COSTA Huracanes/Tormentas Enfermedades Blanqueamiento de coral Mortandad de organismos Atlántico 1961 Hattie, 1971 Irene,
1988 Joan, 1996 César (SA).
Banda Blanca, Banda Negra, Lunares Oscuros (SA, Gu, SM, Ca)
años 1982-83, 1986-87, 1989-90 (Ca, SA, SM, Gu,
SB)
1983 Diadema (SM) 1992 Gorgonia
(SM, SA)
Pacífico 1983 El Niño: Go, Ut
Mortandad de organismos: la mortandad masiva del Erizo Negro Diadema antillarum en todo el Caribe, ocurrida en 1982-1984 (Lessios et al. 1984) (el 95-99 % de los individuos fueron eliminados), trajo cambios importante en la estructura de las comunidades arrecifales: a cobertura de las macroalgas aumentó significativamente, hasta 75 %, mientras que se redujo la de los corales drásticamente por la competencia generada (Liddell y Ohlhorst 1986; Hughes 1994). En Colombia los cambios en la estructura de las comunidades no fueron monitoreados, sin embargo se registraron proliferaciones algales que aún hoy se mantienen. Entre 1982 y 1987 se presentaron también reducciones drásticas (cercanas a 100 %) de las poblaciones del Abanicos de Mar (Gorgonia spp.) en varias localidades del Caribe: San Andrés y Santa Marta (Garzón-Ferreira y Zea 1992). Esta mortandad de organismos se ha extendido hasta el presente y a otros sectores del caribe, pero en una menor intensidad (Nagelkerken et al. 1997), y el agente causante parece ser un hongo terrestre del género Aspergillus (Smith et al. 1996). Corales: Las señaladas para el evento del Niño, además de ocurridas durante toda la década de los 80s (Tabla 5). Las especies más afectadas en el Caribe fueron los corales Acropora palmata y A. cervicornis, especies de gran importancia en la construcción del arrecife (Garzón-Ferreira 1997).
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década de los 80s y recientemente (Glynn 1991). Ejemplos de ellos se observaron en la Guajira (Solano 1994), Islas del Rosario (Solano et al. 1993), San Bernardo (Ramírez et al 1994), Santa Marta Zea y Duque 1989), San Andrés (Prahl 1986; Díaz et al. 1995), Gorgona y costa Pacífico Colombiana (Prahl 1986).
Enfermedades epidémicas: han reducido drásticamente las poblaciones de varios corales importantes y otros organismos del arrecife y al parecer continúa aumentando en variedad e incidencia en Colombia y en todo el mundo (Garzón-Ferreira 1997; Garzón-Ferreira et al. 1996.). Las enfermedades de corales más conocidas son la Banda Negra, Banda Blanca, Banda Amarilla, Banda Roja, Lunares Oscuros, La Mancha amarilla y la Muerte Rápida (Tabla 5). Otros organismos, como algas, gorgonáceos, erizos, moluscos, crustáceos, peces y tortugas también han sido atacadas por diverso tipo de enfermedades muy poco estudiadas (Peters 1997).
Predación: los organismos depredadores de corales (coralívoros) son bastante diversos en el Pacífico e incluyen representantes de diferentes grupos taxonómicos: gastrópodos, crustáceos, equinodermos, peces y esponjas (Glynn et al. 1982; Guzmán y Cortés 1993). Niveles altos de predación y bioerosión (erosión causada por organismos) sobre de los corales puede tener un efecto destructor sobre la estructura de carbonato que caracteriza el arrecife. Con base en observaciones realizadas en la Ensenada de Utría, Vargas-Angel (1996) sugirió que las altas tasas de predación y pastoreo de peces (tetraodóntidos y Balístidos), además de la influencia de territorios de peces damiselas (Stegastes acapulcoensis), pueden ser los responsables de parte de la erosión y baja cobertura de corales. Señala también que los moluscos son los mayores responsables (90 %) de la bioerosión de los corales en el arrecife la Tebada (Vargas-Angel y Senior 1996).
Otros: Mareas bajas extremas causan la exposición del arrecife a largos periodos fuera del agua y mareas roja causadas por microalgas del plancton se han observado principalmente el los arrecifes del Pacífico americano, incluyendo a Colombia. Los efectos de las primera fueron evaluados en Gorgona encontrando una rápida colonización de algas luego de la muerte de los corales (Zapata et al 1996), mientras que las segundas apenas son mencionadas para Colombia y no se conocen estudios de sus efectos en el país.
Capacidad de recuperación
Existen pocos estudios de recolonización y recuperación de los arrecifes coralinos después de su destrucción total o parcial por causas naturales o inducidas por humanos, sin embargo, es bien sabido que la regeneración de los corales es un proceso lento y de ninguna manera podrá competir con las destrucciones.
En arrecifes del Pacífico americano la recuperación de los corales después del Niño 82-83 ha sido lenta, observándose una recuperación gradual en ciertos sitios (Bárcenas et al. 1996), pero en otros, por el contrario, el deterioro es notorio. Debido a la poca oferta de “semilla”-plánulas - y a que el reclutamiento sexual es bajo y parece ser poco común en el Pacífico, además de las consecuentes fuentes de mortalidad, como concentración coralívoros, mareas bajas extremas, proliferación de algas y estrés por aguas frías, sedimentación, la recuperación natural del sistema ha sido difícil (Prahl 1986b; Guzmán y Cortés 1993; Vargas-Angel 1996). Los pocos estudios indican que el mecanismo más común y posiblemente más importante para la regeneración natural es asexual -por fragmentación - (Guzmán y Cortés 1993).
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una baja capacidad de reclutamiento -por reproducción sexual-, difidultando del mismo modo, la recuperación del sistema. Actualmente aún se observan arrecifes pobremente recuperados luego de más de 15 años de ocurridos eventos de deterioro (Navas et al en prensa).
Los estudios señalan que los corales más abundantes del Pacífico, los Pocillopora se recuperan mejor que las otras especies de corales (Prahl 1986b). Se disponen de algunos datos acerca del crecimiento de los corales en Colombia, por ejemplo, el coral Pocillopora damicornis puede alcanzar 12.7 mm/año (Prahl y Vargas-Angel 1990) a 23.7 mm/año (Prahl 1986b) y también se conocen algunos factores que los afectan: organismos coralívoros, bioerodadores, exposición al aire, temperatura, nubosidad y sedimentación (Prahl y Vargas-Angel 1990; Guzmán y Cortes 1993). Por señalar valores, se estima que la recuperación de los arrecifes en la costa de Hawai, después de su destrucción, requiere entre 20 a 50 años (Grigg y Dollar 1990). Estudios en el Caribe señalan que arrecifes someros del coral Cuerno de Ciervo (Acropora cervicornis) pueden recuperarse rápidamente (c.a. 5 años), debido al rápido crecimiento y simplicidad de su esqueleto (Grigg y Dollar 1990; Sanjuan y Acosta 1996), por ejemplo, el coral Acropora palmata creció 52 mm en un año en las Islas del Rosario (García et al. 1996). Tasas de crecimiento del coral Montastraea annularis (sensu lato) alcanzaron valores de 9.3 mm/ año (Solano et al. 1992). Sin embargo la recuperación de las especies del género Acropora en el Caribe también ha sido muy lenta, quizás por la poca disponibilidad de larvas. En este sentido, los arrecifes de Isla Arena en el caribe colombiano (Perdomo y Pinzón 1997) representan un “banco” de “semilla” dada la alta abundancia de corales Acropora.
La “siembra” y “transplante” con objetivos de recuperación artificial de arrecifes en Colombia se han realizado en el Parque Nacional Natural Corales del Rosario, donde actualmente se adelantan experimentos por parte del Museo del Mar-Univ. Jorge Tadeo Lozano con miras a determinar las mejores condiciones para establecer planes de restauración de los arrecifes (García et al. 1995, 1996; Bohórquez 1996).
Estado de conservación
De acuerdo a lo expuesto anteriormente se puede concluir que todos los síntomas y factores de deterioro de los arrecifes de coral se presentan actualmente en el país. Casos dramáticos de deterioro se observan en prácticamente en todas las áreas arrecifales tanto en las localizadas cerca de la costa y de centros urbanos, como en áreas coralinas remotas y oceánicas, lo que sugiere la ocurrencia de fenómenos de orden regional y macroregional o global (Garzón-Ferreira 1997). Reflejo de ello es la reducción significativa de la cobertura de coral vivo [(uno de los indicadores de “salud coralina” (Ginsburg 1994)], y una pérdida de la biodiversidad en sus diferentes escalas de expresión (genética, bioquímica, específica y ecosistémica). Aunque está ampliamente documentado que el eje principal de la pérdida de la biodiversidad (extinción de especies) se encuentra en los bosques tropicales, se sospecha que en los arrecifes coralinos (aunque comparativamente menos investigados), con el ritmo actual de degradación, los niveles de extinción pueden ser del mismo orden de magnitud.
Casos dramáticos de reducción de coral vivo se observaron a comienzos de la década de los 80s y se continúan hoy día en Islas del Rosario (Garzón-Ferreira y Kielman 1994), San Bernardo (Ramírez et al. 1994), Santa Marta (Werding y Köster 1977; Werding y Sánchez 1989; Garzón-Ferreira y Cano 1991), San Andrés (Díaz et al.
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1995; Zea et al. en prensa), y en la región del Pacífico (Prahl 1986; Vargas-Angel 1996). Las poblaciones más afectadas son las de los corales Cuerno de Alce (Acropora palmata) y Cuerno de Ciervo (Acropora cervicornis) y sus poblaciones se encuentra bastante reducidas en Colombia. En San Andrés se encontraron niveles de mortalidad coralina cercanos al 100 % (Díaz et al. 1995), aunque en términos generales la cobertura parece haber descendido a un nivel promedio de 20-30 % de acuerdo a datos tomados en los Archipiélago de San Andrés, El Rosario y San Bernardo (Garzón-Ferreira y Kielman 1994; Garzón-Ferreira 1997 y en curso). De acuerdo a Garzón-Ferreira (1997), en algunas áreas, como las del Parque Tayrona, el descenso de coral vivo parece haberse detenido, sin embargo, con el Fenómeno del Niño del presente año, es muy posible que ésta siga descendiendo, pues se ha señalado que el Niño de este año parece ser más fuerte que el del 82-83 (información de la red mundial de corales) y ya en septiembre de 1997 se ha evidenciado blanqueamiento en algunas localidades Caribeñas (com. pers. varios investigadores).
Al parecer, debido a los diversos daños ambientales en los ecosistemas coralinos y en el mar en general, se ha incremento la susceptibilidad de los corales y otros organismos a contraer enfermedades epidémicas vírales y bacterianas (Grigg y Dollar 1990), además, de continuar el ritmo actual de degradación coralina y contaminación ambiental, junto con las bajas tasas de recuperación natural, los arrecifes de coral se sitúan en uno de los ecosistemas marinos en mayor peligro en Colombia y el mundo.
Areas protegidas que incluyen el ecosistema
No es posible establecer la representatividad de las áreas de arrecifes coralinos dentro del Sistema de Areas Protegidas, por razones obvias, puesto que se carece de estimativos precisos de áreas con crecimiento significativo de corales. No obstante, la región con mayor extensión de arrecifes costeros en el Caribe colombiano (Archipiélagos del Rosario y San Bernardo), y en el Pacífico (Gorgona, Utría), se encuentran dentro de Parques Naturales (Tabla 6). En el mismo sentido, las áreas oceánicas arrecifales del Pacífico (Malpelo) y de algunas del Caribe (complejos arrecifales de Providencia y San Andrés) se encuentran representadas (en el “papel”) por Parques Naturales (Tabla 6), que suponen un control y una regulación estricta de las actividades antropogénicas, pero su protección real y efectiva es bastante deficiente debido en gran parte a la falta de entendimiento en los habitantes sobre la importancia de los arrecifes (Werding y Köster 1977). Otras categorías de manejo incluyen dos Areas de Manejo Especial, una Zona Especial de Reserva y cinco Zonas de Reserva Para la Pesca Artesanal, sin embargo no hay claridad respecto al manejo y conservación de los arrecifes de éstas zonas.
Existen evidencias que señalan actividades humanas deletéreas en muchos arrecifes costeros y oceánicos colombianos localizados en zonas protegidas, tal es el casos de los Parques Nacionales Naturales Tayrona (Werding y Köster 1977); Corales del Rosario (Werding y Sánchez 1979), San Andrés (Díaz et al 1995; 1996c; Zea et al. en prensa), Providencia (Geister 1992); Utría (Vargas-Angel 1996) y Malpelo (Prahl 1990).
El diagnóstico de arrecifes realizado por UNEP/IUCN en 1988 hace señalaba que las áreas de la Bahía de Santa Marta y los atolones y Bancos del Caribe (Roncador, Serrana, Cayos Albuquerque y Courtown) necesitaban de una particular atención de conservación. Diez años más tarde, aún no existen planes de manejo en cuanto a la conservación de sus arrecifes y comunidades coralinas existentes. De otra parte, otras áreas señaladas por el mismo
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diagnóstico sí fueron recientemente declaradas como Parques Nacionales (p.e. Malpelo y Utría).
Tabla 6. Zonas de protección y manejo que incluyen áreas de arrecifes coralinos y comunidades coralinas en Colombia. PNN: Parque Nacional Natural; AME: Areas de Manejo Especial, ZER: Zona Especial de Reserva, ZRPA: Zona de Reserva Para la Pesca Artesanal (adaptado de Sánchez-Páez y Alvarez-León 1997).
AREAS DE PROTECCIÓN CON ARRECIFES CORALINOS DEPARTAMENTO