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as limitaciones de la información carto- gráfica enunciada más arriba hacen difícil una estimación razonablemente ajustada de la evo- lución de las superficies totales de las praderas de esta especie. Ahora bien, existen diversas evi- dencias indirectas que permiten una diagnosis de la situación (Romero et al., 2007c).En general, las praderas de angiospermas ma- rinas, y en particular las de Posidonia oceanica, han sufrido una regresión considerable en los últimos 50 años, tanto en superficie ocupada como en efectivos; también se ha deteriorado su estado de salud. Sin embargo, datos recien-
tes obtenidos gracias a diversas redes de se- guimiento (por ejemplo, Romero et al., 2010a), así como observaciones de diversos grupos de científicos que se extienden a lo largo de tres décadas, han permitido constatar que esta re- gresión no prosigue, o al menos lo hace a tasas apenas perceptibles. Esta mejora de la tenden- cia se debe, probablemente, a diversas actuacio- nes y a la aplicación de normativas ambientales, así como a una mejor conciencia del valor de estos ecosistemas y de los ecosistemas mari- nos en general. Estudios realizados, a largo pla- zo, en comunidades de macroalgas bentónicas han constatado también una tendencia positi- va (Pinedo et al., 2013). A esta visión optimista hace de contrapeso no sólo la evidencia de que subsisten presiones significativas, sino que una gran parte de las praderas, como detallaremos a continuación, están lejos de un estado y exten- siones óptimas.
Desde el punto de vista de la extensión, se es- tima que las praderas actuales representan un
75-80 % de la extensión original (entendida como la existente en épocas pre-industriales: Romero
et al., 2007c). La estima se basa en un conjun- to heterogéneo de observaciones escasamente sistematizadas, que incluye, entre otras cosas, conversaciones con pescadores, datos de anti- guas cartas náuticas, identificación de zonas de mata dispersas y alguna fotografía aérea. Por lo tanto, la incertidumbre es muy elevada, aunque hay que decir que ejercicios similares llevados a cabo por expertos en otras zonas del Medite- rráneo noroccidental han arrojado resultados similares (Alcoverro et al., 2006). En los últimos 20 años, las pérdidas de superficie han sido de poca entidad, y no hay datos sobre regresiones extensas, con, tal vez, una excepción: en la zona del Garraf, una pradera visitada en 1987 y ya entonces en bastante mal estado, había retro- cedido de manera significativa, sobre todo por el límite profundo, en el 2010. Dejando de lado este caso, seguimientos que abarcan períodos de tiempo variables (pero en general superiores a diez años), con balizamiento del límite profun- do (y, en algunos casos, de límites someros) y llevados a cabo sobre 25 praderas muestran, en general, retrocesos modestos, ya que el 92% de las 250 balizas desplegadas no mostró ningún retroceso, y sólo 20 de ellas (8%) dieron signos de regresión, con un valor medio de 0,5 m/año, y de 0,04 m/año para el conjunto de la costa. En lo que se refiere a efectivos, o abundancia de plantas, que suele expresarse en términos de sustrato cubierto por la planta (% de cobertura) y en términos de haces por unidad de superficie (densidad, haces/m2), resulta casi imposible va-
lorar la evolución histórica. Las dos únicas series suficientemente largas para detectar tendencias en estos dos parámetros (la de las islas Medes, ver más arriba, desde 1984 y la de Mataró, des- de 1996), indican considerables fluctuaciones, si bien sin tendencias sistemáticas. Ahora bien, independientemente de la tendencia, los datos disponibles, tomando como referencia alguna revisión bibliográfica (Pergent et al., 1995), pa- recen indicar que los valores de densidad distan bastante de los considerados como referencia o normales. Así, por ejemplo, en un estudio hecho sobre 26 praderas, un 42% de ellas presentaba valores de cobertura y densidad similares a los de referencia, 35% presentaban valores mode- radamente inferiores (hasta un 50%) y el resto (23%) presentaba valores netamente inferiores (en un 50% o más) a los de referencia (Romero
et al., 2007c).
Finalmente, cabe decir que el estado de salud, concepto que abarca no ya la abundancia sino una cierta noción de integridad ecológica del sistema, así como un buen funcionamiento de las plantas, es variable. La diagnosis procede de información sobre las redes de vigilancia y con- trol desplegadas por el ACA para cumplir con la Directiva Marco del Agua, y que fueron efectivas entre 2003 y 2010. Estas redes integran las eva- luaciones de indicadores de calidad fisicoquími- cos, químicos y biológicos, entre los cuales se incluyen las angiospermas marinas (http://aca- web.gencat.cat/app/WDMA/). Desde el punto de vista de las praderas de P. oceanica, vale decir que se obtuvieron, para una treintena de prade- ras de la costa catalana, una serie de descripto- res, tanto fisiológicos como de contaminación o de estructura de las praderas, que se combinan en un índice biótico llamado POMI (Romero et al., 2007a). De un total de casi 200 observacio- nes, el 59% indicaron que las praderas evaluadas estaban en un estado de salud o integridad pro- pio de sistemas no impactados o poco impacta- dos, mientras que el 28% mostraron un estado de salud mediocre y un 13% un estado de salud deficiente. Estas valoraciones se reparten irregu- larmente, aunque las praderas en mejor estado corresponden a las zonas con menos presiones, como son la Costa Brava, Mataró (por la lejanía a costa ya comentada) y algunos puntos de la costa sur de Tarragona. Por el contrario, las pra- deras más deterioradas se sitúan en las zonas con mayores presiones, esto es, en las cercanías de Barcelona y Tarragona, además de en otras zonas puntualmente problemáticas.
La evolución temporal de la salud de las praderas parece mostrarse estable para el conjunto del te- rritorio, ya que, para el conjunto del período moni- torizado, un 59% de las praderas no cambian, un 22% empeoran y un 19% mejoran. A este respec- to es muy destacable una mejora generalizada de los indicadores fisiológicos, tales como los contenidos de nitrógeno, fósforo y carbohidra- tos, todos ellos relacionados con la calidad del agua y la eutrofización. Esta mejora se percibe para el conjunto de la costa catalana, pero muy especialmente se detecta en algunas de las pra- deras más deterioradas, como la de Sitges (Roca
et al., 2015). Aunque esta tendencia no se refleja en las variables estructurales como la cobertura y la densidad de las praderas, que tienen un tiem- po de recuperación mucho más largo, al menos sugieren la posibilidad de una recuperación a medio-largo plazo.
Cataluña
LAS MEDES
La pradera de las islas Medes es una de las estu- diadas desde más antiguo de todo el litoral espa- ñol, con muestreos ocasionales que se remon- tan a los años 60 y datos sistemáticos a partir de principios de los 80 (Romero et al., 2012a). Se dispone de una serie de datos de cobertura y densidad que se remonta a 1983, con valores
de la cobertura (Figura 1.2) como de la densidad (Figura 1.3), sin tendencias sistemáticas claras a pesar de algunas épocas que podríamos calificar como “de crisis”. Por otro lado se han observado pérdidas muy modestas en cuanto a la superfi- cie total, del orden del 3 a un 4% de la superficie original que existía en 1980.
Mapa de la pradera de las islas Medes cartografiada por Manzane-
ra & Romero (1998). Se señala el transecto permanente donde se han realizado las medidas del programa de seguimiento a 5; 6,5; 8,7 y 14 m de profundidad.
Evolución interanual de la cobertura (expresada en % de sustrato recubierto por Posidonia oceanica) de la pradera a diferentes profundidades. Datos del seguimiento de la pradera de las islas Medes (Romero et al., 2012a), actuali- zados al 2013.
Figura 1.2
Cataluña
Evolución de la densidad (haces/m2)
de la pradera a diferentes profundi- dades. Datos del seguimiento de la pradera de las islas Medes (Romero et al., 2012a) actualizados al 2013.