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Propuesta de indicadores ambientales marinos basados en
macroalgas para la provincia de Málaga
Autor: Alberto Órpez Milán
Curso: 2013/2014
Propuesta de indicadores ambientales marinos basados en
macroalgas para la provincia de Málaga
Autor: Alberto Órpez Milán
Tutor: María Altamirano Jeschke
Dpto. Biología Vegetal (Botánica)
Curso 2013/2014
Contenido Abstract/Resumen ................................................................................................................. 1
Introducción ........................................................................................................................... 2
Directiva Marco del Agua y bioindicadores ........................................................................... 3
Necesidad del uso de bioindicadores .................................................................................... 5
Macroalgas como bioindicadores .......................................................................................... 7
Descripción de los principales métodos basados en las macroalgas como especies
bioindicadoras ............................................................................................................................... 9
Método CARLIT .......................................................................................................................... 9
EEI Index ................................................................................................................................... 13
Comparación entre métodos ............................................................................................... 17
Aplicación del método CARLIT en la costa de Málaga ......................................................... 19
Introducción ............................................................................................................................. 19
Materiales y métodos .............................................................................................................. 20
Resultados ................................................................................................................................ 24
Discusión .................................................................................................................................. 28
Bibliografía ........................................................................................................................... 32
Agradecimientos .................................................................................................................. 36
Anexo ................................................................................................................................... 36
1
Abstract
The implementation of the Water Framework Directive (WFD, 2000/60/EC) aims the
scope of good ecological and chemical status of bodies of natural, artificial and heavily
modified European water, this includes marine waters. The WFD proposes the use of
biomarkers to assess such bodies. After this, several new methodologies have emerged
using macroalgae species as bioindicators. Due to the great ecological diversity in every
European coastal region (in the Mediterranean Sea there are even different ecoregions),
it is necessary to adapt the new methodologies to each region, Nowadays, two of the
methodologies implemented in the Mediterranean Sea in this context, are the CARLIT
(Cartography of litoral rocky-shore communities) and the EEI (Ecological Evaluation
Index). This report approaches a literature review of both methods, and the practical
application of the method CARLIT in three areas of the Alboran Sea coast, included the
coast of Málaga, obtaining values of ecological status and mapping of the areas
analyzed.
Resumen
La aplicación de la Directiva Marco del Agua (DMA, 2000/60/CE) persigue el alcance
del buen estado ecológico y químico de las masas de agua naturales, artificiales y muy
modificadas europeas, esto incluye a las aguas marinas. La DMA propone el uso de
bioindicadores para evaluar dichas masas de agua, tras esto, han surgido varias
metodologías novedosas que usan como las especies de macroalgas como
bioindicadoras. Debido a la gran diversidad ecológica existente en cada región litoral
europea (no hay que olvidar que dentro del Mediterráneo existen diferentes
ecoregiones), se pone de manifiesto la necesidad de adaptar las nuevas metodologías a
cada región. Actualmente dos de los métodos que se está empleando en este contexto en
el Mediterráneo son el CARLIT (Cartography of litoral rocky-shore communities) y el
EEI (Ecological Evaluation Index). En este informe se lleva a cabo una revisión
bibliográfica acerca de ambos métodos y, posteriormente, se desarrolla la aplicación del
método CARLIT en tres zonas de la costa del Mar de Alborán, incluida la de Málaga,
generando así unos valores de estado ecológico y una cartografía de las zonas
analizadas.
2
Introducción
El mar Mediterráneo mantiene un amplio rango de ecosistemas, desde las fértiles
praderas sumergidas y arrecifes de coral de la zona costera, hasta las montañas marinas,
pero si bien es cierto, también está expuesto a numerosas presiones naturales y
antrópicas. Estas presiones están poniendo en peligro el correcto funcionamiento de los
ecosistemas mediterráneos. Por ello, se plantea necesario el uso de herramientas que
muestren el estado de la calidad de dichos ecosistemas para poder realizar planes de
gestión y de conservación de manera exitosa y beneficiosa para el medio ambiente
marino.
Estudios sobre las comunidades bentónicas han demostrado que éstas tienen una
gran capacidad para mostrar los efectos acumulativos de las perturbaciones sobre la
biota marina, puesto que estos organismos bentónicos son sensibles a la larga
exposición a perturbaciones naturales y antropogénicas (Borowitzka, 1972). Por ello, el
estudio de las comunidades bentónicas se considera útil para analizar los cambios en la
calidad de las aguas costeras (Fairweather, 1990).
Uno de los grupos bentónicos utilizados para mostrar los efectos de las
perturbaciones naturales y antrópicas son las macroalgas, las cuales forman el grupo
más dominante de los organismos bentónicos que ocupan las costas rocosas, son
consideradas como uno de los elementos biológicos más importantes para evaluar el
estado ecológico de las aguas costeras en la Directiva Marco del Agua (DMA;
2000/60/EC).
La implementación de la DMA requiere el desarrollo de nuevas metodologías que
sean útiles para valorar y clasificar las masas de agua en diferentes estados ecológicos
(Pinedo et al., 2007), lo cual requiere el conocimiento sobre como las macroalgas y las
comunidades sublitorales superiores responden a los impactos antropogénicos. Debido a
esta demanda de nuevas metodologías que requiere la DMA han surgido numerosos
métodos para evaluar el estado ecológico de las aguas costeras basándose en la
utilización de las macroalgas como organismos bioindicadores de estado ecológico,
como por ejemplo, las metodologías CARLIT, EEI Index, RSL…etc.
El presente estudio tiene como objetivo: i) realizar una aproximación a la necesidad
de conocimiento sobre la importancia de los bioindicadores en la DMA, ii) llevar a cabo
3
una descripción de las principales metodologías que están siendo utilizadas actualmente
en el Mar Mediterráneo, las cuales van a ser el método CARLIT (Ballesteros, 2007) y el
EEI Index (Orfanidis et al., 2001), así como una comparación entre ambos métodos, y,
además, iii) llevar a cabo la aplicación del método CARLIT en tres puntos de la costa
del Mar de Alborán, incluida la costa de Málaga para evaluar el estado ecológico de
éstas y generar su correspondiente cartografía, atendiendo, a ver si existe variación
temporal en los resultados.
Directiva Marco del Agua y bioindicadores
La Directiva Marco de Aguas (2000/60/CE), establece un marco comunitario de
actuación en el ámbito de la política de aguas. Los objetivos de protección para las
aguas superficiales no se limitan a los elementos físico-químicos, sino que se considera
todo el ecosistema acuático.
El estado ecológico es la expresión de la calidad de la estructura y el
funcionamiento de los ecosistemas acuáticos. La aplicación de la Directiva Marco del
Agua (DMA, 2000/60/CE) persigue el alcance del buen estado ecológico y químico de
las masas de agua naturales, artificiales y muy modificadas europeas. Establece un
marco de protección necesario para garantizar una adecuada protección y conservación
y mejora del medio acuático en todo su conjunto.
La DMA persigue los siguientes objetivos medioambientales para las aguas costeras
y de transición (Magrama):
Prevenir todo deterioro del estado de las masas
Alcanzar el “buen estado” (buen estado ecológico y buen estado químico) de
todas las masas de agua naturales antes del 2015. El buen estado ecológico se
determinará entre otros, a través de indicadores de calidad biológica tales como
el estado de praderas de Posidonia, composición de macroalgas, valores de
Clorofila a, presencia de invertebrados bentónicos, etc. para los que se habrán
fijado cuáles son sus valores en condiciones ideales.
Alcanzar el “buen potencial ecológico y el buen estado químico” de todas las
masas de agua artificiales y muy modificadas antes del 2015 (como pueden ser
las aguas confinadas en los puertos o algunas masas de agua costeras sometidas
a fuertes alteraciones hidromorfológicas).
4
Reducir progresivamente la contaminación y eliminar los vertidos, las emisiones
y las pérdidas de sustancias peligrosas. Las concentraciones permitidas de estas
sustancias, cuya presencia en el medio se evalúa para determinar el estado
químico, ha sido recientemente regulada por la Directiva de Sustancias
Prioritarias.
Por ello, se requiere la valoración del estado ecológico de las aguas costeras, con el
objetivo de implementar planes de gestión para prevenir un aumento del deterioro del
estado ecológico de éstas (Ballesteros et al., 2007).
La DMA propone como vía de consecución de estos objetivos el uso de elementos
biológicos, como se ha indicado anteriormente. La herramienta principal para evaluar el
estado ecológico de las masas de aguas a través de elementos biológicos es la
elaboración de ratios ecológicos de calidad (EQR), con un rango desde 0, baja calidad, a
1, máxima calidad, lo cual se calcula relacionando inversamente la medida del valor del
indicador en un sitio y un valor de referencia, el cual se define mediante la
incorporación de la variación natural considerada. La comunidad científica ha
respondido a la necesidad de este nuevo tipo de herramientas bio-monitoreo con el
desarrollo de nuevos índices para la estimación de la calidad ecológica de las aguas
costeras marinas (Nikolic et al., 2013).
Para poder utilizar el término de indicadores es necesario conocer su definición de
una manera clara y concisa. Los indicadores son, por tanto, aquellos componentes de un
sistema de una naturaleza física, química o biológica, que pueden ser observados y
utilizados para revelar información sobre la condición y los cambios que se produzcan
en el ecosistema. Cada indicador puede ser medido por distintos parámetros, cuya
información es relevante en tanto que aporta nuevos aspectos de la misma variable.
Resulta evidente que la gran complejidad de los sistemas naturales hace imposible
medir todos los indicadores existentes, y por tanto es necesario hacer una selección de
los mismos, de modo que se obtenga un número reducido que maximice la información
y minimice el coste. La elección de este conjunto de indicadores es unos de los aspectos
clave en el diseño de un programa de seguimiento, como el que propone la directiva.
Como elementos biológicos a utilizar se abre un abanico muy amplio de
posibilidades, entre los más usados y estudiados destacan los diferentes indicadores
biológicos:
5
- Estado de las praderas de Posidonia.
- Composición de las comunidades de macroalgas
- Valores de Clorofila a
- Presencia de invertebrados bentónicos.
Para este caso, en las aguas costeras, se propone el uso de las comunidades de
macroalgas como indicador ecológico para determinar la calidad de éstas.
Necesidad del uso de bioindicadores
La biodiversidad marina del Mediterráneo apenas ha recibido atención comparada
con la biodiversidad terrestre de Europa, a pesar de la importancia de la gran oferta
cultural y económica que el Mar Mediterráneo ha tenido para los países mediterráneos.
La alta biodiversidad del Mar Mediterráneo puede explicarse por la historia
paleogeográfica y ecológica (por su variedad de situaciones climáticas e hidrológicas en
una sola cuenca) (Bianchi & Morri, 2000). Hoy en día la biodiversidad mediterránea se
ha visto profundamente alterada por la presión antrópica y los cambios climáticos. Sin
embargo, no ha tenido la suficiente protección.
El valor de la biodiversidad como un indicador de la salud del entorno y el
funcionamiento de los ecosistemas (Culotta, 1996; Grime, 1997; Aarts & Nienhuis,
1999), es ahora, reconocido no solo por los científicos, sino también por los medios de
comunicación, responsables políticos y la opinión pública, aunque no de manera
suficiente para poder implantar utilización.
La presente biota marina del Mediterráneo se compone por especies que pertenecen
a varias categorías biogeográficas (Bianchi & Morri, 2000), por ello, es posible
encontrar especies pertenecientes al Atlántico, Atlántico subtropical (restos de
interglaciares), del Atlántico boreal (edades de hielo remanentes), especies migrantes
del Mar Rojo (sobre todo en el Mar de Levante) y del Atlántico oriental (especialmente
en el Mar de Alborán).
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La huella del hombre
El hombre está alterando considerablemente la biodiversidad marina de muchas
formas, que van desde la sobreexplotación de los recursos biológicos y la modificación
de los hábitats como la introducción de especies exóticas (Cognetti & Curini-Galletti,
1993)
Éstas acciones producen una pérdida de la biodiversidad, puesto que los
ecosistemas se homogenizan, las especies endémicas que no toleran la alteración del
ecosistema se acaban extinguiendo (McKinney, 1999). Éstas especies son buenas
bioindicadoras del estado del ecosistema, si desaparecen es indicativo de que el hábitat
está homogenizándose y por tanto perdiendo biodiversidad, lo que se traduce en una
degradación del ecosistema.
En general, las comunidades marinas responden a los ambientes estresantes con tres
cambios principales (Pearson and Rosemberg, 1978; Gray, 1989):
- La reducción de diversidad
- La regresión a la dominancia de las especies oportunistas
- Y la reducción en el tamaño medio de las especies dominantes
Distinguir el estrés ambiental ocasionado por el cambio climático o por la presión
humana es, a menudo, muy difícil de identificar. A demás, ambas presiones pueden
combinar sus efectos.
Ante las numerosas presiones que la biota marina del Mediterráneo tiene que
soportar, resulta muy importante la protección de la biodiversidad marina. Es cierto, que
la protección se está concentrando mayormente en proteger solo especies de mamíferos
marinos, tortugas y poco en invertebrados y algas, los cuales son muy buenos
indicadores del estado del ecosistema.
Las leyes han sido diseñadas para proteger a las especies amenazadas y en peligro
de extinción, pero la experiencia ha demostrado que las especies son realmente
preservadas si se conservan los hábitats, por lo tanto, proteger los hábitats es una
herramienta más eficiente en la preservación de las especies.
Por todas estas problemáticas, es necesario, para poder proteger de manera exitosa
los ecosistemas mediterráneos, conocer en profundidad el estado en el que se
encuentran dichos ecosistemas. Para esto, resultan realmente útiles los bioindicadores,
7
Figura 1. Especies bioingenieras como Fucus spp. Fuente: seaweed.ie
es decir, especies o comunidades, que nos proporcionen información sobre: abundancia,
presencia, diversidad…etc. de los ecosistemas mediterráneos. Para así poder realizar
una adecuada gestión de las áreas marinas mediterráneas.
Macroalgas como bioindicadores
Las principales presiones identificadas, en las zonas costeras, están representadas
por: la densidad de población, urbanización, agricultura, turismo, industria, pesquerías y
transporte marítimo (UNEP, 1996; EEA, 1999; Casazza et al., 2002). Estas presiones
pueden producir diferentes formas de contaminación y degradación del medio ambiente
(eutrofización, metales pesados, invasión de especies alóctonas, componentes
orgánicos…), lo cual puede cambiar los hábitats acuáticos del medio marino.
Los efectos de ésta degradación medioambiental
han sido observados en los ecosistemas litorales,
llevándose a cabo una disminución o desaparición
de las especies ecosistémicas más sensibles, como
pueden ser las que son denominadas especies
ingenieras, efectuándose una simplificación de la
complejidad arquitectónica de las comunidades y
homogeneizando los ecosistemas (Arévalo et al., 2007; Orfanidis et al., 2001). En este
sentido, las diferentes algas del orden de las Fucales y las praderas marinas son algunas
de las especies “bioingenieras” (Figura 2) más importantes en el Mediterráneo, las
cuales están sufriendo un decrecimiento (Thibaut et al., 2005).
Las macrófitas proporcionan hábitat y refugio para una gran variedad de
organismos, por lo tanto, los impactos en estas comunidades crean unos efectos
significativos en los ecosistemas costeros. La destrucción o degradación de los hábitats
es considerada la mayor influencia en la pérdida de diversidad, estructura y
funcionamiento en los ecosistemas marinos (Bermejo, 2013) y en los servicios
ecosistémicos que proporciona el Mar Mediterráneo.
Las macrófitas bentónicas son buenas indicadoras de la calidad del agua, puesto
que las algas fijas, son sensibles a la larga exposición a los nutrientes y otras
contaminaciones, creando una disminución de la mayoría de las especies sensibles, las
8
cuales son sustituidas por otras especies oportunistas o con mayor resistencia a las
perturbaciones contaminantes (Bermejo, 2013). Por lo tanto, el estudio de las
comunidades de macroalgas es útil para analizar los cambios en la calidad del agua.
Se ha señalado que, debido a la fuerte asociación entre las macroalgas y los
factores ambientales, los esfuerzos de monitoreo deben focalizarse en las especies
perennes (como lo son las algas pertenecientes al orden Fucales) con una distribución en
todo el mundo (Eriksson & Bergstro, 2005). Como por ejemplo, las especies del género
Cystoseira, se ha observado que se muestran sensibles a los cambios en la calidad del
agua, los cuales pueden ser provocados por el estrés antropogénico.
El aumento de las concentraciones de nutrientes y compuestos orgánicos
impulsa que las comunidades dominadas por Cystoseira sean reemplazadas, como por
ejemplo, por especies pertenecientes a las algas rojas, como Ellisolandia elongata
(Ballesteros et al, 1984) y el mejillón Mytilus galloprovincialis. En ambientes altamente
perturbados y con descargas fluviales cercanas, comienzan a dominar las algas verdes,
como Ulva, Cladophora o Enteromorpha (Ballesteros et al, 1984). Como se muestra en
la Figura 3.
Figura 3. Modelo conceptual de dos estados estables alternativos de las comunidades de macroalgas en un gradiente ecológico de estado en las aguas costeras. Visión convencional (A) y la dinámica de los cambios sucesionales (B) (Modificado de ORFANIDIS et al, 2005
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Esto se encuentra en concordancia con la teoría de Grime sobre las estrategias de
las plantas (Grime, 1979), en la que se establecen las 3 estrategias principales de las
plantas según sus capacidades ecológicas: (1) competidoras, son las que se encuentran
en hábitats de baja tensión y perturbación, (2) estrés-Tolerantes, son capaces de
desarrollarse en diversas condiciones de estrés, y la estrategia de las (3) oportunistas,
que son capaces de desarrollarse y crecer en condiciones ambientales muy perturbadas.
Las macroalgas son consideradas como elementos biológicos clave para determinar
el estado de calidad ecológica de una masa de agua costera dada en la DMA
(Ballesteros et al., 2007) Puesto que presentan las siguientes características principales:
- Son sensibles a la contaminación
- Organismos sésiles
- Social y ecológicamente son relevantes
- Tienen una extensión a lo largo de toda la costa y con una forma de vida
sedentaria.
- Se encuentran presentes en cualquier situación. Por ejemplo, en angiospermas es
más complicado encontrarlas, por lo que dificulta y restringe su utilización.
Descripción de los principales métodos basados en las
macroalgas como especies bioindicadoras
Método CARLIT
La Directiva Marco del Agua (DMA) 2000/60/CE, adoptada por la Comisión
Europea, establece el objetivo de mantener y mejorar el medio ambiente acuático,
requiriendo que los estados miembros alcancen y mantengan el buen estado ecológico
de todas sus masas de agua en 2015. En el contexto marino, el estado ecológico tiene
que ser cuantificado aplicando índices basados en bioindicadores.
El índice CARLIT (Ballesteros et al., 2007) es una herramienta de
monitorización cartográfica, la cual permite calcular el estado ecológico de las masas de
aguas costeras, utilizando a las macroalgas, las cuáles se encuentran en los fondos
costeros duros, como elementos indicadores de la calidad del estado ecológico marino.
10
En la actualidad, está siendo aplicado en España, Italia y Francia. Para detectar los
cambios reales en la calidad del agua, esta herramienta evalúa la sensibilidad a la
variabilidad natural en diferentes escalas temporales y espaciales de las especies con las
que se trabajan.
El método CARLIT se basa en la aparición y la abundancia de determinadas
especies comunes de macroalgas, de la zona infralitoral superior, formando
comunidades a lo largo de las costas rocosas (Ashagi et al., 2009). CARLIT asocia un
nivel de sensibilidad a cada comunidad de la parte superior del infralitoral más
frecuentes (Ballesteros et al. 2007). Como la mayoría de otros índices ecológicos se
basa en una clasificación de organismos en relación con su sensibilidad a las
perturbaciones.
En cuanto a las comunidades del infralitoral superior, se tratan en su mayoría de
algas pardas que pertenecen al género Cystoseira, las cuales forman densas franjas
infralitorales superiores en condiciones prístinas (cinturones de Cystoseira), este género
se muestra particularmente sensible a los impactos antrópicos, y se observa una pérdida
de presencia de éstas especies en lugares con impactos moderados de perturbación
(Thibaut et al., 2005), siendo sustituidas por comunidades estrés-tolerantes, como por
ejemplo pueden ser las comunidades de Ellisolandia elongata (Mangialajo et al., 2008).
En el caso de perturbaciones intensas, solo se encuentran especies oportunistas, como
Ulva (Moran & Briand, 1996).
El nivel de sensibilidad otorgado a cada comunidad de macroalgas tiene unos
valores comprendidos entre 0 a 20. Cabe matizar que debido a la diferencia existente
entre las condiciones biogeográficas del Mediterráneo Noroeste y el Mar de Alborán, la
tabla donde se especifican los niveles de sensibilidad a cada comunidad para el método
CARLIT, elaborada por Ballesteros et al. (2007), ha sido modificada, para aumentar la
sensibilidad y eficacia del método en la región del Mediterráneo que representa el Mar
de Alborán (Tabla 1) (Bermejo, 2013).
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Tabla 1. Como se puede observar en la anterior tabla adjunta, Bermejo (2013) incluye en la lista especies de fauna marina, como bioindicadoras del estado ecológico de las aguas costeras, la utilización de macroalgas y algunas especies pertenecientes a la fauna
El índice CARLIT propone diferentes condiciones de referencia para cada
situación o lugar donde se desea aplicar, esto permite la corrección de la variabilidad
natural. Los valores de referencia geomorfológicos para una situación dada se definen
como la combinación de las características geomorfológicas más relevantes como
factores determinantes de las comunidades litorales y la parte superior del sublitoral, en
sitios de referencia sin, o muy bajas, perturbaciones derivadas de las actividades
antrópicas.
Por lo tanto, la evaluación de la calidad ambiental de un tramo de costa se
calcula como la relación entre la calidad del medio ambiente en un sitio particular y la
calidad del medio ambiente en un sitio de referencia con características
geomorfológicas similares.
Los sitios de referencia fueron seleccionados de las áreas marinas protegidas y
sectores que cumplen con unos criterios propuestos por el Grupo Geográfico de
intercalibración del Mediterráneo (GIG-Med) para macroalgas, estos criterios son los
siguientes:
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- No más de 10% de la costa puede ser artificial.
- La densidad de población con asentamientos han de ser inferiores a 1000
ind/km2 en los 15 km próximos y/o más de 100 habitantes/km2 en los próximos
3 km a esa zona (población de invierno).
- No puede existir ningún puerto (más de 100 barcos) a menos de 3 km.
- No pueden existir plantas de desalinización en 1 km.
- No debe de haber regeneración de playas en 1 km.
- No puede haber evidencias de regresión en las poblaciones de Cystoseira debido
a impactos no considerados.
- No pueden haber industrias en 3 km.
- No pueden existir piscifactorías en 1 km.
La ubicación geográfica del sur de la Península Ibérica otorga a los ecosistemas
marinos una singulares condiciones biogeográficas, puesto que recibe influencias
climáticas del Océano Atlántico y del Mar Mediterráneo. En consecuencia de esto,
Peres y Picard (1964) dividieron el Mar Mediterráneo en 4 subregiones, siendo uno de
ellos el mar de Alborán. Muchos ecólogos marinos han puesto de relieve las
particularidades del Mar de Alborán, ya que se considera una transición suave entre el
Mediterráneo y el Atlántico. Por esto, a veces, es posible encontrar especies de
macroalgas del Atlántico Norte como Cystoseira tamariscifolia, Fucus spiralis, Fucus
vesiculosus y Laminaria ochroleuca. Por estas razonas, Ballesteros et al. (2007)
afirman claramente que las condiciones de referencia desarrolladas en sus estudios para
el Noroeste de la costa mediterránea no son válidas para el Mar de Alborán, debiendo de
establecerse unas condiciones de referencia más acordes con las condiciones del Mar de
Alborán.
Éste método presenta unas características muy afines a las necesidades que la DMA
marca como principales (Bermejo, 2013), puesto que es un método que i) no demanda
altas frecuencias de muestreos, las cuales no necesitan procesamiento de las muestras en
laboratorio, ii) es un método no destructivo, puesto que lleva a cabo un muestreo visual,
y además, iii) no requiere de un alto nivel de conocimientos en taxonomía. Todo lo
anterior, hace que este índice pueda ser aplicado para grandes escalas temporales y
espaciales, como así lo requiere la DMA.
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Por todo esto, el índice CARLIT es una herramienta útil para estimar el estado
ecológico de las masas de aguas costeras. Sin embargo este índice tiene algunas
limitaciones que deben tenerse en cuenta:
- El índice CARLIT no puede evaluar costas que son completamente de arena
(Ballesteros et al., 2007).
- La evaluación de las líneas de costa con porcentajes bajos de costas rocosas
pueden ser infravaloradas debido a la menor complejidad estructural de sus
macroalgas en el sublitoral superior.
- Este índice ha sido desarrollado para la costa rocosa mediterránea con rangos de
marea estrechos. En entornos oceánicos donde la amplitud de marea es más
ancha, esta metodología es difícil de aplicar y por tanto debe de ser modificada
(Mangialajo et al., 2007). Además de acuerdo con Ballesteros et al 2007, las
diferencias biogeográficas entre el Mar de Alborán y el Mediterráneo
noroccidental, hacen necesario establecer diferentes condiciones de referencia
desarrolladas para el Mediterráneo.
EEI Index
El índice EEI Index (Orfanidis et al., 2001), es un método de escala multimétrica basada
en la utilización de un índice biótico para revelar la respuesta de las macroalgas a las
presiones antropogénicas. Ha sido utilizado para valorar, con éxito, el estado ecológico
de las aguas costeras de Eslovenia (Orlando-Bonaca et al. 2008) y también está previsto
para ser utilizado en la parte italiana del Golfo de Trieste. Recientemente, el índice EEI
se probó en las aguas croatas de Istria.
El concepto básico de este método se basa en que los nutrientes pueden cambiar
un ecosistema prístino hacia otro estado más degradado (Orlando-Bonaca et al. 2008),
donde las especies finales de la sucesión, que eran dominantes, son reemplazadas por
otras especies oportunistas.
14
El método se basa en un muestreo destructivo de las comunidades de macroalgas a
profundidades de 0 a 1 m, siendo la variable primaria el recubrimiento de las especies
de macroalgas. Donde los macrófitos bentónicos marinos se dividen en seis grupos
morfofuncionales:
- (A) Grupo foliáceo
- (B) Grupo filamentoso
- (C) Grupo muy ramificado
- (D) Grupo coriáceos
- (E) Grupo calcáreo articulado
- (F) Grupo crustáceo
Posteriormente, estos grupos son fusionados, quedando dos grupos principales. De
acuerdo con la teoría de selección r/K (Verhulst, dinámica de poblaciones biológicas),
algunas especies que siguen una estrategia r producen numerosos descendientes, cada
uno de los cuales posee una probabilidad de supervivencia baja, y la especie es poco
dependiente del futuro de un pequeño número de individuos.
Otras especies con estrategia K invierten gran cantidad de recursos en unos pocos
descendientes, cada uno de los cuales tiene una alta probabilidad de supervivencia, esa
estrategia puede resultar exitosa pero hace a la especie vulnerable respecto a la suerte de
un pequeño número de individuos, esta estrategia las hace vulnerables respecto a la
perturbación ambiental del medio en el que se encuentra su hábitat.
15
Tabla 2. Principales características y comparación entre las estrategias –r y –k. Fuente: http://platea.pntic.mec.es/~cmarti3/CTMA/BIOSFERA/r_k.htm
Característica r estrategas k estrategas
Tiempo de vida Corto. Generalmente inferior al
año.
Largo, más de un año.
Mortalidad Episodios catastróficos de gran
mortalidad afectando a todos los
individuos. Independiente de la
densidad.
Depende de la densidad de la
población.
Población Muy variable en el tiempo y muy
inferior a la capacidad de
carga del medio.
Muy constante y próxima al
equilibrio y al límite de carga.
Competencia
intraespecífica e
interespecífica
Variable y, en general, poco
intensa.
Muy intensa.
Adaptación a... Variaciones ambientales
frecuentes e impredecibles o
especies no bien adaptadas al
medio que ocupan.
Colonizadores. Climas variables.
Condiciones muy constantes y
predecibles.
La selección
favorece...
Desarrollo rápido
Madurez precoz
Reproducción única
Elevado potencial biótico
Pequeño tamaño
Descendencia numerosa
Desarrollo lento
Madurez retrasada
Reproducción cíclica
Capacidad competitiva y eficacia
Mayor tamaño
Descendencia poco numerosa y
cuidado de la prole
Los grupos D, E y F se engloban en un grupo de estado ecológico llamado ESG I
(-k estrategas), y los grupos A, B y C en otro, ESG II (-r estrategas). Creando así la base
para el cálculo del EEI.
En los ambientes prístinos se caracterizan por la existencia de especies perennes
con bajas tasas de crecimiento y reproducción potencial, éstas, se agrupan en el ESG I.
Para los ambientes altamente estresados o ambientes marinos alterados que son
colonizados por especies oportunistas con altas tasas de crecimiento y capacidad de
reproducción, están representados por los miembros que pertenecen a ESG II (Orfanidis
et al, 2001, 2003).
16
La evaluación de la EEI es realizada por una comparación transversal de la
cobertura total de los dos grupos ESGs, obteniendo como resultado una puntuación
numérica de ubicación que permite la integración espacial de todo el área de muestreo
(Orfanidis et al, 2001, 2003).
Para el muestreo del índice EEI se utiliza una parcela de 10x10 m para cada una
de las profundidades (1 y 3 m), situadas en mesetas rocosas (aproximadamente
horizontales).
En cada parcela, se dispersaban, al azar, tres cuadrantes de 20x20 cm. Este
tamaño de cuadrante es considerado como el área mínima de muestreo que representa a
las comunidades infralitorales en el Mediterráneo (Dhont & Coppejans, 1977). Los
cuadrantes son fotografiados utilizando una cámara de fotos digital subacuática.
En el laboratorio las muestras son ordenadas y se identifican todas las
macroalgas, por lo menos hasta el nivel de género y luego se clasifican en ESG I y II de
acuerdo con Orfanidis et al. (2001). Los resultados se expresan como porcentaje total de
la superficie del cuadrante (400 cm2).
Figura 4. Estimación de la EEI y los CES equivalentes en una matriz basada en la abundancia media (%) de ESGs.
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Comparación entre métodos
La aplicación de CARLIT genera una cartografía de las comunidades litorales y
sublitorales, mientras que el índice EEI index (Orfanidis et al, 2001) no genera una
cartografía de las comunidades de macroalgas de las zonas de estudio, puesto que en el
muestreo se utilizan cuadrantes de 15x15 cm, lo cual puede manifestar una baja
representatividad de las comunidades del ecosistema. CARLIT utiliza una escala
especial más amplia, que se extiende en longitud a lo largo de la costa, mostrándose así
como una herramienta más representativa de las comunidades existentes en el
ecosistema, por tanto, esto hace que esta metodología sea una importante herramienta
para valorar y monitorizar el estado ecológico de las costas mediterráneas. En este
sentido, la escala espacial considerada reduce la incertidumbre en la evaluación
ecológica asociada con la alta heterogeneidad horizontal y relacionada con la
profundidad mostrada por las comunidades de macrófitos (Bermejo, 2013), los cuales
han sido identificados como la fuente más importante de clasificación errónea de ES
(Mascaró et al., 2013). La generación de una cartografía de las comunidades de
macroalgas puede ser una herramienta importante para la gestión de las áreas costeras,
en especial las áreas marinas protegidas (García-Gómez et al., 2003), y para los
programas de conservación de especies amenazadas y protegidas como Posidonia
oceanica o Cystoseira spp.
Por otra parte, la metodología CARLIT utiliza una medida continua, que puede ser
más preciso para el propósito de la DMA. Además, el CARLIT sigue una metodología
no destructiva, que es esencial para la conservación, teniendo en cuenta que la
recolonización de sustratos rocosos desnudos para algunas especies sucesionales tardías
es muy lento (Thibaut et al., 2005, Mangialajo et a.l, 2012) Y repetitivos muestreos
destructivos podrían ser una amenaza para las poblaciones locales. El índice EEI, utiliza
una metodología destructiva, es decir, requiere de la extracción de muestras del
ecosistema, para más tarde, poder ser procesadas y analizadas en el laboratorio.
Por otro lado, el uso simultáneo de la flora y fauna hacen de este índice más
sensible, proporcionando mejores evidencias de cambios en la estructura de la
comunidad (Underwood, 1996; Díez et al, 2012). CARLIT utiliza una clasificación de 9
niveles de sensibilidad, donde se clasifican las especies y comunidades de más sensibles
18
a menos sensibles, según la sensibilidad a las perturbaciones. En esta clasificación, a
parte del uso de las macroalgas, también se incluyen algunas especies faunísticas como
por ejemplo, Mytilus galloprovincialis. Mientras que en el índice EEI, solo se utilizan
especies de macroalgas, y además, son agrupadas en grupos según su morfología.
Tabla 3. Tabla de comparaciones entre ambos métodos. Elaboración propia.
Índices
CARLIT EEI Index
Muestreo destructivo No Si
Genera cartografía Si No
Clasificación especies Niveles sensibilidad Según morfología
Escala espacial Longitud de la costa Cuadrantes 15x15 cm
Representatividad Alta Media
19
Aplicación del método CARLIT en la costa de Málaga
Introducción
La aplicación de la Directiva Marco del Agua requiere una evaluación del estado
ecológico de las masas de aguas costeras en todos los países miembros, con el objetivo
de implementar planes de gestión y conservación que aboguen por detener el deterioro
que las aguas costeras mediterráneas están experimentando debido a las presiones
naturales y antrópicas a las que son sometidas (DMA, 2000/60/EC). Entre estas
presiones destacan la densidad de población, agricultura, industria, turismo…etc., las
cuales provocan cambios en los hábitats marinos produciendo diferentes formas de
contaminación (por ejemplo, eutrofización, metales pesados, especies invasoras…etc.).
Debido a estos efectos de degradación ambiental se observa, en los ecosistemas, una
pérdida de biodiversidad, sobretodo de las especies ingenieras, generando una
simplificación en función y complejidad estructural de las comunidades (Orfanidis et
al., 2001; Arévalo et al., 2007), y además, creando una homogenización de los
ecosistemas (Airoldi & Beck, 2007; Coll et al., 2010).
La DMA propone la utilización de métodos basados en bioindicadores para
valorar el estado ecológico de las masas de agua (fitoplancton, macroalgas, macrófitas,
invertebrados bentónicos…etc.). Se ha comprobado que las macrófitas bentónicas son
buenas indicadoras de la calidad del agua (e.g. Borowitzka, 1972; Munda, 1974; Littler
& Murray, 1975; Belsher, 1977; Levine, 1984; Gorostiaga & Dıéz, 1996; Dıéz et al.,
1999), debido a su condición sedentaria, la capacidad de integrar los efectos de la
exposición a largo plazo a contaminantes y a las perturbaciones que alteran los niveles
de nutrientes en el medio, incluso desapareciendo las especies más sensibles y siendo
sustituidas por otras especies oportunistas (Murray & Littler, 1978). Por tanto el estudio
de las comunidades de macroalgas se ha considerado de utilidad para analizar los
cambios en la calidad del agua (Fairweather, 1990).
El método CARTLIT (Ballesteros, 2007), el cual es uno de los métodos
propuestos para su utilización en la DMA, fue presentado en la costa catalana y ha sido
aplicado en Francia, Italia y, también, en el Mar de Alborán (Bermejo, 2013). Esta
metodología genera información de las comunidades de macroalgas en su uso como
elementos bioindicadores de la calidad de las aguas costeras y, además, genera también
20
una cartografía de las comunidades, por lo que puede ser una herramienta muy útil en la
elaboración de planes de gestión y de conservación de las áreas marinas.
En el presente estudio se pretende realizar; i) una aplicación del método
CARLIT en tres puntos distintos del Mar de Alborán, para valorar el estado ecológico
de estas, ii) generar una cartografía de las comunidades de macroalgas de dichos puntos,
y iii) comprobar si la variación temporal en la realización del muestreo proporciona
resultados diferentes, para ello se contrastarán los resultados con resultados obtenidos
anteriormente.
Materiales y métodos
En este estudio han sido muestreados 3 puntos de la costa del Mar de Alborán, los
cuales son La Caleta (Tarifa) (36.0119, -5.5987), Calahonda (36.4867, -4.7288) y La
Araña (Málaga) (36.7123, -4.3285), con un total de 3180 kilómetros muestreados, estas
zonas se encuentran en la sub-ecoregion del oeste del Mar de Alborán (Bermejo, 2013).
Los puntos fueron visitados en Junio de 2014, coincidiendo con el pico de crecimiento
de las comunidades litorales (Ballesteros, 1992). Todas las zonas muestreadas son
costas rocosas del litoral mediterráneo.
El muestreo consiste en recorrer las costas rocosas haciendo snorkelling y a pie.
La costa muestreada es dividida en segmentos atendiendo a las comunidades litorales y
sublitorales superiores y su morfología obtenida en el lugar (pendiente, orientación,
sustrato natural o artificial…etc. ver Ballesteros et al., 2007). La posición inicial y final
de cada sector es marcada con un GPS (Geographical Positioning System), la longitud
mínima de cada sector ha de ser de 20 m (de acuerdo con R. Bermejo, comp. pers.)
Posteriormente, utilizando las capas de información y las ortofotos obtenidas de
la REDIAM (Red de información ambiental de la Junta de Andalucía, España) se
representan los sectores muestreados y se realiza una medición del grado de exposición
al oleaje y la longitud de estos. Finalmente se obtiene una línea de costa dividida y
clasificada en sectores según las comunidades litorales y sublitorales superiores que se
han muestreado junto con su geomorfología, de acuerdo con la metodología de
Ballesteros et al. (2007).
21
El índice CARLIT se basa en la utilización de cartografías de las comunidades
litorales y sublitorales en las que la línea de costa se divide en sectores, y cada uno de
ellos se le atribuye una comunidad o una combinación de comunidades con un nivel de
sensibilidad asignado, como anteriormente fue descrito en la TABLA Nº. Para poder
eliminar la influencia de la variabilidad geomorfológica natural en los resultados, el
método CARLIT propone el uso de zonas de referencia para cada punto concreto de la
línea de costa, con lo cual permite la corrección de la variabilidad natural.
Tras estas consideraciones, la valoración de la calidad ambiental es estimada tras
relacionar proporcionalmente entre la calidad medioambiental en un sitio concreto con
la calidad medioambiental obtenida en el sitio de referencia con características
geomorfológicas similares. Para una mayor descripción del método ver Ballesteros et al.
(2007).
Las diferencias ecológicas entre el Mar de Alborán y el Mediterráneo Nordeste
hacen necesario una reevaluación y una reedición de las zonas de referencia a utilizar
(Ballesteros et al., 2007). Además, en el Mar de Alborán la presencia y abundancia de
algunas comunidades litorales depende de un gradiente biogeográfico existente debido a
la influencia del Océano Atlántico (Conde, 1989; Báez et al, 2004; Ballesteros &
Pinedo, 2004). Por esto, para reducir la variabilidad debido a este gradiente natural en el
resultado final del índice CARLIT, el área de estudio se divide en diferentes
ecorregiones biogeográficas con unas condiciones de referencia propias para cada
región del Mar de Alborán y del Mediterráneo (Bermejo, 2013).
Figura 5. Zonas de estudio realizadas en este informe, los cuales pertenecen a la ecorregión del Mediterráneo Suroeste.
22
Zonas litorales de referencia
Las zonas de referencia han sido escogidas en áreas de protección marina, de
acuerdo con los criterios propuestos por el Grupo de Intercalibración Geográfica del
Mediterráneo (Med-GIG). Por tanto, las áreas de referencia escogidas para las zonas de
muestreo que se evalúan en este estudio son el Parque Natural del Estrecho y el área
natural de Maro-Cerro Gordo.
Donde EQ es el valor medioambiental del segmento de costa dado; li es la
longitud de costa ocupada por una determinada comunidad y SLi es el nivel de
sensibilidad de la comunidad determinada.
Tabla 6. Tabla extraída de Bermejo, (2013). Donde se indican los valores de referencia para las cuatro situaciones geomorfológicas más relevantes de cada región ecológica del Mar de Alborán
23
Valoración ecológica
De acuerdo con la DMA, el estado ecológico tiene que expresarse en términos
de ratios de calidad ecológica. Esta relación indica la relación entre el valor de un
bioindicador de calidad ecológica (es decir, macroalgas) registrado para una masa de
agua y el valor para este elemento en las condiciones de referencia aplicables a la masa,
produciendo un valor entre 0 y 1, donde el estado ecológico es representado con valores
cercanos a uno. En este caso, la EQR se calculó utilizando la ecuación (Ballesteros et
al., 2007):
Donde i es la situación; EQSSi es el EQ en el sitio de estudio de la situación i;
EQRSi es el EQ en los sitios de referencia para la situación i; y li es la longitud costera
en la costa de estudio para la situación i.
Según la DMA, las masas de agua tienen que ser clasificadas en cinco estados
ecológicos (ES), las clases se definen en el anexo V de la DMA, y van de muy buen
estado ecológico a mal estado ecológico. En Ballesteros et al. (2007) se propone una
correspondencia entre EQR y las clases de estado ecológico, como se detalla en la Tabla
7.
Tabla 7. Fuente: Ballesteros et al., 2007
24
Resultados
Tras la realización de este informe se han evaluado un total de 3180 m de litoral
costero sumando las tres zonas de estudio (Figura 5) que han sido muestreadas.
Obteniendo dos masas de agua con buena calidad ecológica, La Caleta y Calahonda, y
otra con algo menor calidad, como se ha observado en La Araña. Las especies más
abundantes han sido Cystoseira spp y Ellisolandia elongata.
Resultados obtenidos en La Araña
Para esta zona de muestreo se ha obtenido un valor de EQR de 0.415, que según
el índice CARLIT le da una clasificación de calidad ecológica moderada, aunque se han
encontrado individuos de Cystoseira (C). Esto se debe al estado de recesión que pueden
estar sufriendo estas poblaciones, y sobre todo, a la influencia de las presiones
antrópicas, que en el apartado de discusión serán comentadas. La cartografía generada
para esta zona se representa en la figura 6, y una ampliación con mayor detalle, figura 9
(anexo)
Tabla 8. Resultados del EQR para La Araña. Corallina elongata(Co); Mytilus galloprovincialis (My); Ulva (Ul); C2-C3-C4 (Cystoseira spp).
Localidad Longitud
(m)
Comunidad SL EQi SL*Longitud EQR
La Araña 20 Co+My+Ul 6 12 10
La Araña 50 Co+My 6 10,2 29,4117647
La Araña 30 Co+My+Ul 6 12 15
La Araña 180 0
La Araña 240 My 6 11,6 124,137931
La Araña 200 0
La Araña 110 C2+My 12 12 110
La Araña 40 0
La Araña 70 C4+Ul+My 19 17,3 70
La Araña 70 C3+My+Ul 15 17,3 60,6936416
1010 419,243337 0,4151
25
Figura 6. Cartografía de las comunidades de macroalgas para la zona de la Araña.
Resultados obtenidos en Calahonda
Para la zona de muestreo en Calahonda se ha obtenido un valor de EQR de 0.75,
que según el índice CARLIT le da una clasificación de calidad ecológica alta. Se han
observados especies de alto nivel de sensibilidad a las perturbaciones antrópicas y
naturales como son Posidonia oceánica, Cymodocea nodosa, Cystoseira spp. La
cartografía generada para esta zona se representa en la figura 7, y una ampliación con
mayor detalle, figura 11 (anexo)
26
Tabla 9. Resultados del EQR para Calahonda. Corallina elongata(Co);Cymodocea nodosa (Cn); Ulva (Ul); C2-C3-C4 (Cystoseira spp); Posidonia spp (Po).
Localidad Longitud
(m)
Comunidad SL EQi SL*Longitud EQR
Calahonda 42 Co 8 17,3 19,4219653
Calahonda 35 Po3+C3 15 17,3 30,3468208
Calahonda 72 Po3+Co 15 17,3 6,4277457
Calahonda 30 Po3+C2 15 17,3 26,0115607
Calahonda 120 Co 8 11,6 82,7586207
Calahonda 77 C1 10 17,3 44,5086705
Calahonda 40 C2 12 17,3 27,7456647
Calahonda 70 Po1+C2 12 17,3 48,5549133
Calahonda 80 Po1+C3 15 17,3 69,3641618
Calahonda 155 My+C1 10 17,3 89,5953757
Calahonda 30 C3 15 14,6 30
Calahonda 70 Po3+C3 15 17,3 60,6936416
Calahonda 50 Cn3-
+Po3+C2
15 14,6 50
Calahonda 90 Cn3-
+Po3+C1
15 14,6 90
Calahonda 260 Cn3-+Po3 15 20 195
Calahonda 165 Co 8 11,6 113,793103
1386 1040,22224 0,7505
27
Figura 7. Cartografía de las comunidades de macroalgas para la zona de Calahonda.
Resultados en La Caleta (Tarifa)
Para la zona de muestreo en Tarifa se ha obtenido un valor de EQR de 0.731,
que según el índice CARLIT le da una clasificación de calidad ecológica buena. Se ha
podido observar la presencia de la especie Lithophyllum byssoides, la cual tiene el nivel
de sensibilidad máximo para el índice CARLIT. La cartografía generada para esta zona
se representa en la figura 8, y una ampliación con mayor detalle, figura 10 (anexo)
Tabla 10. Resultados del EQR para La Caleta (Tarifa). Corallina elongata(Co); Lythophillum byssoides (Lb); Fucus spp (Fs); Ct(Cystoseira spp).
Localidad Longitu
d (m)
Comunida
d
SL EQi SL*Longitu
d
EQR
La Caleta 50 Co 8 17,1 23,3918129
La Caleta 75 Fs+Lb 20 17,1 75
La Caleta 130 Co 8 17,1 60,8187135
La Caleta 80 Fs+Lb 20 17,1 80
La Caleta 135 Co 8 17,1 63,1578947
La Caleta 170 Fs+Lb 20 17,1 170
La Caleta 150 Ct2 12 17,1 105,263158 790 577,631579 0,7312
28
Figura 8. Cartografía de las comunidades de macroalgas para la zona de La Caleta (Tarifa)
Discusión
El método CARLIT se ha mostrado como una herramienta útil para evaluar el
estado ecológico de las masas de agua costeras del Mediterráneo Noroeste (Ballesteros
et al., 2007). Pero para que pueda ser aplicado en las costas del Mar de Alborán,
primeramente, hay que realizar algunas modificaciones, debido a la existencia de un
gradiente biogeográfico por la influencia del Océano Atlántico sobre las aguas
mediterráneas más meridionales del Mar de Alborán. Las modificaciones que se han
realizado han sido la inclusión de nuevas especies en la tabla de especies bioindicadoras
a utilizar (Bermejo, 2013), algunas de ellas pertenecen a la fauna marina, como
Astroides calycularis, también se han establecidos unos valores de referencia más
acordes con las condiciones particulares del Mar de Alborán atendiendo, también, a su
particulares condiciones geomorfológicas. Todas estas modificaciones han sido
propuestas en el trabajo de Bermejo (2013).
29
A través de los enclaves analizados se ha podido observar la existencia e
influencia del gradiente biogeográfico, puesto que conforme los sectores se acercan al
Estrecho de Gibraltar se observa como la especies de Cystoseira son relevadas por otras
especies bioingenieras, también pertenecientes al orden de las fucales, como son las
especies de Fucus spiralis y Fucus vesiculosus, más comunes en las costas atlánticas.
Ambas especies de fucales forman comunidad con Ellisolandia elongata y en menor
proporción con Jania rubens.
Los sectores de costa que han sido analizados están influenciados por diferentes
presiones antrópicas, como pueden ser: turismo, transporte marítimo, puertos,
industria…etc. Todos ellos han sido clasificados dentro de un buen estado ecológico de
sus masas de agua, pero si bien es cierto, hay que establecer algunas consideraciones a
estos resultados. Como por ejemplo, el caso de La Araña, donde se han obtenido unos
resultados inesperadamente buenos cuando se aprecia fácilmente la presión que ejerce la
presencia de la industria cementera.
La calidad ecológica resultante tras la evaluación de las masas de agua de La
Araña (Málaga) ha sido moderada. Tras la evaluación de estos sectores costeros, se
puede observar que el método CARLIT, al estar basado en la sola presencia de especies
sensibles, puede producir unos resultados favorables, sin que realmente la zona tenga tal
grado de calidad ecológica. En dicha zona de muestreo, es fácil comprobar que no se
trata de una zona prístina ni de alto valor ecológico, toda la línea rocosa se encuentra
cubierta por una capa de cemento proveniente de la existencia de una fábrica cementera
en las inmediaciones, así como la turbidez a la que es sometida la masa de agua
adyacente y la alta presencia de especies loctonas como por ejemplo, Asparagopsis
Armata y Asparagopsis taxiformis. Esto también se puede observar a través de las
especies sensibles que el método CARLIT propone, por ejemplo, las comunidades de
Cystoseira, presentes en la zona, se encuentran en recesión y se puede observar como
los individuos presentan malformaciones y de escaso tamaño. Esto puede ser debido a
las perturbaciones que afectan a la zona, las cuales impiden el normal desarrollo de
estas comunidades. Por ello, sería interesante evaluar el estado de las comunidades de
macroalgas al llevar a cabo el trabajo de campo del método CARLIT, puesto que
tomando como información solamente la presencia de dichas especies puede llevar a
generar confusión sobre el verdadero estado ecológico de determinadas masas de agua
costeras, como es el caso de La Araña (Málaga). Esto puede ser corregido con la
30
aplicación del método CARLIT a lo largo del tiempo, para así, tener información y
observar cómo van evolucionando las comunidades.
Tras la comparación con resultados anteriores a la realización de este trabajo
(Bermejo, 2013), se puede observar que la zona de La Araña está en recesión, es decir,
está perdiendo calidad ecológica en sus aguas posiblemente debido a la fuerte presión
industrial y de la acuicultura.
Próxima a la zona de La Araña se encuentran unas bateas de mejillones de una
explotación de acuicultura marina. Esto genera la invasión de la costa rocosa por parte
de las larvas de los mejillones cultivados, creando así una competencia por el sustrato
con otras especies, y homogeneizando el ecosistema.
Otro de los objetivos de este informe es establecer las diferencias que puede
ocasionar la escala temporal en la toma de datos de campo. Probablemente el alto
porcentaje de sectores ocupados por Cystoseira formando cinturones puede tener una
estimación de densidad que dependa: del operador que realiza el trabajo de campo, la
fecha de muestreo en una ventana temporal de Abril-Junio y las condiciones
meteorológicas (Nikolic, 2013).
Como puede observarse en los resultados obtenidos en los datos, en la zona de
La Araña, con diferencia en la fecha de muestreo, no se observan diferencias
significativas en los valores obtenidos. Puesto que esta variabilidad temporal no afecta
en los resultados de CARLIT, ya que no se requieren los valores de densidad en dicho
método, solo se toma en cuenta la presencia de unas especies indicadoras o no. Si se
requiriese la abundancia, entonces posiblemente la variación temporal en la fecha de la
toma de datos podría alterar los resultados, ya que la densidad si puede presentar
variación según la fecha en la que se vayan a obtener los datos de campo. Por lo que el
factor más importante que puede crear variabilidad en los resultados del método
CARLIT es el factor humano (Nikolic, 2013), es decir, el operador, puesto que
diferentes personas pueden tener diferentes criterios de estimación y, sobre todo, puede
influir la formación en taxonomía de las especies observadas, aunque esta no requiera
un alto nivel.
Tantos en los sectores que pertenecen a la Caleta (Tarifa) como a Calahonda se
han dado valores de estado ecológicos altos tras la aplicación de CARLIT, ya que se han
observado especies realmente sensibles, las cuales están catalogadas por CARLIT con el
mayor nivel de sensibilidad. Estas especies son: Lithophylum byssoides en Tarifa y
Posidonea oceánica en Calahonda. Es importante establecer un plan de gestión en estas
31
zonas para conservar el estado ecológico que poseen, ya que ambos sectores están
siendo influidos por la presión antrópica, aunque no se detectan signos de retroceso
significativos, sobretodo en la Caleta (Tarifa).
En la cartografía aportada por este trabajo sobre la zona de Calahonda, se puede
comprobar como CARLIT es una herramienta válida también para detectar emisarios
ilegales, así como cauces fluviales deteriorados. Se observa como las comunidades de
menor valor ecológico están presentes en las zonas adyacentes a las desembocaduras
fluviales de la zona, esto puede ser un fenómeno natural, puesto que los cauces fluviales
llevan una alta carga de nutrientes por efecto de la erosión, pero esto puede ser
aumentado si, además, estos cauces están eutrofizados. Por ello, CARLIT se muestra
como una herramienta útil para detectar emisarios ilegales a través del estudio de las
cartografías que genera su aplicación.
Para finalizar, el método CARLIT se muestra como una herramienta muy útil para
valorar el estado ecológico de las aguas costeras al ser lo suficientemente sensible a las
presiones antrópicas y naturales (Bermejo, 2013). Dicho método presenta unas
características muy afines a las necesidades que marca la DMA y la estrategia marina
europea, entre estas características destacan: i) no demanda altas frecuencias de
muestreos, las cuales no necesitan procesamiento de las muestras en laboratorio, ii) es
un método no destructivo, puesto que lleva a cabo un muestreo visual, y además, iii) no
requiere de un alto nivel de conocimientos en taxonomía. Todo lo anterior, hace que
este índice pueda ser aplicado para grandes escalas temporales y espaciales, como así lo
requiere la DMA.
32
Bibliografía
Aarts, B. G. W. and Nienhuis, P. H. (1999) Ecological sustainability and biodiversity.
International Journal of sustainable Development and World Ecology 6 (2), 89-102.
Airoldi, L., Beck, M.W., 2007. Loss, status and trends for coastal marine habitats of
Europe. Oceanogr. Mar. Biol. Annu. Rev. 45, 345–405.
Arévalo, R., Pinedo, S., Ballesteros, E., 2007. Changes in the composition and structure of
Mediterranean rocky-shore communities following a gradient of nutrient enrichment:
descriptive study and test of proposed methods to assess water quality regarding
macroalgae. Mar. Pollut. Bull. 55, 104–113.
Asnaghi, V., Chiantore, M., Bertolotto, R.-M., Parravicini, V., Cattaneo-Vietti, R., Gaino, F.,
Moretto, P., Privitera, D., Mangialajo, L., 2009. Implementation of the European
water framework directive: natural variability associated with the CARLIT method on
the rocky shores of the Ligurian Sea (Italy). Mar. Ecol. 30, 505–513.
Ballesteros, E., Pérez, M., Zabala, M., 1984. Aproximación al conocimiento de las comunidades
algares de la zona infralitoral superior en la costa catalana. Collectanea Botanica 15,
69–100.
Ballesteros, E., Torras, X., Pinedo, S., García, M., Mangialajo, L. 2007. A new methodology
based on littoral community cartography dominated by macroalgae for the
imlementation of the European Water Framework Directive. MPB 55 172–180.
Belsher, T., 1977. Analyse des répercussions de pollutions urbaines sur le
macrophytobenthos de Méditerranée (Marseille, Port-Vendres, Port-Cros).
These Doctorat. Universite´ d’Aix-Marseille II, Marseille, pp. 287.
Bermejo, R., et al. Application of the CARLIT index along a biogeographical gradient in the
Alboran Sea (European Coast). Mar. Pollut. Bull. (2013),
Http://dx.doi.org/10.1016/j.marpolbul.2013.04.011
Bianchi, N., Morri, C. 2000. Marine Biodiversity of the Mediterranean Sea Situation, Problems
and Prospects for Future Research. Marine Pollution Bulletin Vol. 40, No. 5, pp. 367-
376.
33
Bioindicadores,http://www.aguasgomera.es/documentos/informacion_basica/Prog_Seguim_Ag
uas_Costeras.pdf
Borowitzka, M.A., 1972. Intertidal algal species diversity and the effect of pollution. Australian
Journal Marine Freshwater Research 23, 73–84.
Casazza, G., Silvestri, C., Spada, E., Melley, A., 2002. Coastal environment in Italy:
preliminary approach using the DPSIR scheme of indicators. In: Littoral 2002 The
Changing Coast. EUROCOAST, Portugal, pp. 541–550.
Cognetti, G. and Curini-Galletti, M. (1993) Biodiversity conservation problems in the marine
environment. Marine Pollution Bulletin 26 (4), 179-183.
Coll, M., Piroddi, C., Steenbeek, J., Kaschner, K., Ben Rais Lasram, F., Aguzzi, J.,
Ballesteros, E., Bianchi, C.N., Corbera, J., Dailianis, T., Danovaro, R.,
Estrada, M., Froglia, C., Galil, B.S., Gasol, J.M., Gertwagen, R., Gil, J.,
Guilhaumon, F., Kesner-Reyes, K., Kitsos, M.S., Koukouras, A.,
Lampadariou, N., Laxamana, E., Cuadra, C.M., Lotze, H.K., Martin, D.,
Mouillot, D., Oro, D., Raicevich, S., Rius-Barile, J., Saiz-Salinas, J.I., Vicente,
C.S., Somot, S., Templado, J., Turon, X., Vafidis, D., Villanueva, R.,
Voultsiadou, E., 2010. The biodiversity of the Mediterranean Sea: estimates,
patterns, and threats. PloS One 5, e11842.
Culotta, E. (1996) Exploring biodiversity's benefits. Science 273, 1045-1046.
Díez, I., Bustamante, M., Santolaria, A., Tajadura, J., Muguerza, N., Borja, A., Muxika,
I., Saiz-Salinas, J., Gorostiaga, J.M., 2012. Development of a tool for
assessing the ecological quality status of intertidal coastal rocky assemblages,
within Atlantic Iberian coasts. Ecol. Indic. 12, 58–71.
DIRECTIVA MARCO DEL AGUA
EEA, 1999. State and pressures of the marine and coastal Mediterranean environment. Report
No. 5. European Environment Agency, Copenhagen, Denmark.
Eriksson, B.K., Bergstrom, L., 2005. Local distribution patterns of macroalgae in relation to
environmental variables in the northern Baltic Proper. Estuarine Coastal and Shelf
Science 62, 109–117.
Fairweather, P.G., 1990. Sewage and the biota on seashores: Assessment of impact in relation to
natural variability. Environmental Monitoring and Assessment 14, 197–210.
34
García-Gómez, J.C., Corzo, J.R., López-Fe, C.M., Sánchez-Moyano, E., Corzo, M.,
Rey, J., Guerra-García, J.M., García-Asencio, I., 2003. Metodología
cartográfica submarina orientada a la gestión y conservación del medio litoral:
mapa de las comunidades bentónicas del frente litoral norte del estrecho de
Gibraltar. Bol. Inst. Esp. Oceanogr. 19, 149–163.
Gray, J. S. (1989) E€ ects of environmental stress on species rich assemblages. Biological
Journal of the Linnean Society 37, 19-32.
Grime, J. P. (1997) Biodiversity and ecosystem function: the debate deepens. Science 277,
1260-1261.
Grime, J.P., 1979. Plant strategies and vegetation processes. Wiley & Sons, New York, 222 pp.
Littler, M.M., Murray, S.N., 1975. Impact of sewage on the distribution, abundance and
community structure of rocky intertidal macroorganisms. Marine Biology 30,
277–291.
Magrama. http://www.magrama.gob.es/es/costas/temas/proteccion-del-medio-marino/la-union-
europea-y-la-proteccion-del-medio-marino-y-costero/directiva_marco_agua.aspx
Mangialajo, L., Chiantore, M., Cattaneo-Vietti, R., 2008. Loss of fucoid algae along a gradient
of urbanisation, and structure of benthic assemblages. Mar. Ecol. Prog. Ser. 358, 63–
74.
Mangialajo, L., Ruggieri, N., Asnaghi, V., Chiantore, M., Povero, P., Cattaneo-Vietti,
R., 2007. Ecological status in the Ligurian Sea: the effect of coastline
urbanisation and the importance of proper reference sites. Mar. Pollut. Bull.
55, 30–41.
Mascaró, O., Alcoverro, T., Dencheva, K., Díez, I., Gorostiaga, J.M., Krause-Jensen,
D., Balsby, T.J.S., Marbà, N., Muxika, I., Neto, J.M., Nikolic, V., Orfanidis,
S., Pedersen, A., Pérez, M., Romero, J., 2013. Exploring the robustness of
macrophyte-based classification methods to assess the ecological status of
coastal and transitional ecosystems under the water framework directive.
Hydrobiologia 704, 279–291.
McKinney, M. L. (1999) Biotic homogenization: a few winners replacing many losers in the
next mass extinction. Trends in Ecology and Evolution 14 (11), 450-453.
35
MED GIG, 2011. WFD Intercalibration Phase 2: Coastal waters Mediterranean Sea GIG
Macroalgae. Milestone 4 Report.
Moran and Briand, 1996. ASHAGI
Munda, I., 1974. Changes and succession in the benthic algal associations of slightly
polluted habitats. Revue Internationale d’Oceanographie Medicale 24, 37–52.
Murray, S.N., Littler, M.M., 1978. Patterns of algal succession in a perturbated marine
intertidal community. Journal of Phycology 14, 506–512.
Nikolić, V., Zuljevíc, A., Mangialajo, L., Antolíc, B., Kuspilíc, G., Ballesteros, E. 2013.
Cartography of littoral rocky-shore communities (CARLIT) as a tool for ecological
quality assessment of coastal. Ecological Indicators 34 (2013) 87–93.
Orfanidis, S., Panayotidis, P. & Stamatis, N., 2003. An insight to the ecological
evaluation index (EEI). Ecological Indicators, 3 (1): 27-33.
Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., 2001. Ecological evaluation of transitional and
coastal waters: a marine benthic macrophytes-based model. Medit. Mar. Sci. 2, 45–
65.
Orfanidis, S., Panayotidis, P., Ugland, K., 2011. Ecological Evaluation Index continuous
formula (EEI-c) application: a step for- ward for functional groups, the formula and
reference condition values. Medit. Mar. Sci. 12, 199–231.
Orlando-Bonaca, M., L. Lipej (2009).Benthic macroalgae as bioindicators of the
ecological status in the gulf of Trieste. VARSTVO NARAVE, 22 (2009) 63–
72.
Orlando-Bonaca, M., L. Lipej, S. Orfanidis (2008): Benthic macrophytes as a tool for
delineating, monitoring and assessing ecological status: the case of Slovenian
coastal waters. Marine Pollution Bulletin 56(4): 666-676.
Pearson, T. H. and Rosemberg, R. (1978) Macrobenthic succession in relation to organic
enrichment and pollution of the marine environment. Oceanography and Marine
Biology Annual Review 16, 229-311.
Pérès, J.M., Picard, J., 1964. Nouveau manuel de bionomie benthique de la Mer
Mediterranée. Rec. Trav. Sta. Mar. Endoume 42, 5–137.
36
Pinedo, S., García, M., Satta, M.P., de Torres, M., Ballesteros, E., 2007. Rocky-
shorecommunities as indicators of water quality: a case study in the Northwestern
Mediterranean. Mar. Pollut. Bull. 55, 126–135.
Thibaut, T., Pinedo, S., Torras, X., Ballesteros, E., 2005. Long-term decline of the populations
of Fucales (Cystoseira spp. and Sargassum spp.) in the Albères coast (France, North-
western Mediterranean). Mar. Pollut. Bull. 50, 1472–1489.
Underwood, A.J., 1996. Detection, interpretation, prediction and management of
environmental disturbances: some roles for experimental marine ecology. J.
Exp. Mar. Biol. Ecol. 200, 1–27.
UNEP, 1996. Etat du milieu marin et littoral de la région Méditerranéenne. MAPTech. Rep.,
101–148.
Agradecimientos
La elaboración de este trabajo hubiese sido realmente dificultosa y quizás no
hubiese tenido el mismo resultado sin la altruista ayuda del Dr. Ricardo Bermejo de la
Universidad de Cádiz, en el acercamiento a la materia. Muy importante también la labor
de apoyo, asesoramiento y ayuda en la identificación de las especies, de mi tutora de
TFG, María Altamirano.
También me gustaría destacar el simpático apoyo logístico-moral de Rocío en la
labor de trabajo de campo, a pesar de no encontrarse en su medio como se pudo
comprobar tras resbalones y salpicaduras de agua.
Y como no agradecer la ayuda en la financiación de la carrera académica por parte
de mis padres, los cuales, han sido mis patrocinadores.
Anexo
Se adjunta un CD-ROM, con las tablas detalladas de la aplicación del método CARLIT,
así como la cartografía generada.
2
Tabla 11. Tabla-detalle utilizada para los cálculos de EQR en la zona de La Araña (Málaga)
Fecha Localidad Exposición Longitud (m)
Comunidad SL EQi SL*Longitud EQR
11/06/2014 La Araña 0-500 20 Co+My+Ul 6 12 10
11/06/2014 La Araña >1000 50 Co+My 6 10,2 29,4117647
11/06/2014 La Araña 0-500 30 Co+My+Ul 6 12 15
11/06/2014 La Araña >1000 180 0
11/06/2014 La Araña >1000 240 My 6 11,6 124,137931
12/06/2014 La Araña >1000 200 0
12/06/2014 La Araña 0-500 110 CT2+My 12 12 110
12/06/2014 La Araña >1000 40 0
12/06/2014 La Araña >1000 70 CT4+Ul+My 19 17,3 70
12/06/2014 La Araña >1000 70 CT3+My+Ul 15 17,3 60,6936416 Suma
longitud(m) 1010 419,243337 0,415092
3
Tabla 12. Tabla-detalle utilizada para los cálculos de EQR en la zona de La Araña (Málaga)
Fecha Localidad Exposición Longitud (m)
Comunidad SL EQi SL*Longitud EQR
09/06/2014 La Caleta >1000 50 Co 8 17,1 23,3918129
09/06/2014 La Caleta >1001 75 Fs+Lb 20 17,1 75
09/06/2014 La Caleta >1002 130 Co 8 17,1 60,8187135
09/06/2014 La Caleta >1003 80 Fs+Lb 20 17,1 80
09/06/2014 La Caleta >1004 135 Co 8 17,1 63,1578947
09/06/2014 La Caleta >1005 170 Fs+Lb 20 17,1 170
09/06/2014 La Caleta >1006 150 Ct2 12 17,1 105,263158 790 577,631579 0,731179
4
Tabla 12. Tabla-detalle utilizada para los cálculos de EQR en la zona de La Araña (Málaga)
Fecha Localidad Exposición Longitud (m)
Comunidad SL EQi SL*Longitud EQR
08/06/2014 Calahonda >1000 42 Co 8 17,3 19,4219653
08/06/2014 Calahonda >1000 35 Po+Ct 15 17,3 30,3468208
08/06/2014 Calahonda >1000 72 Po+Co 15 17,3 62,4277457
08/06/2014 Calahonda >1000 30 Po+Ct 15 17,3 26,0115607
08/06/2014 Calahonda >1000 120 Co 8 11,6 82,7586207
08/06/2014 Calahonda >1000 77 Ct 10 17,3 44,5086705
08/06/2014 Calahonda >1000 40 Ct 12 17,3 27,7456647
08/06/2014 Calahonda >1000 70 Po+Ct 12 17,3 48,5549133
08/06/2014 Calahonda >1000 80 Po+Ct 15 17,3 69,3641618
08/06/2014 Calahonda >1000 155 My+Ct 10 17,3 89,5953757
08/06/2014 Calahonda >1000 30 Ct 15 14,6 30
08/06/2014 Calahonda >1000 70 Po+Ct 15 17,3 60,6936416
08/06/2014 Calahonda >1000 50 Cn+Po+Ct 15 14,6 50
08/06/2014 Calahonda >1000 90 Cn+Po+Ct 15 14,6 90
08/06/2014 Calahonda >1000 260 Cn+Po 15 20 195
08/06/2014 Calahonda >1000 165 Co 8 11,6 113,793103 1386 1040,22224 0,750521
5
Figura 9. Ampliación de la cartografía generada para la zona de La Araña (Málaga) tras la aplicación del método CARLIT en las costas malagueñas
6
Figura 10. Ampliación de la cartografía generada para la zona de La Caleta (Tarifa) tras la aplicación del método CARLIT.
7
Figura 12. Ampliación de la cartografía generada para la zona de Calahonda (Málaga) tras la aplicación del método CARLIT en las costas malagueñas
8
