tipos de zonas intermareales y profundidades.

Por otra parte, diferentes valores de cobertura se registran en función de la

profundidad, lo que justifica la propuesta de umbrales específicos en la zona

submareal, los cuales se presentan en la (Tabla 4).

Tabla 4. Umbrales de calidad para la cobertura (%) de las poblaciones de macroalgascaracterísticas en diferentes tipos de zonas intermareales y profundidades.

La ocurrencia de proliferaciones masivas de especies oportunistas relacionadas

con las perturbaciones antropogénicas (macroalgas verde principalmente) solía

ser un indicador de zonas costeras eutrofizadas. Sin embargo, la cuantificación de

los umbrales de cobertura precisas para esta especie relacionadas con el estado

de la calidad diferente aún no se ha sugerido, lo que hace imperiosa, la adopción

de dos escalas específicas para la evaluación de la proporción de especies

oportunistas en las estaciones intermareales y submareales (Tabla 5). Esta

evaluación diferencial supone una ocurrencia más probable de este tipo de

Riqueza (n° de especies)

Puntuación Semi expuesto Expuesto 5-15 m 15 –

25 m

15 >5 >3 >5 >511 4-5 3 4-5 4-57 2-3 2 2-3 2-33 1 1 1 10 0 0 0 0

Cobertura (%)Puntuación Semi expuesto Expuesto 5-15 m 15 – 25 m

40 > 70 >50 > 70 > 5030 40 – 69 30 – 49 40 – 69 30 – 49

20 20 – 39 10 – 29 20 – 39 10 – 2910 10 – 19 5 – 9 10 – 19 5 – 90 < 10 < 5 <10 > 5

-10 Para sustratos que dificultan el asentamiento de macroalgas



especies en las condiciones intermareal, permitiendo límites de calidad menos

estrictos para estas estaciones.

Tabla 5. Umbrales de calidad para la cuantificación de cobertura relativa de especiesoportunistas (% de las superficies colonizada por poblaciones características) en áreas

submareales e intermareales.

Para el establecimiento de umbrales de calidad para la condición fisiológica de las

comunidades, si bien podemos aceptar que es una tarea subjetiva y controvertida,

esta es necesaria, lo cual le da mayor importancia al diagnóstico de expertos en la

materia para establecer el estado de salud de las comunidades, contribuyendo así

a predecir alteraciones ecológicas. Este enfoque ha sido aplicado en diferentes

países (eg Reino Unido para las angiospermas Burdick y Kendrick ( 2001 )).

Para el caso de los umbrales de calidad, se aplican a la evaluación global de las

diferentes funciones (reducción del desarrollo de hojas, las bajas densidades,

despigmentación, daños específicos, nivel de epifitismo, etc.) en toda la

comunidad de macroalgas (Tabla 6) .

Especies oportunistas % superficie

Puntuación Intermareal submareal

30 < 10 < 5

20 10 – 19 5 – 9

15 20 – 29 10 – 19

0 30 – 69 20 – 49

-10 > 70 > 50



Tabla 6. Umbrales de calidad para estimación de la proporción (%) de los ensambles demacroalgas mostrando condiciones de salubridad.

Estado Fisiológico %

Puntuación Intermareal/submareal

15 < 10

11 10 – 29

7 30 – 49

3 50 – 79

0 > 80

De acuerdo con los resultados preliminares de los sitios estudiados, el índice CFR

mostró una clara capacidad para detectar diferencias en el estado ecológico de

dos situaciones ambientales opuestas (alta contaminación y zonas prístinas), lo

cual lo hace un buen candidato para evaluar lo comprometido en el presente

proyecto. En conclusión, el enfoque multimétrico puede ser un indicador para la

evaluación de la calidad ecológica de las rocosas comunidades costeras y elíndice CFR ha demostrado que las macroalgas pueden ser un buen indicador para

detectar posibles efectos de las presiones antropogénicas. Sin embargo, se

necesita evaluar su aplicabilidad a nuestras costas en zonas distintas, asi como

una intercalibracion y validación de los umbrales, por lo que se propone la

siguiente metodología de campo.



V. Protocolo de Aplicabilidad del índice Quality of rocky bottoms (CRF).

Etapa 1. Confecc ión de la tabla de especies p os ibles.

Para definir las posibles especies presentes en el área de muestreo se realizara

un listado de estas tomando en cuenta la información existente en la zona de

muestreo, y la información de distribución geográfica de las principales algas

existentes en la zona. Posteriormente esta tabla puede ser evaluada por el panel

de expertos para definir su calidad en función de oportunistas o indicadoras de

contaminación.

Etapa 2. Muestreo.

Dentro de las distintas Áreas de Manejo y Explotación de Recursos Bentónicos(AMERB) que se pretende evaluar, es necesario definir la cantidad de transectos a

partir de lo realizado y dependiendo del tamaño del área, proceder a definir los

transectos en los cuales se realizara la evaluación de CRF. En este sentido y para

la AMERB NW península de los Molles, la cual consta de 10 transectos según el

último seguimiento que data del 2010 (Figura 1), se elegirán 5 transectos, los que

corresponden a los números pares de los 10 transectos del seguimiento 2010. En

cada transectos se definirán 9 estaciones de muestreo, 3 en el intermareal, 3 entre

5-15 m y 3 entre 15-25 m.

En cada estación, se pondrá un cuadrante de 50x50 en triplicado (ie. uno al

centro, uno a la derecha y otro a la izquierda). Este cuadrante tendrá un entre-

rramado con el cual se obtendrá un valor de la cobertura de algas directo.

Posteriormente, en cada cuadrante se procederá a obtener información de las

especies presentes obteniéndose muestras tanto de las más representativas (para

así evaluar su estado), como para determinar su estado.



Figura 1. Imagen de lo s tr ansectos del segu imiento del 2010 en la AMERB NW penínsu la de

los Molles, Quintero.

Este procedimiento, debemos replicarlo en Horcón, y en el sur (zona de Valdivia),

y en otras zonas, por lo que se realizara un protocolo para cada zona en cuestión.

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Aplicabilidad de Índices Bióticos Al Muestreo de Comunidades Bentónicas de Fondos Rocosos