El Sistema Ecológico Bahía de Chetumal / Corozal: Costa

Transcription

EL SISTEMA ECOLÓGICO DE LA BAHÍA
DE CHETUMAL / COROZAL: COSTA
OCCIDENTAL DEL MAR CARIBE
EL SISTEMA ECOLÓGICO DE LA BAHÍA
DE CHETUMAL / COROZAL: COSTA
OCCIDENTAL DEL MAR CARIBE
Julio Espinoza Ávalos (editor principal)
Gerald Alexander Islebe y
Héctor Abuid Hernández Arana (editores)
El Colegio de la Frontera Sur
El sistema ecológico de la bahía de Chetumal / Corozal:
costa occidental del Mar Caribe
Julio Espinoza Ávalos (editor principal)
Gerald Alexander Islebe y
Héctor Abuid Hernández Arana (editores)
Derechos Reservados
© Noviembre de 2009
ii + 252 pp.
El Colegio de la Frontera Sur (ECOSUR)
Unidad Chetumal
Av. Centenario km 5.5
Col. Pacto Obrero
Chetumal, Quintana Roo 77014
México
www.ecosur.mx
DISEÑO INTERIORES: Julio Espinoza Ávalos
DISEÑO Y FOTOS EXTERIORES: Humberto Bahena Basave
IMAGEN DE SATÉLITE PORTADA: José Reyes Díaz Gallegos y Joanna Acosta Velázquez
REVISIÓN DE ESTILO: Ma. Guadalupe Olalde Ramos
ISBN: 978-607-7637-13-4
Hecho en México ♦ Made in Mexico
Agradecimientos
La culminación de esta obra es el resultado del esfuerzo de personas comprometidas con
sus actividades profesionales. Se gestó al interior del Departamento de Ecología Acuática
de ECOSUR, y al inicio participaron como editores Benjamín Morales Vela y Eloy Sosa
Cordero. Juan Jacobo Schmitter Soto y sus colegas fueron los primeros en entregar su
contribución, y poco a poco se fueron agregando los demás hasta llegar a un total de 74
autores de 14 instituciones. Para beneficio de todos, lo que es importante y que trascenderá
fue hecho por los autores; gracias a ellos, en este volumen se logró integrar un cúmulo de
conocimientos y experiencia en sus áreas de especialidad.
La revisión por pares de los capítulos que conforman esta obra fue llevada a cabo
por Odilón Sánchez Sánchez (Universidad Veracruzana), Luis Gustavo Álvarez Sánchez,
Miguel Fernando Lavín Peregrina (CICESE), Luis Fernando Carrera Parra, Pedro Antonio
Macario Mendoza, Gerald A. Islebe, Héctor A. Hernández Arana y Julio Espinoza Ávalos
(ECOSUR).
Alejandro Yañez Arancibia y Víctor Rivera Monroy cuidadosamente revisaron y
evaluaron los capítulos que en su momento integraban este libro, y sus recomendaciones
contribuyeron para enriquecerlo en fondo y forma, obligándonos a buscar autores
adicionales para llenar vacíos existentes en el contenido, proceso que concluyó el 12 de
marzo de 2009 al recibir la versión corregida de uno de los capítulos agregados. A pesar de
ese propósito adicional quedaron temas sin tratar, algunos porque aún no se han investigado
en la Bahía.
La uniformidad en la redacción de los capítulos se favoreció con el trabajo de Ma.
Guadalupe Olalde Ramos, correctora de estilo para la mayoría de capítulos. Laura Chanona
Espinosa, Marina Hirales Cota y Mirna Valdez Hernández ayudaron a dar el formato final a
cada capítulo. Humberto Bahena Basave fue generoso al proporcionar sus fotografías de
organismos y preparar el diseño de la portada, usando como fondo la imagen de satélite
procesada por José Reyes Díaz Gallegos y Joanna Acosta Velázquez.
La presentación fue preparada amablemente por Héctor Lizárraga Cubedo, Director
de Ambiente en la Secretaria Estatal de Desarrollo Urbano y Medio Ambiente de Quintana
roo, a quien consideramos una persona idónea para hacerlo debido a su labor en los
procesos de gestión ambiental en Quintana Roo.
A todos les agradecemos infinitamente su participación, deseando que el resultado
final sea de su agrado. Esperamos que también sea útil para quien lo consulte.
LOS EDITORES
Contenido
Introducción General
Presentación
H.A. LIZÁRRAGA CUBEDO ………………………………..…………………………..
1
i
Introducción y perspectivas
H.A. HERNÁNDEZ-ARANA, J. ESPINOZA-AVALOS Y G.A. ISLEBE ……………………. 1
Procesos Físicos Ambientales
Aspectos geológicos de la cuenca del Caribe
2
M. REBOLLEDO-VIEYRA ………………………………………………….. 5
3
Características hidrometeorológicas y batimétricas
L. CARRILLO, E. PALACIOS-HERNÁNDEZ, A.M. RAMÍREZ Y J.B. MORALES-VELA … 12
Biodiversidad: A. Productores Primarios
Cambios hidrológicos y de estado trófico entre los años 2000 y 2006
4
J.A. HERRERA-SILVEIRA, J.A. ARREOLA-LIZÁRRAGA Y J. RAMÍREZ-RAMÍREZ ……
5
21
Vegetación acuática sumergida
J. ESPINOZA-AVALOS, H.A. HERNÁNDEZ-ARANA, T. ÁLVAREZ-LEGORRETA, L.I.
QUAN-YOUNG, J.J. OLIVA-RIVERA, M. VALDEZ-HERNÁNDEZ, A. ZAVALAMENDOZA, G. CRUZ-PIÑÓN, C.Y. LÓPEZ, A. SEPÚLVEDA-LOZADA, P. WORUM28
FERENCE, A. VILLEGAS-CASTILLO Y B.I. VAN TUSSENBROEK ……………………….
6
Vegetación costera del Santuario del Manatí
O. SÁNCHEZ-SÁNCHEZ, G.A. ISLEBE Y M. VALDEZ-HERNÁNDEZ ………………. 41
7
Estructura, composición, regeneración y extracción de madera de los
bosques de manglar
C. TOVILLA-HERNÁNDEZ, D.E. ORIHUELA-BELMONTE Y R.L. SALAS-ROBLERO ….. 45
Biodiversidad: B. Consumidores
Estudios de zooplancton: logros y retos
8
I. CASTELLANOS-OSORIO ……………………………………………………………... 61
9
Distribución y abundancia de los nemátodos en el gradiente salino río
Hondo - Bacalar Chico
A. DE JESÚS-NAVARRETE Y Z.V. GÓNGORA-PECH …………………………...
69
10
Nemátodos parásitos del pargo mulato Lutjanus griseus (Linnaeus, 1758)
D. GONZÁLEZ-SOLÍS, V.M. TUZ-PAREDES Y M.A. QUINTAL-LORIA …………….. 80
11
Macrobentos
N.E. GONZÁLEZ, L.F. CARRERA-PARRA, P. SALAZAR-SILVA, C. LLANES- BAEZA,
L.E. GONZÁLEZ-ESCALANTE Y S.I. SALAZAR-VALLEJO ………………………. 88
12
Peces
J.J. SCHMITTER-SOTO, L. VÁSQUEZ-YEOMANS, E. PIMENTEL-CADENA, R. HERRERAPAVÓN, G. PAZ Y N. GARCÍA-TÉLLEZ ………………………………………. 102
13
Aspectos biológicos de los manatíes en el sur de Quintana Roo
J.B. MORALES-VELA Y J. A. PADILLA-SALDÍVAR ……………………………. 115
14
Distribución, uso de hábitat y amenazas para la nutria neotropical (Lontra
longicaudis annectens): un enfoque etnozoológico
S. CALMÉ Y M. SANVICENTE ……………………………………………… 124
15
Microartrópodos edáficos litorales
M.M. VÁZQUEZ-GONZÁLEZ ......................................................................... 131
16
Riqueza de mariposas diurnas (Lepidoptera: Rhopalocera) en el Santuario
del Manatí y una propuesta para su uso en el monitoreo de ambientes
terrestres del área
C. POZO-DE LA TIJERA, N. SALAS-SUÁREZ, B. PRADO-CUÉLLAR Y E. MAY-UC ....... 139
17
Herpetofauna: análisis y perspectivas
R.R. CALDERÓN-MANDUJANO, J.R. CEDEÑO-VÁZQUEZ Y H. BAHENA-BASAVE ….. 148
18
Aves: distribución y pautas para investigación en conservación
J.L. RANGEL-SALAZAR, P. ENRÍQUEZ-ROCHA Y J. CORREA-SANDOVAL ……….... 159
19
Mamíferos terrestres
E. ESCOBEDO-CABRERA, M. CHABLÉ-JIMÉNEZ Y C. POOL-VALDEZ …………….. 174
El Hombre y el Entorno
Pesquerías: sector social, recurso base y manejo
20
A. MEDINA-QUEJ, A.M. ARCE, R. HERRERA-PAVÓN, P. CABALLERO-PINZÓN, H.
ORTIZ-LEÓN Y C. ROSAS-CORREA …………………………………………. 184
21
Generación, manejo y destino de las aguas residuales de la ciudad de
Chetumal: situación actual
M.C. ORTIZ-HERNÁNDEZ, J. CARMONA-DE LA TORRE Y J.R. FLORES-RODRÍGUEZ ….. 196
22
Contaminación acuática
T. ÁLVAREZ-LEGORRETA ……………………………………………….... 205
23
Análisis del plan de manejo
R. TORRES-LARA Y J.R. FLORES-RODRÍGUEZ ………………………………... 218
24
Tendencias en la transformación del uso del suelo y la vegetación aledaña
J.R. DIAZ-GALLEGOS Y J. ACOSTA-VELÁZQUEZ ……………………………... 226
25
Áreas naturales protegidas en la región
T. CAMARENA-LUHRS Y O. LARA-LÓPEZ …………………………………………….. 238
Índice …………………………………………………………………………... 247
Presentación
La adecuada planeación, diseño y aplicación de políticas ambientales es fundamental para
lograr el desarrollo armónico sostenido y sustentado entre el hombre y el medio ambiente.
Mediante procesos donde participan diversos grupos de la sociedad como lo son
autoridades de los tres niveles de gobierno, universidades y centros de investigación,
organizaciones civiles no gubernamentales y miembros de la sociedad en general, se trabaja
hacia la toma de decisiones de manera consensuada.
Tanto las áreas naturales protegidas y los programas de ordenamiento ecológicos son
dos de las políticas ambientales que cuentan con mayor aceptación entre los
administradores de los recursos naturales. En ambos casos el objetivo es plasmar mediante
ordenamientos jurídicos el uso de suelo y definir las actividades que se pueden realizar de
acuerdo a los atributos ecológicos del suelo. Para procurar que se cumplan los objetivos por
las cuales son implementadas dichas políticas, se conforman órganos técnicos donde
participan la autoridad ejecutora y los diversos sectores de la sociedad, y en conjunto le dan
seguimiento a los componentes que emanan de los respectivos decretos y programas de
manejo.
Hoy en día, debido a las consecuencias que el mundo entero padece por los efectos
del cambio climático, dichas políticas ambientales pudieran coadyuvar para su control,
mitigación y prevención. En este sentido, es importante considerar en todo momento que la
representatividad de los procesos ecológicos, físicos y sociales está en función de la escala
geográfica y la temporalidad en que son medidos. Así mismo, para fines comparativos en
tiempo y espacio de una región, sitio o ecosistema determinado, es importante la
homologación de criterios.
Las Áreas Naturales Protegidas son espacios físicos que contienen unidades
ecológicas mínimas para el sostenimiento de cadenas y eslabones tróficos que por su
conformación pueden ser frágiles y de gran complejidad. La adecuada conservación y
preservación de dichos espacios permitirá que presentes y futuras generaciones gocen de
los bienes y servicios ambientales que de ellas se obtienen.
Sin embargo, las áreas protegidas también deberán de representar oportunidades de
diversificación de actividades productivas extractivas y no extractivas para los pobladores
que se encuentren asentados dentro de las poligonales y en su zona de influencia. Si dicho
objetivo se cumple es indudable que podremos alcanzar el desarrollo sustentado y
sostenible.
Quintana Roo es uno de los estados vanguardistas en todo México en la
implementación y elaboración de Programas de Ordenamiento Ecológico y de Áreas
Naturales Protegidas. Gran porcentaje de la superficie de la zona costera del estado se
encuentra bajo alguno de los dos esquemas de protección en mención. De las veintiún áreas
naturales protegidas decretadas en el estado, la Reserva Estatal Santuario del Manatí, Bahía
de Chetumal es considerada como uno de los seis sitios prioritarios para la conservación del
Sistema Arrecifal Mesoamericano (SAM), debido a la gran aportación de nutrientes
provenientes del Río Hondo, por sus zonas de crianza para especies acuáticas comerciales,
zonas de alimentación y refugio del manatí antillano, zonas de anidación de aves, hábitat de
especies de flora y fauna protegidas o en peligro de extinción y es una de las zonas de
mejor estado de conservación de humedales y manglares en el sur de Quintan Roo.
A pesar de su gran relevancia ecológica, el Santuario del Manatí enfrenta grandes
riesgos y amenazas, resultantes de malas prácticas de agricultura en la zona rural, la falta de
infraestructura para el saneamiento y tratamiento de aguas residuales de la ciudad de
i
Chetumal, la deforestación, el cambio de uso de suelo, la destrucción del paisaje y
alteración a la línea de costa, entre otros.
Para abatir estos grandes problemas, el Gobierno del Estado, a través de la Secretaría
de Desarrollo Urbano y Medio Ambiente, ente responsable de administrar la Reserva
Estatal, vigila el cumplimiento de los componentes plasmados en el Programa de Manejo
en coordinación con las diversas autoridades ambientales, grupos sociales, universidades y
centros de investigación. Para lograr la eficiente administración del área protegida, la
Secretaría deberá de tener a su alcance toda información existente sobre el estado que
guardan los recursos naturales y la descripción completa de los procesos biológicos, físicos,
químicos, hidrológicos y sociales que inciden en el Santuario del Manatí.
El libro denominado “El sistema ecológico de la bahía de Chetumal / Corozal: costa
occidental del Mar Caribe” incluye información valiosa que desde la perspectiva
gubernamental incide directamente en la toma de decisiones para mejorar el manejo y
administración del Santuario del Manatí considerando la relevancia geopolítica de ésta área
protegida.
Los veinticinco capítulos que comprende este libro abarcan aspectos fundamentales
para conocer de manera general el estado actual de la bahía de Chetumal. Es importante
mencionar que, en base a resultados obtenidos del análisis del bentos, a la comparación de
indicadores biológicos y de la hidrología, es posible dividir a la bahía de Chetumal en su
porción acuática por zonas de importancia ecológica. Sin duda, dicha información permitirá
ser más eficientes en el abatimiento de problemas específicos como el de la contaminación.
Otras de las grandes aportaciones del libro es la de proporcionar información
disponible para conducir los esfuerzos necesarios para el decreto de un área natural
protegida comprendiendo las comunidades la región de la Ribera del río Hondo desde San
Francisco Botes, La Unión, Tres Garantías y Dos Aguadas, lo que contribuiría en aumentar
la superficie de protección del corredor biológico mesoamericano.
Por las razones expuestas, este libro garantiza al lector que encontrará en sus páginas
una gama interesante de estudios, investigaciones, técnicas y resultados que confirman que
la bahía de Chetumal es una de las zonas prioritarias para el Estado desde la perspectiva
ambiental, geopolítica y socioeconómica.
HÉCTOR ANTONIO LIZÁRRAGA CUBEDO
Director de Medio Ambiente
Secretaría de Desarrollo Urbano y Medio Ambiente
Gobierno del Estado libre y soberano de Quintana Roo
ii
1
H.A. HERNÁNDEZ-ARANA (✉), J. ESPINOZA-AVALOS Y G.A. ISLEBE
El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal, Avenida Centenario km 5.5,
Colonia Pacto Obrero, Chetumal, Quintana Roo 77900, México. hhernand@ecosur.mx
Introducción
La bahía de Chetumal es un cuerpo de agua muy
extenso, somero, oligotrófico, y con agua salobre en su
parte interna la cual tiene poco intercambio con el agua
de mar de su boca; sin embargo, es dinámico por el
movimiento que le produce la energía eólica. Está
rodeada de flora y fauna asociadas a comunidades
tropicales de humedal, manglar y diversos tipos de
vegetación terrestre, como las selvas bajas y medianas.
Los ambientes acuáticos y terrestres de esta región
albergan una alta biodiversidad, incluyendo a plantas y
animales que son endémicos, y a otros que se
encuentran en peligro de extinción y en otras categorías
de riesgo o protección. En esta región hay 7 zonas de
protección (sumando a Banco Chinchorro) que se
decretaron y pusieron al cuidado de diferentes niveles
de gobierno, en México y Belice. Sin embargo, la
integridad y el mantenimiento de su biodiversidad se
encuentran en riesgo por las actividades humanas que
se desarrollan alrededor de este cuerpo de agua, por no
haber un seguimiento real de los planes de manejo en
todas las zonas con decretos de protección, y por no
existir o no aplicarse una legislación ambiental que
impida seguir con el deterioro ambiental. Para aliviar
este deterioro hay que implementar medidas concretas
inmediatas (Cap. 20, 21, 23, 24) y de mediano y largo
plazo.
Características físicas: Desconocemos si en la
literatura existe una delimitación física reconocida de
la boca de la bahía de Chetumal (denominada bahía
Corozal en Belice). Nosotros la delimitamos por la
línea imaginaria entre los puntos geográficos 17º 50’
45.33’’ N / 88º 04’ 00.05’’ O y 17º 51’ 09.38’’ N / 88º
12’ 43.71’’ O. El primer punto (Cayo Cangrejo) es el
extremo sur de un sistema de cayos continuos, que
incluyen Ambergris Cay y el que contiene al poblado
San Pedro, y están aparte de otros ubicados hacia el
sur, discontinuos y rodeados por aguas de mar abierto.
El segundo punto es la boca del sistema lagunar “River
Lagoon” y está ubicado enfrente del primero, en la
costa oeste. Ambos puntos geográficos están ubicados
en territorio de Belice (ver Cap. 3). Entonces, la
abertura de la boca de la Bahía es de 15.3 km, y su área
total aproximada es de 2600 km2, correspondiendo
1200 km2 a Belice y 1400 km2 a México. Las series de
cayos continuos y discontinuos mencionados antes
(predominantemente Cayo Caulker) y la pequeña
península donde está asentada la ciudad de Belice
forman una barrera o impedimento para el libre flujo
del agua marina hacia el interior de la Bahía, lo que
probablemente provoca un muy lento reemplazo de sus
aguas (Cap. 3). La evolución geológica que llevó a que
la Bahía adquiriera los rasgos estructurales actuales es
compleja, y solo hay hipótesis al respecto (Cap. 2). La
composición sedimentaria es típica de un sistema
cárstico, con fondos de arenas y limos carbonatados y
contenido de materia orgánica elevada (Cap. 9). Poco
se sabe de los procesos sedimentarios del sistema
(Yang et al. 2004), aunque observaciones directas de
campo indican que el sistema béntico es altamente
dinámico controlado por la energía eólica (MolinaRamírez 2007).
Diversidad biológica: La bahía de Chetumal se ubica
dentro de la provincia costera caribeña. La parte
acuática está considerada por la Comisión Nacional de
la Biodiversidad como el Área Marina Prioritaria no.
66, por su alta biodiversidad (Cap. 5-20), y se
considera que se encuentra amenazada (Arriaga et al.
1998). Por otra parte, los humedales y lagunas de la
Bahía corresponden a la Región Hidrológica no. 109, y
el Río Hondo a la no. 110. En todos los ecosistemas
acuáticos y terrestres de esta extensa área se ha
identificado un número importante de especies bajo
varias condiciones de protección nacional e
internacional: 15 de vegetación, incluidas tres especies
de mangle; 3 de mamíferos acuáticos, incluido el
manatí del caribe; 3 de anfibios y 32 de reptiles, como
El sistema ecológico de la bahía de Chetumal / Corozal: costa occidental del Mar Caribe
J. Espinoza-Avalos, G.A. Islebe y H.A. Hernández-Arana (eds.)
ECOSUR, 2009
Hernández-Arana et al.
la tortuga blanca que es explotada clandestinamente; 42
de aves y 28 de mamíferos terrestres, incluido el tapir
(Cap. 6, 7, 13, 14, 17, 18, 19). Otro aspecto relevante
del valor de la biodiversidad en esta área es el número
de especies explotadas comercialmente, para
autoconsumo o como especies objeto de pesca
deportiva, por ejemplo, 21 especies de peces y una
especie de crustáceo (la jaiba azul) en el ambiente
acuático (Cap. 12, 20).
La información recopilada en la presente obra
resalta que ciertos grupos taxonómicos o especies han
recibido más atención que otros, debido principalmente
a la especialización que tienen los investigadores de la
región. Un caso extremo de este hecho es el nulo
conocimiento de las microalgas de la Bahía y la
existencia de solo un estudio sobre delfines (ZacaríasAraujo 1992). La información también revela que el
mayor énfasis ha sido puesto en los componentes
estructurales del sistema y es evidente la necesidad de
llevar a cabo investigaciones relacionadas con las
funciones de esos componente de la biodiversidad.
Cabe mencionar, sin embargo, que en ocasiones se
desconoce la biología y ecología básica que localmente
presentan muchas especies (ver Cap. 15 y 17, por
ejemplo). Mantener una alta diversidad biológica del
Sistema Ecológico Bahía Chetumal, por otro lado,
también da la gran oportunidad de tener una fuente de
ingreso, a través de practicar un turismo responsable,
ecológico, de conservación y de contemplación,
periferia de la Bahía conlleva a un incremento del
vertimiento de aguas residuales y la generación de
desechos sólidos, con potenciales repercusiones en el
manto freático y la Bahía en su conjunto. La
problemática de la contaminación en la Bahía se
conoce a través de estudios relacionados con niveles de
contaminantes y su efecto sobre algunos componentes
bióticos (Cap. 4, 5, 11, 22), y de manera directa a
través de la ampliación de la red de drenaje sanitario
(Cap. 21). La contaminación se ha considerado como
una de las principales amenazas para la permanencia de
peces (Cap. 12) y la herpetofauna (Cap. 17), así como
la mayor amenaza para la nutria neotropical Lontra
longicaudis annectens, una especie en peligro de
extinción (Cap. 14). Sin embargo, aun se desconoce si
los efectos de la contaminación orgánica van más allá
del área de influencia inmediata de la ciudad. Otros
riesgos potenciales en el sistema de la Bahía se
relacionan con la sobrepesca de algunas especies de
peces, así como la introducción de especies no nativas
como la tilapia (Cap. 12, 20).
Afrontar y amortiguar los riesgos a los que
está expuesta la Bahía permitirá cumplir suficientemente con la conservación de los recursos naturales y
los ecosistemas del Santuario del Manatí, lo cual no ha
ocurrido hasta la fecha (Cap. 23).
Uno de los cambios recientes más notorios del
paisaje de la Bahía fue la apertura del canal de
Zaragoza, canal artificial de 1.25 km de longitud y 2 m
de profundidad promedio, que comunica directamente
la región sureste de la Bahía con el Mar Caribe. La
apertura de este canal, entre 1996 y 2000, coincidió con
un incremento de los valores de salinidad registrados
entre 2000 y 2006 (Cap. 4). En varios capítulos de esta
obra se hace referencia a que la apertura del canal
artificial pudiera ser la causa de este incremento en
salinidad (p. ej. Cap. 8); sin embargo, la falta de
mediciones a largo plazo de la salinidad hace
importante también contextualizar los cambios dentro
de la escala de variabilidad temporal del sistema, en el
que la influencia dulceacuícola prevalece, alternando
probablemente con una mayor influencia marina
durante periodos prolongados de secas (datos históricos
de precipitación pluvial CNA). Es también pertinente
ubicar este sistema en el contexto del cambio climático
global, tanto en los aspectos de incremento de la
temperatura como en la elevación del nivel medio del
mar, sin embargo, cualquier argumento en este sentido
es ahora especulación, debido a la falta de información
de largo plazo y una escala espacial grande.
Las modificaciones al paisaje de la Bahía
producidas por actividades humanas, pasadas y
recientes, traducidas en pérdida de hábitat para las
especies, seguramente han afectado la conectividad de
los sistemas ecológicos en el Corredor Biológico
Mesoamericano, y hacen razonable la propuesta (Cap.
Impacto antropogénico: Las zonas costera y selvática
de la Bahía fueron intensamente explotadas
(principalmente entre 1890 y 1920) para la extracción
maderera de palo de tinte, chicle, caoba y cedro, entre
otras especies, lo cual tuvo un impacto probablemente
intenso sobre la vegetación arbórea (Macias-Zapata
2004). En la actualidad, el cultivo intensivo y
extensivo, por ejemplo de caña de azúcar y cocos,
siguen afectando el ambiente acuático; el primero con
contaminantes de diverso tipo.
Las dos principales amenazas para mantener la
integridad ecológica del área son el desarrollo urbano
costero y la contaminación orgánica e inorgánica; el
último considerado en México y Belice como una
amenaza (Cap. 23) y una gran amenaza (Cap. 25) para
la Bahía. Un efecto importante del desarrollo urbano ha
sido la deforestación del manglar y otra vegetación
costera, con una consecuente reducción de los servicios
ambientales que ofrecen estos ecosistemas, como la
protección para la línea de costa contra huracanes y
tormentas, la retención de sedimentos y la prevención
de la erosión causada por oleaje. Sin duda, las
modificaciones del hábitat afectan a especies sensibles
a disturbios ambientales provocados por las actividades
humanas (Cap. 11, 18). El desarrollo costero
aparentemente sin control que se lleva a cabo en la
2
19) de crear un área natural protegida en la zona de
influencia de este sistema ecológico. En el mismo
sentido, también es relevante la propuesta de crear
reservas transnacionales, inicialmente entre México y
Belice (Cap. 24).
variabilidad climática, así como cambios ocasionados
por la contaminación orgánica (Cap. 4, 5). Una
necesidad apremiante es evaluar en qué medida el
incremento en la cobertura de drenaje sanitario
disminuye los niveles de coliformes fecales y
enterococos en la zona de influencia inmediata de la
ciudad (Cap. 21). Existen vacíos de información
importantes relacionados con la estimación, monitoreo
y evaluación de los volúmenes de captura de las
especies de importancia para consumo humano como
peces y jaiba. De hecho, las pesquerías artesanales y de
autoconsumo no tienen regulación y se desconoce cuál
es la producción pesquera para la Bahía (Cap. 20).
En el planteamiento original de la elaboración
de este libro se solicitó a los autores que en la medida
de sus posibilidades integraran a colegas e información
disponible de Belice. Que no se haya logrado ese
propósito se debe a que en ese país no hay suficientes
colegas trabajando en los temas que aquí se tratan. Si
fuera el caso, es necesario que ambos gobiernos
establezcan programas conjuntos de colaboración, con
un presupuesto anual asignado, otorgamiento de becas
a estudiantes de licenciatura y posgrado, realización de
visitas de campo y cursos, además de reglas claras de
uso del presupuesto, tal vez coordinado por
representantes de instituciones académicas de ambos
países, que faciliten solventar las necesidades de
conocimiento más amplio de la bahía de Chetumal /
Corozal.
Perspectivas
La presente obra reúne un acervo de conocimientos,
principalmente sobre la estructura del sistema, y se
hace evidente la necesidad de llevar a cabo
investigaciones relacionadas con procesos físicos,
químicos y biológicos, así como de las actividades
humanas que se acoplan o interfieren con estos
procesos naturales; es decir, estudios con una
perspectiva ecosistémica. Por ejemplo, sobre la
conectividad que mantiene la Bahía con sistemas
colindantes como los humedales, las lagunas de agua
dulce y el Sistema Arrecifal Mesoamericano. Es
también apremiante definir con claridad los objetivos
de manejo para establecer programas de monitoreo
sobre variables de respuesta, fisicoquímicas y
biológicas, a cambios de origen natural y humano. La
relevancia de implementar programas de monitoreo o
estudios a largo plazo se manifestó en catorce capítulos
de este libro, en algunos casos sugiriendo para llevarlos
a cabo la utilización de especies indicadoras (Cap. 16),
especies relevantes (Cap. 11) o un índice de integridad
biótica (Cap. 12).
Considerando los riesgos a los que está sujeta
la Bahía, la pérdida de cobertura vegetal costera es una
variable que permitiría evaluar su integridad ecológica
a través del tiempo (Cap. 6, 7). De manera similar, es
importante establecer la condición actual de las
poblaciones de especies amenazadas o bajo riesgo de
extinción como la nutria, la tortuga blanca, el manatí
del caribe y la cherna (Cap. 13, 14, 17, 20). En la zona
acuática son necesarias observaciones a largo plazo de
procesos físicos, como la hidrología del sistema
(Capitulo 3), para identificar periodos prolongados de
secas y periodos de lluvias intensas, lo cuales
repercuten directamente en la variabilidad estructural y
funcional de la Bahía. Los nutrientes y algunos
contaminantes orgánicos e inorgánicos, que pueden
representar riesgos para especies de interés comercial
por su consumo humano y potencialmente para la salud
humana, deben monitorearse para identificar sus
fuentes, niveles y efectos, de modo que se pueda
regular su vertimiento (Cap. 21, 22).
En el componente biológico no es fácil
priorizar las variables relevantes que valoren la calidad
ambiental de la Bahía, dadas las intricadas
interrelaciones biológicas de producción y consumo;
sin embargo, la productividad primaria del sistema,
tanto en la columna de agua como en el fondo, puede
ayudar a identificar patrones cíclicos asociados a la
Oportunidades: De las seis áreas con algún estatus de
protección localizadas en el entorno de la bahía de
Chetumal, cinco de ellas cuentan con programas de
manejo; sin embargo, el grado de aplicación de estos
planes es muy variable, debido a las diferencias que
tienen en cuanto a infraestructura y personal para llevar
a cabo sus programas de inspección y vigilancia (Cap.
23, 24). Esta disparidad en la aplicación efectiva de los
programas de manejo es una oportunidad para
promover una integración regional de iniciativas
conjuntas de manejo para el área de la Bahía y sus
zonas de influencia. Existen acuerdos de cooperación
entre México y Belice al más alto nivel de gobierno,
los cuales deben ser aprovechados para proponer y
promover una estrategia integral de manejo regional.
En la página electrónica de la Secretaria de Relaciones
Exteriores (http://www.sre.gob.mx/belice/politicaexterior/mexybel.htm), por ejemplo, existe información
sobre las diferentes comisiones de cooperación
binacional México-Belice (Comisión binacional
México-Belice, Comisión internacional de límites y
aguas, Comisión interparlamentaria México-Belice y
Comisión mixta de cooperación técnica y científica) en
las que se podrían enmarcar acuerdos de colaboración
en materia ambiental, particularmente en lo
concerniente con la bahía de Chetumal.
3
Hernández-Arana et al.
Adicionalmente a esos acuerdos binacionales,
existe la iniciativa regional “Alianza México-Belice
para el manejo de recursos costeros compartidos”,
establecida en Mayo de 2001 y que reúne a
organizaciones no gubernamentales de ambos países.
En el pasado reciente existió el “Proyecto Sistema
Arrecifal Mesoamericano” establecido oficialmente en
junio de 2001, el cual operó hasta el 2006 con recursos
del Fondo Mundial para el Ambiente, y administrados
por el Banco Mundial. Ambas iniciativas regionales
han encausado propuestas enfocadas al manejo y
conservación de los recursos naturales en el área de la
Bahía
A nivel regional de México, el “Consejo de
cuenca de la región XII hidrológica-administrativa
península de Yucatán, Unidad de gestión de los
recursos hídricos”, en la que se ubica la región
hidrológica 33 (que comprende el este de la península
de Yucatán e incluye a la bahía de Chetumal), es una
instancia que debería estar integrada en la planeación y
administración de los recursos naturales en el área de la
Bahía (CNA 2007).
Literatura citada
Arriaga-Cabrera, L., E. Vázquez-Domínguez, J.
González-Cano, R. Jiménez-Rosenberg, E. MuñozLópez y V. Aguilar-Sierra (coords.). 1998. Regiones
prioritarias marinas de México. México: Comisión
Nacional Para el Conocimiento y Uso de la
Biodiversidad.
CNA. 2007. Estadísticas del agua en México. México:
SEMARNAT - CONAGUA.
Camarena-Luhrs, T. y S.I. Salazar-Vallejo. 1991.
Estudios ecológicos preliminares de la zona sur de
Quintana Roo. Chetumal, México: Centro de
Investigaciones de Quintana Roo.
Dachary, A.C., D. Navarro-López y B.S.M. Arnaiz.
1992. Quintana Roo: Los retos del fin de siglo.
Chetumal, México: Centro de Investigaciones de
Quintana Roo.
Dachary, A.C. y S.M. Arnaiz-Burne. 1991. Frontera
Sur: Historia y perspectivas. Memorias del
encuentro “Tres frontereas, un destino”. Chetumal,
México: Centro de Investigaciones de Quintana Roo.
García-Salgado, M., T. Camarena-L-, B.G. Gold-B., M.
Vasquez, G. Galland, M.G. Nava-M., D.G. AlarcónD. y M.V. Ceja-M. 2006. Línea base del estado del
Sistema Arrecifal Mesoamericano. Documento
técnico del SAM 18: 1-199.
Macias-Zapata, G.A. 2004. El ombligo de los hatos.
Payo Obispo y su hinterland forestal. En: El vacío
imaginario Geopolítica de la ocupación territorial
en el caribe oriental Mexicano, coord. G.A. MaciasZapata. Chetumal, México: Colección Peninsular
Archipiélago.
Molina-Ramírez, A. 2007. Colonización, composición
y variación espacial del macrobentos de la bahía de
Chetumal: Un enfoque experimental. Tesis de
Maestría, ECOSUR Chetumal.
Rosado-May, F.J., R., Romero-Mayo y A. De JesúsNavarrete. 2002. Contribuciones al manejo costero
integrado de la Bahía de Chetumal y su área de
influencia. Chetumal, México: Serie Bahía de
Chetumal No. 2, Universidad de Quintana Roo.
Suarez-Morales, E. 1994. Estudio Integral de la
Frontera México Belice: Recursos Naturales. Tomo
IV. Chetumal, México: Centro de Investigaciones de
Quintana Roo.
Yang, W., S.J. Mazzullo y C.S. Teal. 2004. Sediment
facies tracts and variations in sedimentation rates of
Holocene platform carbonate sediments and
associated deposits, northern Belize. Implications for
“representative” sedimentation rates. Journal of
Sedimentary Research 74: 498-512.
Zacarías-Araujo, F. J. 1992. Distribution espacial y
temporal de Tursiops truncatus en la zona sur del
Caribe Mexicano, durante los años 1987 y 1988.
Tesis de Licenciatura, UNAM, Mexico.
Conclusión
Consideramos a la presente obra como una
contribución que refleja el avance sustancial del
conocimiento de la Bahía de Chetumal que se ha dado
en los últimos 20 años. También complementa y
actualiza los trabajos presentados en Rosado May et al.
(2002). Ambas constituyen las más extensas y
completas obras enfocadas a la bahía de Chetumal y su
zona de influencia. Trabajos previos de revisión
presentaron un panorama más amplio y regional de la
Bahía como un componente del Sur de Quintana Roo
(Camarena et al. 1991; Dachary y Arnaiz-Burne 1991;
Dachary et al. 1992; Suárez-Morales 1994). Es notorio
el incremento de la importancia de la bahía de
Chetumal como una zona de relevancia para el
desarrollo del estado, lo que se ha acompañado con un
mayor esfuerzo por entender este sistema desde un
enfoque ambiental y de conservación. La presente obra
se planteó el objetivo de integrar la información que se
conoce de los ambientes acuático y terrestre de la
Bahía, con base a la descripción físico-ambiental,
diversidad biológica, impacto antropogénico y
perspectivas, que permita presentar un diagnóstico
ambiental y recomendaciones de manejo. En varias de
las contribuciones y en trabajos previos se ha resaltado
que los instrumentos binacionales y locales deberían
ser usados como plataformas para proponer una visión
integral del manejo del área que ocupa la bahía de
Chetumal, y lograr una unidad de conservación de las
seis áreas protegidas de la región, con programas de
investigación y monitoreo compartidos.
4
2
Aspectos geológicos de la cuenca del Caribe
M. REBOLLEDO-VIEYRA
Centro de Estudios del Agua, Centro de Investigación Científica de Yucatán, A.C., Calle 8, Lote 1, Manzana 29,
SM 64, Col. Centro, Cancún, Quintana Roo, México. marior@cicy.mx
Resumen
La historia geológica y tectónica de la Península de Yucatán es muy compleja y está poco
estudiada. La ausencia de afloramientos de la secuencia sedimentaria ha dificultado mucho
su reconstrucción, aunque es posible conocerla en parte a través de la historia del Golfo de
México y del Caribe. La Península ha estado sometida a períodos alternos de emergencia e
inmersión, durante estos últimos se generó la plataforma arrecifal que define su principal
litología y, en los períodos de emergencia se desarrolló el sistema cárstico que dio lugar al
conjunto de cuevas y cenotes que caracterizan la topografía peninsular.
Abstract
The geological and tectonic history of the Yucatan Peninsula has proven to be very
complex and not thoroughly studied yet. The lack of outcrops of the sedimentary sequence
that covers the Peninsula block, makes difficult to reconstruct the geological history of the
Peninsula. However, by reconstructing the history of the Gulf of Mexico and the Caribbean,
it is possible to understand part of the geological evolution of the Yucatan Peninsula. The
Peninsula has been subjected to alternate periods of immersion and emersion, during the
immersion periods, the reef platform, that characterize the main lithology of the Peninsula,
developed. On the other hand, during the emersion periods, the actual karstic system, with
all the caves and sinkholes common to these days, were developed.
Introducción
La bahía de Chetumal forma parte de la plataforma de
la península de Yucatán la cual, a su vez, forma parte
de la Placa de Norteamérica. La evolución geológica y
tectónica de la Península está estrechamente ligada a la
evolución del Golfo de México y del Caribe. Algunas
interpretaciones definen al Golfo de México y al Caribe
como material continental sumergido, o como el sitio
de una cuenca oceánica permanente existente desde el
Paleozoico (Burke et al. 1984, Salvador 1991). Se han
hecho intentos para reconstruir la historia paleozoica y
mesozoica de la región Golfo de México-CaribeAtlántico Central y en general se dice que el inicio de
la apertura y formación de esta región está ligado al
rompimiento de la porción occidental de la Pangea
(Duncan y Hargraves 1984, Burke et al. 1984, Salvador
1991, Marton y Buffler 1994). La historia de apertura
del Golfo de México y el Caribe no son independientes
entre sí y podrían ser tratadas como un solo sistema; sin
embargo, dado que las estructuras mesozoicas del
Caribe han sido deformadas por eventos tectónicos más
jóvenes (Cretácico Tardío al presente) (Marton y
Buffler 1994), no es posible hacerlo de esta manera,
por lo cual se tratan de manera independiente. Las
interpretaciones de cómo han evolucionado el Golfo de
México y el Caribe dependen de la interrelación de las
placas de Norteamérica, Sudamérica y África, así como
de pequeños fragmentos de corteza continental como
Yucatán, Chortis y la Isla de Pinos.
Historia tectónica del Caribe
El entendimiento de la evolución tectónica del Caribe
es complicado porque no hay anomalías magnéticas
en el piso oceánico que sean fácilmente identificables.
Estudios geofísicos realizados en la zona indican que el
grosor de la corteza oceánica puede ser la causa de que
la anomalías no sean detectadas, Duncan y Hargraves
(1984) estiman que el grosor de la corteza es poco
usual (~10 a 15 km), mientras que estudios de
refracción sísmica en la cuenca de Yucatán confirma
ECOSUR, 2009
Rebolledo-Vieyra
un grosor de 15 a 30 km. (Rosencrantz 1990). Existen
varios modelos de la historia tectónica del Carib0e:
Burke et al. (1984) utilizan el modelo de Pindell y
Dewey (1982) y éstos, a su vez, utilizan datos
paleomagnéticos, zonas de fractura en el Atlántico
Central y un modelo geométrico
que presenta,
estrechamente embonadas, las costas de Brasil y del
Golfo de Guinea quedando un espacio suficiente para
colocar al bloque de Yucatán en medio (Fig. 1d). Estos
autores separan a México en tres fallas inferidas a
partir de reconstrucciones del cinturón de pliegues de la
Huasteca y colocan a Chortis al sur de México; por otra
parte, Duncan y Hargraves (1984) proponen un modelo
que utiliza como marco de referencia puntos calientes
(Fernando de Noronha, Galápagos y Salas y Gómez)
para describir el movimiento circular de la placa del
Caribe.
Figura 2. Vectores de movimiento relativo de varios
puntos de Sudamérica con respecto a Norteamérica
(fija); a) basado en datos paleomagnéticos presentados
por Pindell y Dewey (1982); b) basado en datos
presentados por Sclater y otros (1977). Las diferencias
entre a y b resultan de posiciones iniciales diferentes y
modelos diferentes para la apertura del océano
Atlántico Sur. La posición de Sudamérica con respecto
a Norteamérica en varios períodos del Jurásico provee
un marco de referencia en el cual se basa la evolución
del Caribe. Las configuraciones de las fronteras de
placa en cada tiempo deben concordar con los
movimientos relativos de los continentes para el
próximo intervalo (Tomada de Burke et al., 1984).
Después, durante el período de 80 a 65 Ma, en el
Cretácico Tardío, Sudamérica se desplazó hacia el ENE
con respecto a Norteamérica (transpresión sinestral).
Este movimiento fue seguido de extensión y
desplazamiento dextral, entre los 65 Ma y los 6 Ma
(Burke et al., 1984). De manera sucinta, el movimiento
de Sudamérica con respecto a Norteamérica consiste en
una rotación en sentido horario, casi longitudinal, un
movimiento latitudinal y, finalmente, uno longitudinal
hacia el oeste (Burke et al. 1984).
Figura 1. Cuatro modelos de reconstrucción continental
para el Mesozoico. A) Bullard y Smith, 1965, basado
en bordes continentales opuestos, semejantes en
configuración. B) Le Pichon y Fox, 1971, basado en la
alineación de zonas de fracturas marginales. C) Van
der Voo y French, 1974, basado en datos
paleomagnéticos de continentes que circundan el
Atlántico. D) Pindell y Dewey, 1982, basado en la
alineación de zonas de fractura marginales, datos
paleomagnéticos y ajuste del norte de Brasil y la
margen de Guinea en África. Cinturones de Pliegues:
O-Ouchitas, M-Maratón, A-Apalaches, H-Huasteca;
bloques continentales: C-Chortis, Y-Yucatán (Tomado
de Burke et al., 1984).
Para su modelo, Burke et al. (1984) utilizaron
la trayectoria relativa de Sudamérica con respecto a
Norteamérica (figura 2), en la cual se observa a la
primera alejándose de la segunda durante el Jurásico e
iniciando así la formación de piso oceánico en el Golfo
de México y el Caribe (extensión y desplazamiento
sinestral).
6
Aspectos geológicos
Facies relacionadas con la apertura y piso oceánico
La formación Cayetano en Cuba contiene sedimentos
relacionados con las facies de depositación del protoAtlántico y es el único sitio en la costa del Atlántico
donde se ha encontrado este ambiente (Burke et al.
1984). Por otra parte, la Isla de Pinos podría
representar un fragmento de basamento paleozoico de
Yucatán porque tiene rocas silícicas con cianita,
aparentemente de origen continental. (Burke et al.
1984). La formación de piso oceánico en el Golfo de
México empezó antes que en el Caribe. Una de las
evidencias más importantes del inicio de condiciones
oceánicas en el Caribe es la secuencia de más de 1 km
de evaporitas del Jurásico Tardío al Cretácico
Temprano del Golfo de Paria (CM1, Fig. 3) (Burke et
al., 1984).Una de las evidencias más importantes del
inicio de condiciones oceánicas en el Caribe son las
evaporitas del Golfo de Paria que, a lo largo de más de
1 km, pasaron del Jurásico Tardío al Cretácico
Temprano. Con un emplazamiento posterior, el único
sitio del Caribe con material ofiolítico es el complejo
Bermejo en Puerto Rico, que contiene rocas jurásicas.
(Fig. 3) (Burke et al. 1984). Los lechos rojos en
Yucatán (no. 20, Fig. 3) indican un evento de “rift”
(corteza
continental
adelgazada
debido
al
desplazamiento diferencial entre dos placas tectónicas)
y la distribución de evaporitas en ambos lados del
Golfo de México señala el desplazamiento de Yucatán
del lado norte de éste. (Marton y Buffler 1994, Burke
et al. 1984), para explicar la presencia de los lechos
rojos en esta región se requiere de una zona de sutura y
una estructura de desplazamiento lateral en el Istmo de
Tehuantepec (no. 21, Fig. 3). La única evidencia de que
la actividad tectónica continuó en Yucatán es la
ocurrencia de andesitas submarinas, aparentemente de
edad cretácica, en su subsuelo (Burke et al. 1984).
Algunas estructuras del Golfo de México (no. 23-29,
Fig. 3), muestran evidencias de dispersión marginal en
Huayacocotla: (no. 26, Fig. 3) evaporitas gruesas (no.
23, 27 y 29, Fig. 3) que se han interpretado como
corteza sobreyaciendo el “rift” en algunas áreas y como
corteza oceánica en otras, así como sedimentos gruesos
Pre-Cretácicos (no. 24 Fig. 3). La costa de los Estados
Unidos del Golfo de México registra una amplia zona
de extensión entre un sistema de fallas, bordeando
corteza continental de grosor normal (no. 31, Fig. 3) y
piso oceánico con “horsts” generalmente caracterizados
por la ausencia de evaporitas y “rifts” y con gruesos
cuerpos diapíricos de sal (Burke et al. 1984).
Figura 3. Mapa compilado de las características
desarrolladas durante la apertura del Caribe y Centro
América en el Jurásico-Cretácico. Las áreas grises
indican “rifts” formados durante la ruptura del norte de
África, del este de Norteamérica y Sudamérica, de
México y el sur de los Estados Unidos. El área con
achurado horizontal es el escudo de la Guayana,
seccionado por un sistema triple de “rift” que no se
desarrolló. El “rift” inició en el Triásico TardíoJurásico Temprano aproximadamente a lo largo de la
sutura del Pensilvánico-Pérmico, marcando el sitio de
un océano Paleozoico entre Norteamérica y AfrechaSudamérica. El grupo de “rifts” de Newark, a lo largo
del borde continental, está bien expuesto y estudiado
(no. 43 y 44) y aquellos “rifts” debajo de la planicie
costera (no. 31, 40, 41) y la plataforma continental (no.
4 y 5) se han reportado en la superficie, los del norte de
Sudamérica han sido cortados por el movimiento oesteeste post-Eoceno relativo de la placa Caribe; vestigios
de “graben” han sido identificados en el levantamiento
de Perija y los Andes de Mérida (no. 17 y 18) y la
marina Couva-1 en el Golfo de Paria (CM-1) (Tomado
de Burke et al., 1984). Una limitante importante para
interpretar la evolución tectónica del Caribe es que
ningún área de piso oceánico, formado durante la
separación inicial de Africa y Sudamérica de América,
se preserva, excepto como fragmentos en prismas de
intrusión. La mayor parte del Caribe está actualmente
subyacido por piso oceánico. Mediciones hechas en el
Caribe con sísmica de refracción sugieren que la
discontinuidad M está a 15-20 km, con velocidades de
la corteza oceánica correspondiente a basaltos
(Rosencrantz 1990). Algunos autores proponen que
este piso oceánico fue transportado desde el Pacífico
(Burke et al. 1984, Duncan y Hargraves 1984, Salvador
1991, Marton y Buffler 1994).
Evolución del Caribe
El Golfo de México ya se encontraba formado hace
150 Ma (Burke et al. 1984, Duncan y Hargraves 1984,
7
Rebolledo-Vieyra
Salvador 1991, Marton y Buffler 1994) con
adelgazamiento de la costa del Golfo, con “horsts” en
el arco Wiggins y con el levantamiento de Sabine;
Yucatán había rotado alejándose de Norteamérica y
secuencias evaporíticas se habían depositado en el piso
del “rift” y en la corteza oceánica (Burke et al.1984).
Datos paleomagnéticos indican que una parte
significativa de México rotó 130o en sentido antihorario contemporáneamente a la apertura del Golfo,
por lo que debe existir una discontinuidad estructural
entre México y el cratón de Norteamérica (Burke et al.
1984). Hacia los 140 Ma el piso oceánico se había
formado cuando las evaporitas cesaron de depositarse;
en esta época México ya había adquirido una
morfología similar a la actual. (Burke et al. 1984). En
la figura 4 se muestra un modelo general del Caribe y
Golfo de México y en la figura 4a (150 Ma) se propone
un centro de dispersión que empieza a desarrollarse
entre Sudamérica y Yucatán, mientras en el Golfo de
México el movimiento continúa (Burke et al. 1984).
Figura 4. Esquema general de la evolución del sistema Caribe/Golfo de México en el marco de los vectores de
movimiento de relativo. Tres fases generales de evolución geológica se predicen aquí a partir de la consideración
del movimiento relativo entre Norte y Sudamérica. Las fases son: 1) Extensión Jurásico-Cretácico temprano, con
desplazamiento lateral izquierdo y desarrollo de márgenes estables (cruces = evaporitas; w = Arco de Wiggins; S =
Arco de Sabine; Y = bloque de Yucatán; C = bloque de Chortis; B = plataforma de Bahamas; CT = depresión de
Chihuahua; V = Arco volcánico; líneas barbadas = cabalgamientos y zonas de subducción; barbas en el bloque de
piso; flechas = desplazamientos de los puntos, en relación a la placa de Norteamérica. 7a) Convergencia de
Sudamérica en el Cretácico-Paleógeno. 7 b,c y d, Movimiento, Post-Eoceno, relativo de la placa Caribe, en relación
a América. 7 e y f, La morfología de las masas terrestres, especialmente el norte de Sudamérica, ha sido
severamente alterada tanto por la fase de movimiento lateral como por las colisiones (Tomado de Burke, et al.,
1984).
Por su parte Duncan y Hargraves (1984), en su
modelo de puntos calientes, establecen una conexión
entre la cordillera del Atlántico Central, con la
dispersión entre las placas Farallón y Phoenix en la
cuenca del Pacífico. Esta dispersión pasa a través de la
región del Caribe, dando lugar a una separación en
dirección noroeste-sureste de Norteamérica y
Sudamérica (Fig. 5).
Burke et al. (1984) proponen una alternativa
que consiste en la posibilidad de que el Golfo de
México ya se había formado completamente antes de
que el movimiento iniciara entre Yucatán y Sudaméri-
8
movía entre México y Sudamérica, probablemente
mediante fallas transformadas; las Antillas Mayores
pasaban sobre Yucatán y al deslizarse colisionaban,
con su extremo oeste, la Península a lo largo de la
zona de sutura de Motagua (Burke et al.1984). Las
Antillas Mayores chocaron con las Bahamas hacia los
53 Ma (Fig. 4d), este evento se completó primero en
Cuba y después en La Española. También en esta época
se separa el Arco de las Antillas Mayores para formar
la cuenca de Yucatán, como una cuenca de tras-arco. El
movimiento entre las placas Caribe y Norteamérica, en
esta época, era pequeño mientras que el movimiento de
la placa Caribe, con respecto a las placas Sud y
Norteamericanas, era convergente con un sistema de
desplazamiento lateral que unía los arcos de las
cordilleras Norte y Sudamericanas. (Burke et al. 1984).
La frontera norte del Caribe (transformada Cayman,
sistema Motagua-Polochic) experimenta movimiento
lateral izquierdo de 1200 km hacia los 21 Ma y permite
el movimiento hacia el este de la placa del Caribe
relativa a Norteamérica y del bloque Chortis desde el
Pacífico a su posición actual (Fig. 4c) (Burke et al.
1984).
Figura 5. Posición de las placas hace 140 Ma en el
marco de referencia de Puntos Calientes. Las flechas
indican los movimientos de placas con respecto a
puntos calientes estacionarios. La posición hipotética
de la cordillera Farallón-Phoenix se muestra con líneas
discontinuas. La placa Phoenix se mueve ya sea hacia
el noreste o hacia el sureste (líneas discontinuas)
dependiendo de que la dispersión Farallón-Phoenix sea
lenta o rápida, respectivamente. Fernando de Noronha
(Burke 1984), Galápagos (Duncan 1984) y Sala y
Gómez (S) son puntos calientes actualmente.
Solamente el punto caliente Fernando de Noronha
estaba activo en el Jurásico Tardío (círculo negro),
formando el basamento volcánico de la plataforma de
las Bahamas (BP) (Duncan y Hargraves, 1984)
ca. El completo desarrollo del Golfo de México
incluye la rotación de Yucatán contra México en la
región del Istmo de Tehuantepec. Hacia los 119 Ma, en
el Atlántico Central y Sur, la dispersión estaba activa y
en el Atlántico ecuatorial estaba iniciando y de esta
manera
se forma un punto triple al norte de
Sudamérica (Fig. 6). La dispersión a lo largo del Caribe
termina al iniciarse la dispersión en el Ecuador y las
cordilleras que separan a las placas Pacífico, Farallón y
Phoenix, dichas placas se encuentran en la cuenca del
Pacífico (Duncan y Hargraves 1984). La separación de
Africa y Sudamérica inicia hacia los 110 Ma (Burke et
al. 1984), a los 100 Ma la dispersión a lo largo del
Atlántico estaba totalmente desarrollada, la
de
Farallón-Phoenix había cesado y la placa Farallón
estaba siendo subducida de manera continua a lo largo
del borde oeste de América, formando lo que más tarde
sería el arco de las Antillas Mayores, adyacente al
Proto-Caribe (Duncan y Hargraves 1984). En la figura
4c se muestran algunos cambios importantes en el
desarrollo del Caribe hacia los 80 Ma: una placa que
ahora ocupa gran parte del piso oceánico del Caribe, se
Figura 6. Posición de las placas hace 119 Ma y sus
movimientos en el marco de referencia de los puntos
calientes. GA, Arco de las Antillas Mayores (Duncan y
Hargraves, 1984).
Presente
El Caribe no se ha comportado como una placa rígida
dado que, hace 38 Ma, inició su movimiento hacia el
este con respecto a las placas Norte y Sudamérica
(Burke et al. 1984). La placa del Caribe está bordeada,
al norte y sur, por fallas transformadas, y al este y
oeste, por zonas de subducción (Duncan y Hargraves
1984). Burke et al. (1984) argumentan que, debido a la
complejidad de la geología de la región, no se ha
9
Rebolledo-Vieyra
podido determinar el desplazamiento en las fallas
transformadas. Sin embargo, Duncan y Hargraves
(1984) con su modelo, y basándose en puntos calientes,
estiman una velocidad de desplazamiento de ~ 1 cm
año-1. Molnar y Sykes (1969) (en Burke et al. 1984)
identifican, a partir de estudios sísmicos, a la placa del
Caribe como una placa litosférica rígida; sin embargo,
existen evidencias de deformación activa en su interior
(Fig. 7): 1. numerosos sismos intraplaca, 2. fallas
afectando sedimentos jóvenes, 3. mecanismos focales
laterales de sismos intraplaca y 4. vulcanismo
intraplaca.
Bahía de Chetumal
La bahía de Chetumal es solamente una pequeña
porción de la Península de Yucatán, cuya evolución
geológica y tectónica es compleja y poco estudiada. No
es una tarea fácil deducir la historia de la Bahía a partir
de los escasos datos de la Península, pero con los datos
que tenemos de los períodos de inmersión y emersión
junto con la observación de rasgos estructurales
actuales del este de la Península, podemos elaborar
algunas hipótesis. Los principales ejes estructurales del
este de la Península de Yucatán presentan una
orientación NNE-SSO y están asociados al Sistema
Bacalar-Río Hondo, respectivamente (Butterlin y
Bonet, 1962). El eje corresponde a una serie de fallas
normales escalonadas formando horsts y grabenes que
varían en longitud y desplazamiento. Otros rasgos
estructurales de suma importancia son las fracturas que
se encuentran en la parte noreste de la Península,
conocida como la “Zona de Fracturas de Holbox”, que
bien pudieran estar asociadas al Sistema Bacalar-Río
Hondo. Las fracturas de Holbox son lineamientos que
Southworth (1985) observó y tienen cientos de
kilómetros de extensión. Estos lineamientos van desde
Cabo Catoche hasta Chetumal. Las principales
manifestaciones cársticas son los “cenotes” y las
“dolinas” típicas de ese lugar de México; estas
estructuras tienen una variación en diámetro que va
desde unos cuantos metros hasta más de 100 m, y
fueron formadas principalmente por la acción vertical
de la disolución y por el paso del agua hacia zonas
profundas del nivel estático durante los períodos
glaciales. Estas estructuras revelan que las calizas han
estado sujetas a una disolución vertical significativa
(Freeze y Cherry, 1979; Acosta Rodríguez, y Méndez
Ramos, 2001). La posición actual del nivel medio del
mar se considera interglacial y en ella el drenaje
vertical hasta el nivel freático es de sólo unos cuantos
metros. Muchas de estas estructuras se encuentran a lo
largo de los sistemas de fracturas y fallas. Lo anterior
sugiere que la bahía de Chetumal es la expresión
geomorfológica del extremo sur del sistema de fallas
que se extiende desde Holbox hasta Bacalar y que su
origen proviene de la disolución vertical de las rocas
calizas, como resultado de la interacción de agua dulce
con el agua marina.
Figura 7. Deformación activa en la placa del Caribe.
Las zonas achuradas con líneas horizontales indican
primas de acreción, incluyendo aquellos asociados al
movimiento transcurrente del Caribe. Las áreas
sombreadas son extensionales, la zona elíptica es
sísmicamente activa (25) cerca de la letra “B” se
interpreta como la reactivación de la depresión San
Andrés del Paleogeno. Los puntos redondos son
volcanes activos en arco y son principalmente
andesíticos. Los triángulos son estructuras de extensión
intra-placas o de zonas de borde de placa. Las líneas
delgadas en las placas representan fallas activas,
principalmente estructuras que cortan sedimentos en
perfiles de reflexión. La zona de sutura en el borde sur
del mapa, a los 77º Oeste marca la colisión del arco de
Panamá con Sudamérica, un evento crítico en el
establecimiento de las zonas neotectónicas A, B, C y D
de la placa y el movimiento del bloque Bonaire
(triángulo abierto) hacia el Caribe (Tomado de Burke et
al., 1984).
La deformación interna y la subducción
aparente de la placa del Caribe entre Norte y
Sudamérica, se han interpretado como una respuesta a
la convergencia durante el Terciario tardío de: 1. las
placas Caribe y Sudamérica y 2.las placas
Norteamérica y Sudamérica.
Reconocimientos
Agradezco a Adrien Le Cossec y a Mélina Soto su
valiosa asistencia en la preparación de este manuscrito
y sus figuras, así como su asistencia en la revisión
bibliográfica.
10
Marton, G. y R. T. Buffler. 1994. Jurassic
Reconstruction of the Gulf of Mexico Basin.
International Geology Review 36:454-586.
Pindell, J. y J. F. Dewey. 1982. Permo-Triassic
reconstruction f western Pangea and the evolution of
the Gulf of Mexico/Caribbean Region. Tectonics 1:
179-211.
Rosencrantz, E. 1990. Structure and tectonics of the
Yucatan Basin, Caribbean Sea, as determined from
seismic reflection studies. Tectonics 9: 1037-1059.
Salvador, A. 1991. Origin and development of the Gulf
of Mexico Basin. En The Gulf of Mexico Basin, ed.
A. Salvador. 389–444. Geological Society of
America: Boulder, Colorado.
Southworth, C. S. 1985. Applications of RemoteSensing Data, Eastern Yucatán. En Geology and
Hydrogeology of the Yucatán and Quaternary
Geology of Northeastern Yucatán Peninsula, ed. W.
C. Ward,A. E. Weidie y W. Black, 12-18. New
Orleans Geological Societ y Publications, New
Orleans.
Literatura citada
Acosta Rodríguez, J. L. y R., Méndez Ramos. 2001.
Programa de Saneamiento del Municipio y la
Ciudad de Mérida. Subgerencia Regional Técnica,
Gerencia Regional Península de Yucatán. Comisión
Nacional del Agua. Mérida, Yucatán.
Burke, K., C. Cooper, J. F. Dewey, P. Mann, y J.L.
Pindell. 1984. Caribbean tectonics and relative plate
motions. In Geological Society of America, Memoir
162, ed. A. Salvador. 1984, G.S.A. 31-63.
Butterlin, J. y F. Bonet. 1962. Las formaciones
cenozoicas de la parte mexicana de la península de
Yucatán. Instituto de Geología, UNAM, México.
Duncan, R. A. y R. B. Hardgraves. 1984. Plate
tectonics evolution of the Caribbean region in the
mantle reference frame. En Geological Society of
America, Memoir 162, ed. A. Salvador. G.S.A. 8193.
Freeze, R. A. y J. A. Cherry. 1979. Groundwater.
Prentice-Hall, Englewood Cliffs, N.J.
11
3
L. CARRILLO1 (✉), E. PALACIOS-HERNÁNDEZ2, A.M. RAMÍREZ1 Y J.B. MORALES-VELA1
1
2
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México
Universidad de Guadalajara, Depto. de Física, Revolución 1500, Col. Olímpica, Sector Reforma, Guadalajara,
Jalisco 44840, México. lcarrillo@ecosur.mx
Resumen
Se analiza a la bahía de Chetumal desde el punto de vista hidrodinámico, resaltando sus
características morfológicas y batimétricas: bahía extensa, somera y con depresiones
profundas y casi circulares (10 m ~ 100 m diámetro) conocidas como “pozas”. Se analizó
información meteorológica de la región y se describió su estacionalidad. Los valores
climáticos permitieron definir al sistema atmosférico estacional como secas, lluvias y
nortes con episodios drásticos de tormentas tropicales y huracanes. Los valores medios
anuales de la temperatura del aire, humedad relativa y precipitación pluvial fueron 26.5
°C, 78 % y 1244.7 mm, respectivamente. La velocidad media del viento fue de 3.1 m s-1,
con máxima de 7.6 m s-1, y la dirección predominante es este-sureste, con episodios de
vientos del norte durante noviembre y diciembre. Las características hidrográficas de
temperatura y salinidad obtenidas durante 1995-1996 mostraron condiciones estuarinas,
con una amplia variación espacial. La salinidad varió entre 8 y 18 ups, y la temperatura
entre 24.5 y 31.0 ºC. Se aplicó un análisis de funciones empíricas ortogonales, y el campo
medio de temperatura indicó la presencia de aguas más cálidas (29.5 ºC) hacia la zona
noroeste de la Bahía, con máximos en laguna Guerrero. El modo 1 representó el 90.8 % de
la variabilidad de la temperatura y un comportamiento estacional. El campo medio de
salinidad varió de 7 ups, cerca de la desembocadura del río Hondo, hasta 18 ups, al sur de
la Bahía. El modo espacial 1 y 2 de la salinidad explicaron el 80.6 % y el 12.1 % de la
variabilidad, respectivamente. Series de tiempo de temperatura, registradas con
termistores durante septiembre-octubre de 1995 para 5 regiones de la Bahía, destacaron la
variabilidad diurna. Las oscilaciones diurnas de la temperatura en laguna Guerrero, Cayos
y Dos Hermanos, que corresponden a la parte norte de la Bahía, tienen mayor variabilidad
que en su parte central (Faro y Chetumal-río Hondo). Las mareas son mixtas con
predominancia del período semidiurno. No existen estudios de corrientes reportados para
la Bahía; sin embargo, al ser una bahía extensa es de esperarse que se encuentre sujeta al
forzamiento de viento, el cual puede proveer al agua la energía necesaria para producir
transporte, oleaje local, turbulencia, resuspensión de sedimento y mezcla. Al final se
discuten las implicaciones que tienen sus características físicas.
Abstract
Chetumal Bay is analyzed by a hydrodynamic approach, highlighting its morphological
and bathymetric features: a large and shallow bay with nearly circular depressions known
as “pozas”. Meteorological data was analyzed, describing its seasonality. The atmospheric
system can be defined as dry, rainy and “nortes” (arctic air incursions) with episodic and
drastic period of tropical storms and hurricanes. Mean annual values of air temperature,
relative humidity and pluvial precipitation were 26.5 °C, 78.0% and 1244.7 mm,
respectively. Mean wind speed value was 3.1 m s-1 with maximum of 7.6 m s-1. Wind
direction was predominantly East-Southeast with episodic Northern wind during
November and December. Hydrographic conditions of temperature and salinity from
1995-1996 showed estuarine conditions with a large spatial variability. Salinity ranged
ECOSUR, 2009
from 8 to 18 psu and temperature from 24.5 and 31.0 ºC. Empirical orthogonal function
analysis was applied. The mean temperature field showed warmer water (29.5 ºC)
northeastward of the Bay, with maximum in Laguna Guerrero. Mode 1 represented 90.8%
of the temperature variability and a seasonal behavior. Salinity mean field varied from 7
psu near the mouth of Hondo river to 18 psu at the southern part of the bay. Mode 1 and
mode 2 of salinity explained the 80.6% and 12.1% of the variability, respectively. Time
series of temperature during September-October 1995 for 5 locations of the Bay showed
diurnal variability, and temperature in Laguna Guerrero, Cayos and Dos Hermanos
(northern bay) showed higher variability than in the central part (Faro and ChetumalHondo river). Tides are mixed with predominance of semidiurnal period. Circulation
studies are not reported, however, it is expected that wind forcing can provide sufficient
energy to the water in order to produce circulation, local waves, mixing, transport and
turbulence. Finally, a discussion is included on the implications of the physical
characteristics of the bay.
Introducción
La bahía de Chetumal (Fig. 1) es una de las más
extensas de México; se encuentra ubicada en la zona
sureste de la península de Yucatán, y es compartida
geográfica y políticamente por México y Belice. La
bahía de Chetumal es un cuerpo de agua semi-cerrado
que se encuentra comunicado al Mar Caribe en su
porción sureste por medio de una boca de
aproximadamente 20 km de ancho, la cual está
protegida por arrecifes y cayos. Es, además, la cuenca
receptora de varios tributarios de agua dulce entre los
que destacan: el río Hondo, el sistema lagunar
Guerrero, Río Nuevo (Belice), Laguna Shipstern
(Belice), así como escurrimientos de los humedales, en
la parte norte, a través de los arroyos Río Crik y Siete
Esteros, que le confirieren condiciones estuarinas. Los
procesos físicos (hidrodinámicos) que ocurren en los
sistemas estuarinos dependen de sus características
morfológicas (batimetría, dimensiones, canales de
comunicación con el mar) e hidrometereológicas (es
decir, de su hidrografía, como la temperatura y la
salinidad), de las condiciones meteorológicas (lluvia,
radiación solar, viento, eventos de tormenta, etc.) y de
la marea. El sistema lagunar de bahía de Chetumal
debe ser visto como un sistema dinámico, en el que
ocurren diversos procesos físicos que conforman un
escenario para la vida faunística, florística y
antropogénica. La finalidad de este capítulo es
presentar el estado actual del conocimiento sobre las
condiciones
hidrográficas,
meteorológicas
y
batimétricas de bahía de Chetumal, con énfasis en los
procesos
hidrodinámicos
asociados
a
estas
condiciones.
Tamalcab, con ~9 km de largo y 0.5 km de ancho, y
hasta 25 m en su parte más angosta.
Aunque se han hecho trabajos batimétricos de
la bahía de Chetumal (de Jesús-Navarrete et al. 2000),
aún no existe un mapa detallado de la batimetría, por lo
que se decidió realizar uno, utilizando datos de
profundidad de 4 campañas realizadas entre 2004 y
Características morfológicas y batimétricas
La Bahía tiene forma semi-elongada, con ~110 km de
largo y un ancho de ~20 km en promedio (mínimo de 5
km en la cabeza y máximo de 49 km en su parte
media). Destaca la presencia de la alargada isla
Figura 1. Bahía de Chetumal.
13
Carrillo et al.
Características meteorológicas
2005 en la parte norte de la Bahía, y complementando
la porción beliceña con información de cartas
batimétricas británicas. Se utilizó el método de
“krigging” sobre 966 puntos, y el resultado se muestra
en la figura 2. Es una bahía extensa (~2,560 km2,
incluyendo el área de Belice), pero relativamente
somera, con profundidad promedio de 4 m. En la
región norte se encuentra un canal de hasta 9 m de
profundidad, con orientación norte-sur, que empieza a
5 km de la cabeza y se extiende aproximadamente
hasta la parte norte de isla Tamalcab. A diferencia de
otros sistemas estuarinos, la batimetría de la Bahía
muestra depresiones angostas y profundas, con
diámetros entre 10 y 100 m, conocidas localmente
como “pozas”. Estas formaciones parecen ser el
resultado del material altamente permeable y poroso
del fondo, que permite la formación de canales
subterráneos (ver capítulo anterior).
Las características climáticas de la bahía de Chetumal
corresponden a las de una región tropical. Sin
embargo, las condiciones locales de vegetación, brisas,
orografía y cercanía al mar, hacen variar los valores de
los parámetros meteorológicos de aquellos que puedan
encontrarse en alguna clasificación. Una manera de
conocer la climatología de la Bahía es utilizando la
colección de datos meteorológicos más larga posible.
En la Tabla 1 se muestran valores de media anual,
desviación estándar de la media, máxima anual y
mínima anual de: temperatura del aire, humedad
relativa, precipitación pluvial y viento. Estos valores
fueron calculados utilizando una base de datos
pertenecientes a la Comisión Nacional del Agua
(CNA), que comprende desde 9 años para datos de
viento y humedad relativa, hasta aproximadamente 50
años para datos mensuales de temperatura del aire y
precipitación pluvial. La estación se encuentra ubicada
en el observatorio meteorológico de Chetumal, con
latitud de 18° 29’ N y longitud de 88° 18’ W.
La temperatura del aire media anual para
bahía de Chetumal es de 26.5 °C, con un máximo de
30.6 °C y un mínimo de 20 °C; sin embargo, se han
registrado valores máximos extremos de 39 °C y
mínimos extremos de 5 °C (Tabla 1). La precipitación
pluvial media mensual es de 112 mm, con un máximo
de 780 mm; y la precipitación anual es de 1244.7 mm.
La humedad relativa se mantiene alrededor de 78 %,
con máximo de 86 % y mínimo de 71 %. Como
corresponde a las regiones tropicales, la temperatura
del aire se mantiene alrededor de su valor medio a lo
largo del año; sin embargo, esto no implica que no
exista estacionalidad ni cambios abruptos en la
temperatura. La variación estacional de los parámetros
de temperatura del aire, precipitación pluvial y
humedad relativa se encuentran representados en la
figura 3. Este año representativo (canónico o
promedio) fue construido utilizando toda la base de
datos. Por ejemplo, la temperatura del aire (Fig. 3a) de
enero representa el promedio de todos los eneros desde
1952 hasta 2002. Si bien la temperatura media mensual
varía 5.2 °C a lo largo del año, y la temperatura
máxima varía 3.7 °C, es en la temperatura mínima en
la que se observa una estacionalidad más marcada (9.6
°C). Las temperaturas máximas más altas ocurren de
mayo a septiembre, siendo mayo y agosto los meses
con mayores temperaturas (34.8 °C y 34.6 °C,
respectivamente) (Fig 3a). Se han llegado a registrar
valores máximos extremos de 39 °C, durante abril
1960, agosto 1975, mayo 1994, abril 1998, e inclusive
en los meses de diciembre de 1974 y de 1994,
indicándonos que existe una alta variabilidad
Figura 2. Batimetría (m) de la bahía de Chetumal
obtenida con mediciones de 4 campañas realizadas
entre 2004 y 2005, además de cartas batimétricas
británicas.
14
del este-sureste, con rapidez media de 3.1 m s-1 y
máxima de 7.6 m s-1 (Tabla 1). Sin embargo, la
máxima rapidez del viento (hasta 28 m s-1) se ha
reportado de la dirección este-noreste. De octubre a
enero se observan vientos del Norte (norte, noreste y
noroeste), con mayor frecuencia en noviembre y
diciembre. Esto es debido a que, durante el invierno, la
región caribeña se encuentra bajo la influencia de
vientos del norte con el paso de frentes fríos a escala
sinóptica conocidos como “Nortes” (Mooers y Maul
1998).
interanual. Las temperaturas mínimas más bajas se
registran de diciembre a febrero, siendo enero el mes
con la menor temperatura (11.8 °C); durante febrero de
1970 se registró un mínimo de 5 °C. A partir del año
canónico para la temperatura del aire, se puede
observar que, de manera general, la temperatura del
aire a lo largo del año empieza a disminuir a partir de
septiembre y se mantiene relativamente baja hasta el
mes de abril.
La precipitación pluvial (Fig. 3b) muestra
claramente una temporada de lluvias, de junio a
septiembre (1002.4 mm), con un comportamiento
bimodal y un período de disminución dentro de la
temporada (en julio y agosto, conocida como canícula).
Durante noviembre, diciembre y enero se observa
menos precipitación pluvial que durante la temporada
de lluvias, mientras que de febrero a abril se presenta
una temporada con muy poca precipitación pluvial
(105.4 mm), conocida como “secas”.
El comportamiento estacional de la humedad
relativa (Fig. 3c) está relacionado con la introducción
de humedad a la región por fenómenos de mesoescala,
como son los eventos de tormentas (en la temporada de
huracanes y ciclones, durante la temporada de lluvias)
y nortes. Así, el porcentaje de humedad es mayor de
septiembre a enero y se observan valores bajos durante
marzo, abril y mayo (temporada de secas), con el
mínimo en abril.
El viento en la región se encuentra bajo la
influencia de los vientos alisios, y la mayor parte del
año al paso de perturbaciones de escala sinóptica
(Gallegos y Czitrom 1997, Mooers y Maul 1998). En
la figura 4 se muestran diagramas mensuales de
frecuencia de la dirección del viento para Chetumal. La
dirección del viento predominante a lo largo del año es
Figura 3. Año canónico o promedio, construido usando la
base de datos históricos (ver Tabla 1) de los parámetros:
a) temperatura del aire (ºC) (las líneas punteadas
representan los valores máximos y mínimos), b)
precipitación pluvial (mm año-1), y c) humedad relativa
(%).
Tabla 1. Valores de variables meteorológicas para la bahía de Chetumal: temperatura del aire, humedad relativa,
precipitación pluvial y viento. Los datos corresponden a datos mensuales del banco de datos históricos
pertenecientes a la Comisión Nacional del Agua (CNA).
Variable
Media
Des. est.
Máximo
Mínimo
Temperatura (°C)
Temperatura extrema máxima (°C)
26.5
33.3
2.2
2.1
30.6
39.0
20
28
Ago 1952 a dic 2002
Ago 1952 a dic 2002
Temperatura extrema mínima (°C)
17.3
4.4
24.2
5
Ago 1952 a dic 2002
Humedad relativa (%)
78.3
3.8
86.0
71.0
Ene 1994 a ene 2003
103.0
780.0
0
Ago 1952 a dic 2002
ESE
NNE
Precipitación pluvial (mm)
Dirección del viento dominante
112.0
E
Velocidad del viento dominante (m s-1)
3.1
7.6
Dirección del viento máximo
ESE
ENE
N-E-SE
Velocidad del viento máximo (m s-1)
12.6
28
8
15
0.8
Período
Ene 1994 a ene 2003
Carrillo et al.
Las tormentas tropicales y huracanes dominan
el sistema climático desde finales de verano hasta fines
de otoño (Gallegos y Czitrom 1997). Entre estos
eventos extremos que han afectado directamente al área
destacan los huracanes Janet (1955) y Carmen (1974).
Se presentan también condiciones de brisas, con una
periodicidad diurna y con un efecto local; éstas aún no
han sido estudiadas.
Utilizando la información climatológica de la
temperatura del aire, precipitación pluvial, humedad
relativa y vientos, se concluye que la bahía de
Chetumal tiene un sistema atmosférico estacional, que
se resume en las temporadas de secas, lluvias y nortes,
con episodios drásticos durante las tormentas tropicales
y los huracanes
hidrográficas básicas consisten en determinar los
campos de densidad, temperatura y salinidad. La
variación de estos campos ayuda a entender la
circulación termohalina e indica zonas de
estratificación (la columna de agua queda separada en
mezcla (una columna de agua homogénea). Por otro
lado, la temperatura y la salinidad son factores críticos
para la distribución, abundancia y reproducción de
algunos organismos acuáticos. Las zonas donde se
encuentran los afluentes de agua dulce dentro del
ambiente marino generan fuertes gradientes
horizontales de temperatura y salinidad, como pueden
ser plumas boyantes resultantes del aporte de agua
dulce en un ambiente estuarino. Estas condiciones
generan una dinámica que, aunque local, puede llegar a
ser importante para procesos de transporte y dispersión
de larvas o contaminantes.
Los estudios de las variables físicas en la
bahía de Chetumal, y en particular los relacionados con
la hidrografía, son escasos. Uno de estos estudios es el
de Morales-Vela et al. (1996): con 25 estaciones
distribuidas en toda la cuenca y utilizando una sonda
“Hidrolab”, reportaron valores mensuales de
temperatura, salinidad y oxígeno disuelto superficiales
y de fondo, a lo largo de un ciclo anual. Aún cuando las
estaciones no permiten realizar un mapa detallado, es
posible tener una idea general de la distribución de las
variables y de sus cambios estacionales. La salinidad
varió entre 8 y 18 ups, y la temperatura entre 24.5 y
31.0 ºC. Los valores de oxígeno disuelto se mostraron
homogéneos y relativamente altos (promedio anual
6.9±0.8 mg O2 l-1); alcanzaron un máximo en junio, de
8.3 mg O2 l-1. Utilizando ese mismo conjunto de datos
(1995-1996), se realizó un análisis de funciones
empíricas ortogonales (FEO), técnica utilizada en
oceanografía y meteorología que permite descomponer
los campos de temperatura y salinidad en diferentes
modos o sus componentes principales (Emery y
Thomson 2001). El análisis permite establecer la
evolución temporal de campos espaciales e indicar
cuantitativamente la varianza explicada por cada uno
de los modos; generalmente el primer modo es el que
contiene la mayor varianza explicada. Se obtuvieron
campos espaciales de temperatura y salinidad a partir
de los datos puntuales e interpolados por medio de
mapeo objetivo (Roemmich 1983). Posteriormente, a
cada campo escalar (temperatura y salinidad) se le
aplicó el análisis de funciones empíricas ortogonales
(Barnett y Parzert 1980). Para obtener los valores
físicos de la temperatura y la salinidad
correspondientes a los diferentes modos espaciales,
para un mes particular, se multiplica el valor del modo
temporal correspondiente a ese mes por el campo
espacial, y se le suma el campo medio. Por ejemplo,
para obtener la distribución espacial de la temperatura
correspondiente al modo espacial 1 para el mes de
Figura 4. Diagramas de frecuencias de la dirección
mensual del viento en la bahía de Chetumal, utilizando 9
años de datos, de enero de 1994 a enero de 2003. Nótese
que los números no representan el número de eventos
registrados en el mes.
Características hidrográficas
La caracterización de la hidrografía de un sistema
estuarino-lagunar es una condición para inferir los
procesos físicos dominantes. Las observaciones
16
agosto, se multiplica el valor temporal de agosto 1995
(0.62; ver Fig. 5c) por todo el campo espacial del modo
1 (Fig. 5b) y se le suma su campo promedio (Fig. 5a).
El campo medio de temperatura (Fig. 5a) nos
indica la presencia de aguas más cálidas (29.5 ºC) hacia
la zona noroeste de la Bahía, con máximos en laguna
Guerrero. En este análisis, el modo 1 representó el 90.8
% de la variabilidad de la temperatura, con un valor
homogéneo en toda la Bahía y un comportamiento
estacional (Fig 5c). Para la salinidad, el campo medio
(Fig 6a) varía de 7 ups, cerca de la desembocadura del
río Hondo, hasta 18 ups, al sur de la Bahía. El efecto
del río Hondo sobre la salinidad de la Bahía es
evidente, aunque su efecto en esta gráfica es
subestimado debido a que el campo está suavizado; es
decir, se requiere un número mayor de estaciones para
definir su influencia con detalle. El modo espacial 1 de
la salinidad (Fig. 6b) explica el 80.6 % de la
variabilidad, varía 5 ups entre la zona noreste a la costa
de Belice, y no se observa un efecto diluyente del río
Hondo. Sin embargo, el modo 2, con un 12.1% de la
variabilidad, presenta el efecto del río Hondo, con un
claro gradiente de salinidad (Fig. 6c). La figura 6d
muestra los modos temporales 1 y 2 de la salinidad. El
modo temporal 1 muestra el efecto estacional de la
variabilidad temporal de la salinidad, es decir, puede
observarse que se incrementa desde enero hasta mayo
de 1995; después de agosto de 1995 la salinidad
disminuye, probablemente debido a la dilución
ocasionada por la temporada de lluvias, y coincide con
la canícula. En otras palabras, el modo 1 puede
asociarse a la señal estacional relacionada con la época
de lluvias, y el modo temporal 2 (línea con “+”) parece
estar asociado con el aporte de agua dulce del río
Hondo. En la gráfica puede observarse que los valores
del modo temporal 2 son negativos a inicios de 1995 y
1996; al multiplicarlos con valores espaciales se
obtienen valores positivos en la boca del río y costa
oeste de la Bahía y valores negativos en el resto. Esto
indica que el efecto del río es casi nulo durante la
estación de “secas”, pero de junio a diciembre de
1995,el aporte del río formó un frente halino,
alcanzando valores máximos de aporte durante julio de
1995.
Figura 5. Resultado del análisis de funciones empíricas ortogonales sobre el campo de temperatura para un año de
datos mensuales (1995-1996): a) Campo de temperatura media superficial, b) modo espacial 1, y c) modo temporal
1 de la temperatura.
17
Carrillo et al.
Figura 6. Resultado del análisis de funciones empíricas ortogonales sobre el campo de salinidad para un año de
datos mensuales (1995-1996): a) Campo de salinidad media superficial, b) modo espacial 1, c) modo espacial 2, y
d) modo temporal 1 (con línea continua) y 2 (línea con línea punteada) del campo de salinidad.
En un estudio para definir la calidad del agua
de la bahía de Chetumal, con base en indicadores de su
estado trófico, Herrera-Silveira et al. (2002), mostraron
distribuciones superficiales de temperatura, salinidad,
transparencia y clorofilas. Estas variables fueron
obtenidas con recorridos continuos, usando un
instrumento “Dataflow” IV durante junio 2000, octubre
2000 y febrero 2001. Estos recorridos permitieron
obtener campos de las variables de temperatura y
salinidad con una mayor resolución espacial.
Obtuvieron valores superficiales medios para estas 3
campañas de 7.8 ups y 27.6 ºC para salinidad y
temperatura, respectivamente.
Los gradientes más fuertes fueron observados
cerca del río Hondo, y en general gradientes hacia el
centro de la Bahía. Basándose en un análisis
multivariado dividieron a la Bahía en 4 zonas,
destacando la zona I (que abarca Calderitas, la ciudad
de Chetumal y el río Hondo), con alta variabilidad
espacial de los parámetros ambientales y cambios
estacionales importantes. Con base a su variabilidad
hidrobiológica sugirieron a la bahía de Chetumal como
un sistema relativamente homogéneo, aunque
variaciones de 6 ups fueron observadas principalmente
durante la época de lluvias (octubre). Es de destacar
que en cuanto a transparencia del agua de la bahía de
Chetumal, Herrera-Silveira et al. (2002) observaron
una alta concentración de sedimentos suspendidos.
Condiciones mesotróficas fueron reportadas para zonas
cercanas a las costa, como enfrente de la ciudad de
Chetumal, Calderitas y el Río Hondo. Condiciones
oligotróficas fueron encontradas en la zona IV, que
corresponde a la región centro y norte-oeste de la
Bahía.
Es importante considerar a la bahía de
Chetumal como un sistema dinámico, donde además de
la variabilidad espacial en la temperatura del agua,
ocurre una variabilidad temporal. En la figura 7 se
muestran series de tiempo de temperatura registradas
con termistores durante septiembre-octubre de 1995
para 5 regiones de la Bahía: laguna Guerrero, Cayos,
Dos Hermanos, Faro y Chetumal-río Hondo. En las
gráficas se puede apreciar que, además de la
variabilidad mensual, destaca la variabilidad diurna, es
18
decir, oscilaciones con período de 24 h. Otra
característica importante es que estas oscilaciones no se
presentan con la misma magnitud en todas las áreas, ni
de manera simultánea. Las oscilaciones diurnas de la
temperatura en laguna Guerrero, Cayos y Dos
Hermanos, que corresponden a la parte norte de la
Bahía, tienen mayor variabilidad que en su parte
central (Faro y Chetumal-río Hondo). Aunque las
causas de estas oscilaciones diurnas es un tema por
estudiar, los forzantes responsables de éstas pueden ser
el efecto de las mareas y/o la radiación solar.
existen condiciones más dinámicas. Aún no hay un
estudio completo de corrientes en la bahía de
Chetumal, pero Morales-Vela et al. (1996) reportaron
corrientes promedio débiles, de 0.16± 0.1 m s-1. Por
mucho tiempo se ha considerado que la Bahía tiene
muy lenta renovación y circulación de agua y baja
concentración de nutrientes disueltos, lo cual pudiera
ser provocado por las restricciones físicas batimétricas
de Cayo Cabezo, Cayo Negro y Cayo Cangrejo, entre
otros. En un área de 259 km2 los cayos restan fuerza a
las corrientes de entrada provenientes del Mar Caribe
(Chavira-Martínez et al. 1992); sin embargo, podrían
esperarse corrientes más intensas forzadas por el
viento. Al ser una bahía extensa, es de esperarse que se
encuentre sujeta al forzamiento de viento, el cual puede
proveer la energía necesaria para producir transporte,
oleaje local, turbulencia, resuspensión de sedimento y
mezcla (claramente observable en la distribución
vertical casi homogénea de la temperatura y salinidad).
Mareas y corrientes
Las mareas son mixtas con predominancia de período
semidiurno, por lo que se presentan dos pleamares y
dos bajamares al día (Merino Ibarra y Otero Dávalos
1983). En esta región del Caribe las amplitudes
máximas son de 0.5 m, pero con un componente diurno
que tiene un incremento importante hacia mareas vivas
(Calvert 2004). Es importante considerar que aun
cuando la amplitud de la marea es pequeña, ésta no
deja de ser un forzante que puede hacer oscilar al
sistema. Aunque la Bahía se ha considerado clasificada
como de baja energía, estudios sobre los sedimentos
reportan que tienen arenas finas a gruesas de
composición calcárea, y que son blancos y ligeramente
grises (De Jesus-Navarrete et al. 2000), sugiriendo que
Implicaciones de las características físicas
Las características geomorfológicas de la bahía de
Chetumal (con relativa poca comunicación con el mar
abierto, el aporte de agua dulce de varios afluentes, ser
una bahía extensa y relativamente somera), la hacen un
cuerpo de agua peculiar. Por su restringida
comunicación con el mar abierto, es susceptible al
Figura 7. Series de tiempo de temperatura (ºC) registrada con termistores durante septiembre-octubre 1995 en 5
puntos de la bahía de Chetumal: 1 laguna Guerrero, 2 Cayos, 3 Dos Hermanos, 4 Faro y 5 Chetumal-río Hondo. Al
lado derecho se encuentra la localización de cada uno de los puntos referidos.
19
Carrillo et al.
impacto de los asentamientos humanos, pero
principalmente al impacto de la descarga de aguas
urbanas y agrícolas. La Bahía representa un laboratorio
natural donde pueden llevarse a cabo estudios de los
procesos de mezcla-estratificación, ya que es un cuerpo
de agua en el cual el intercambio está restringido, es
una bahía extensa donde el viento puede ocupar un
papel importante como forzante de corrientes, y tiene
aportes de agua dulce. Aún cuando se puede esperar
que los rangos de las oscilaciones de las variables
físicas sean menores que en latitudes medias (excepto
durante las tormentas tropicales y ciclones), habrá
cierta variabilidad estacional, en especial por efecto del
viento, la radiación solar y la lluvia. Como se presentó
en los datos de temperatura del agua, existe una
variabilidad diurna en la Bahía que puede tener
implicaciones biológicas importantes. Otro punto a
destacar es el desconocimiento que existe de la
influencia del río Hondo sobre la dinámica de la Bahía
o viceversa, la cual puede tener efectos locales
importantes.
Por otro lado, la Bahía se encuentra inmersa
en el sistema cárstico de la península de Yucatán, y la
presencia de “pozas” le da un carácter diferente a otras
lagunas costeras de México. En campañas recientes de
mediciones hidrográficas llevadas a cabo en la Bahía se
ha observado que estas “pozas” pueden ser fuentes
puntuales de manantiales de agua dulce o salina.
La bahía de Chetumal tiene el estatus de Zona
Sujeta a Conservación Ecológica, ha sido reconocida
como área del Santuario del Manatí y como área de
desove y crianza de huevos y larvas de peces
(Vásquez-Yeomans y González-Vera 1994). Sin
embargo, es indudable que existen zonas de la Bahía
donde persisten problemas de contaminación acuática
(ver el capítulo respectivo). Por ello, es necesario
conocer a detalle las variables hidrográficas que
ayuden a clarificar los riesgos del estado actual de la
calidad del agua para todo el sistema, así como
reconocer zonas hidrográficas de alta vulnerabilidad
ambiental para la ecología acuática. Por otro lado, la
Bahía es compartida por México y Belice y esto
implica que, en caso de ocurrir alguna contingencia, se
transformaría en un problema internacional, por lo cual
se requiere de un conocimiento integral en el que el
conocimiento de las variables ambientales juegue un
papel importante.
variability in the tropical Pacific. J. Phys. Oceanogr.
10 (4): 529-540.
Calvert, J. B. 2005. Tidal Observations. http://www.du.
edu/~jcalvert/geol/tides.htm.
Chavira-Martínez, D., J. Briseño-González, A. Negroe,
J. A. Pérez-Cetina, T. Sánchez-Cabrera y R. Hoil.
1992. Diagnóstico de la calidad del agua en la Bahía
de Chetumal, Q. Roo. Avacient 2:7-33.
De Jesus-Navarrete, A., J. J. Oliva-Rivera, V.
Valencia-Beltrán y N. Quintero-López. 2000.
Distribución de sedimentos en la Bahía de Chetumal,
Quintana Roo, México. Hidrobiológica 10:61-67.
Emery, W. J. y R. E. Thomson. 2001. Data Analysis
Method in Physical Oceanography. Ámsterdam:
Elsevier.
Gallegos, A. y S. Czitrom. 1997. Aspectos de la
Oceanografía Física Regional del Mar Caribe. En
Contribuciones a la Oceanografía Física en México,
Monografía No. 3, ed. M.F. Lavín, 225-242. México:
Unión Geofísica Mexicana.
Herrera-Silveira, J.A., A. Jiménez-Zaldivar, M.
Aguayo-González, J. Trejo-Peña, I. Medina-Chan, F.
Tapia-González, I. Medina-Gómez y O. VázquezMontiel. 2002. Calidad de agua de la Bahía de
Chetumal a través de indicadores de su estado
trófico. En Contribuciones de la ciencia al manejo
costero integrado de la Bahía de Chetumal y su área
de influencia. Universidad de Quintana Roo,
Chetumal, ed. F.J. Rosado-May, R. Romero-Mayo y
A. De Jesús Navarrete, 185-196. Q. Roo, México:
Universidad de Quintana Roo.
Merino-Ibarra, M. y L. Otero-Dávalos. 1983. Atlas
Ambiental Costero. Puerto Morelos, Quintana Roo.
Quintana Roo, México: ICMyL–UNAM y CIQRO.
Mooers, C. N. K. y G. A. Maul. 1998. Intra-Americas
Sea Circulation. In Global Coastal Ocean. The Sea,
Vol. 11, ed. R. Robinson y K. H. Brink, 183-208.
New Cork: John Wiley & Sons.
Morales-Vela, B., D. Olivera-Gómez y P. RamírezGarcía. 1996. Conservación de los manatíes en la
región del caribe de México y Belice. Informe
técnico ECOSUR-CONACyT: 127 pp.
Roemmich, D. 1983. Optimal estimation of
hydrographic station data and derived fields. J. Phys.
Oceanog. 13 (8):1544–1549.
Vásquez-Yeomans, L. y A. M. González-Vera. 1994.
Ictioplancton de la Bahía de Chetumal. En Estudio
Integral de la Frontera México-Belice. Recursos
Naturales, ed. Centro de Investigaciones de Quintana
Roo, 133-142. Quintana Roo, México: CIQRO.
Literatura citada
Barnett, T. P. y W. C. Patzert. 1980. Scales of thermal
20
4
Cambios hidrológicos y de estado trófico
entre los años 2000 y 2006
J.A. HERRERA-SILVEIRA1 (✉), J.A. ARREOLA-LIZÁRRAGA2 Y J. RAMÍREZ-RAMÍREZ1
1
CINVESTAV-IPN Unidad Mérida, Carr. Antigua a Progreso km 6, Mérida, Yucatán 97310, México.
jherrera@mda.cinvestav.mx
2
CIBNOR, S.C. Unidad Sonora, campus Guaymas, km 2.3 Carr. a Las Tinajas, Predio El Tular s/n A.P. 349,
Guaymas, Sonora, 85454, México.
Resumen
Se presentan los cambios hidrológicos y de estado trófico entre los años 2000 y 2006 en la
bahía de Chetumal, Quintana Roo, México. En las cuatro zonas hidrológicas (I-IV) que
caracterizan a la bahía se registró la temperatura, la salinidad y el oxígeno disuelto, se
determinaron los nutrientes inorgánicos disueltos (nitritos, nitratos, amonio, fosfatos y
silicatos) y la clorofila a, además de estimarse el estado trófico. Los resultados mostraron
que: 1) la Bahía tuvo mayor influencia marina en 2006 que en el resto de los años
estudiados, indicada por una tendencia de incremento en la salinidad y mayores intervalos
de variación en la temperatura y el oxígeno disuelto; 2) la zona hidrológica I, adyacente a
los asentamientos humanos y a la desembocadura del río Hondo, fue la que tuvo mayores
concentraciones de nitrógeno, fosfatos y clorofila a, sugiriendo que esta zona se encuentra
en proceso de eutrofización, ya que su estado trófico cambio de oligo-mesotrófico en 2000
a meso-eutrófico en 2006; 3) en 2006 se observó que la variabilidad que impone las
condiciones meteorológicas prevalecientes en un periodo del año (p.ej.,“lluvias” o
“nortes”) pudieron influir en las variaciones hidrológicas de la Bahía. A partir de estos
resultados se recomienda implementar un programa de monitoreo de variables de estado
trófico del agua, así como acciones de saneamiento y estrategias para reducir los aportes
de nutrientes inorgánicos disueltos por actividades humanas.
Abstract
Hydrological and trophic state changes were studied between 2000 and 2006 in Chetumal
Bay, Quintana Roo, Mexico. In the four hydrological zones of the bay, temperature,
salinity and dissolved oxygen were measured in situ, and water samples were collected to
determine the concentration of inorganic nutrients (nitrites, nitrates, ammonium,
orthophosphates, and silicates) and chlorophyll a. In addition, the trophic state of the
zones was estimated. The results showed that: 1) the bay had more marine influence in
2006 than in 2000 indicated by the trend of increase in its salinity and wider ranges of
water temperature and dissolved oxygen; 2) The hydrological zone I, adjacent to the
human settlements and rio Hondo´s mouth, exhibited the highest concentrations of
nitrogen, phosphates and chlorophyll a, suggesting that an eutrophication state is in
process, since its trophic state changed from oligo-mesotrophic at 2000 to meso-eutrophic
at 2006; 3) during 2006 it was observed that the influence of meteorological conditions
during a particular period of the year (v. g. "rain" or "north" seasons) can influence the
hydrological variations in this body of water. Based on this study, we recommend
implementing a water-quality monitoring program, as well as management actions
oriented to reduce future loads of inorganic nutrients from human activities to the
Chetumal Bay.
ECOSUR, 2009
Herrera-Silveira et al.
Introducción
En la investigación, monitoreo y manejo de
ecosistemas costeros, las series largas de tiempo (p.ej.,
10-40 años) de datos biológicos y ecológicos son
extremadamente valiosas para registrar cambios en
comunidades y ecosistemas, tanto para diferenciar
influencias ambientales naturales o antropogénicas,
como para establecer y comprobar hipótesis acerca de
la estructura de comunidades y de procesos ecológicos
(Wolfe et al. 1987).
En México es frecuente que las variaciones
ambientales de mediano y largo plazo en los
ecosistemas costeros sean menos conocidas debido a la
falta de continuidad en los programas de investigación
y monitoreo. Una estrategia que eventualmente puede
solventar este problema es comparar información
científica generada previamente con otra posterior,
para observar cambios y tendencias, por ejemplo, en la
calidad del agua o el estado trófico de un cuerpo de
agua costero.
Un aspecto relevante es que la observación de
cambios hidrológicos y del estado trófico que se
manifiestan en periodos de mediano o largo plazo,
ayuda a detectar respuestas de los ecosistemas costeros
a la influencia de factores antropogénicos y naturales;
asimismo, esto aporta conocimiento valioso para tomar
decisiones de manejo ambiental.
El estado trófico de un ecosistema se define
como la tasa de abastecimiento de materia orgánica, y
un incremento en esta tasa corresponde al proceso de
eutrofización (Nixon 1995). El nivel de estado trófico
de un cuerpo de agua puede ser expresado mediante un
indicador ambiental, como los índices tróficos, y ha
mostrado su utilidad en instrumentos de política
ambiental (Casazza et al. 2003).
La bahía de Chetumal es el cuerpo de agua
costero más grande del Caribe Mexicano (1,098 km2);
tiene importancia ecológica por ser sitio de crianza y
alimentación de diversas especies, y destaca por ser en
México el santuario del manatí Trichechus manatus.
Tiene importancia socio-económica debido a que
sustenta actividades de la ciudad de Chetumal y los
poblados de Calderitas y Bacalar, además de ser un
ecosistema transfronterizo por estar compartido con
Belice.
El crecimiento y desarrollo de Chetumal y
Calderitas, así como la formación del canal de
Zaragoza (que incrementó la comunicación de la bahía
de Chetumal con el Mar Caribe), son actividades
humanas que pueden incidir en la estructura y función
de este cuerpo de agua costero. Por esta razón, resulta
de interés científico y de manejo determinar si se han
generado cambios en las características hidrológicas y
el estado trófico del ecosistema, a partir de la
oportunidad de contar con información del año 2000
aportada por las contribuciones de Herrera-Silveira et
al. (2002) y Medina-Gómez et al. (2002). Así, el
objetivo de este estudio fue conocer los cambios
hidrológicos y de estado trófico que ocurrieron en el
periodo comprendido entre los años 2000 y 2006 en la
bahía de Chetumal.
Métodos
La bahía de Chetumal fue dividida en las cuatro zonas
de afinidad hidrológica sugeridas por Herrera-Silveira
et al. (2002) (Fig. 1), lo cual permitió hacer un análisis
comparativo consistente.
La base de datos se generó a partir de
muestreos de variables del agua realizados en los
periodos de “lluvias”, “secas” y “nortes”
correspondiente a los ciclos anuales 2000-2001 y
2006-2007. En lo sucesivo, y para fines prácticos, el
primer ciclo anual se referirá como 2000 y el segundo
como 2006.
Los muestreos comprendieron una red de 38
estaciones, agrupadas en las cuatro zonas (Fig. 1). La
temperatura, la salinidad y el oxígeno disuelto del agua
se registraron in situ mediante un multisensor Dataflow
IV (Maden y Day 1992). Asimismo, en cada estación
de muestreo se tomaron muestras de agua para
determinar nutrientes inorgánicos disueltos y la
clorofila a. El amonio (NH4) se determinó siguiendo el
método de fenolhipoclorito, los nitritos (NO2)
mediante la sulfanilamida en solución ácida, los
nitratos (NO3) se midieron como NO2 posterior a su
reducción en una columna de Cadmio-Plomo (Parson
et al. 1984), los fosfatos (PO4) mediante el azul de
molibdato (Murphy y Riley 1962), y los silicatos
(SiO4) con el de azul de molibdato usando al ácido
ascórbico como agente reductor. La clorofila a se
determinó mediante el método de extracción por
acetona (90 %), utilizando filtros Millipore de 0.45 μm
de tamaño de poro y aplicando las ecuaciones descritas
por Jeffrey y Humpphry (1975; en Parson et al. 1984).
Para determinar si las zonas hidrológicas eran
diferentes en cada variable hidrológica entre años
(2001-2006), se aplicó un análisis de varianza
(ANOVA) y la prueba de significancia no paramétrica
de Kruskal-Wallis al p < 0.05 y se presentaron
mediante gráficos de cajas y bigotes.
22
Cambios hidrológicos y estado trófico
III
Golfo de México
IV
0
225 Km
Mar
Caribe
I
II
5 Km
Figura 1. Área de estudio, la parte mexicana de la bahía de Chetumal, mostrando las cuatro zonas hidrológicas
analizadas.
amplios de variación en el año 2006 que en el 2000.
Fue notable la tendencia de una mayor frecuencia de
valores bajos de temperatura y valores altos de
salinidad y oxígeno disuelto, sugiriendo que la Bahía
presentó mayor influencia marina en el año 2006 que
en el año 2000 (Fig. 2). La influencia marina se
incrementó en 2006 debido probablemente a la
comunicación artificial entre la Bahía y el Mar Caribe,
provocada por el dragado del canal de Zaragoza en
años recientes. Estos cambios hidrológicos con mayor
influencia marina llegarán a ser un factor causal de
cambios en la estructura de las comunidades biológicas
de la Bahía.
Las variaciones de oxígeno disuelto fueron
mayores en 2006, probablemente asociadas al cambio
hidrológico generado por las diferencias en los aportes
de agua dulce y marina que inducen cambios en el
metabolismo neto de la Bahía (Medina-Gómez et al.
2002).
La zona I mostró los valores de salinidad más
bajos comparados con el resto de las otras zonas (Fig.
2b), lo cual se explica por estar ubicada en la
desembocadura del río Hondo.
Las concentraciones de nitrógeno inorgánico
disuelto (NID = NO3+NO2+NH4) fueron mayores y
tuvieron intervalos más amplios en 2006 con respecto
al 2000. En la zona I las concentraciones de NID en
2006 duplicaron a las observadas en 2000 y se
observaron diferencias significativas; en el resto de las
zonas, los intervalos más amplios de NID observados
en 2006 sugieren que hubo un periodo del año con
aportes importantes (Fig. 3a). Estos resultados se
podrían explicar, por una parte, por el cambio en el
balance entre agua dulce y agua marina, por la apertura
del Canal de Zaragoza, que podría generar variaciones
en los procesos del ciclo del nitrógeno; y por la otra,
Para determinar si las zonas hidrológicas eran
similares entre años de acuerdo al conjunto de sus
características de calidad del agua y estado trófico, se
utilizó el método multivariado de escalamiento
multidimensional no-paramétrico (MDS), para lo cual
los datos fueron transformados (log x) y
estandarizados. El software estadístico utilizado fue
PRIMER 6 (Clark 1993).
El estado trófico de cada zona y para cada año
se determinó mediante el índice TRIX (Vollenweider
et al. 1998, Jorgensen et al. 2005): TRIX= k / n (Σmi –
Li / Ui –Li), donde: k= 10, n= número de variables,
mi= valor de la variable, Li = límite inferior de la
variable y Ui= límite superior de la variable. Este
índice puede tomar valores entre 0 y 10, y la referencia
del estado trófico se muestra en la tabla 1.
Los datos obtenidos del índice TRIX se
procesaron mediante un análisis de varianza y la
prueba de Kruskal-Wallis y se graficaron como en la
determinación de diferencias hidrológicas de las cuatro
zonas.
Tabla 1. Valores de referencia del índice TRIX para los
niveles de estado trófico.
Valor del índice TRIX
0 - 2.5
2.6 - 5
5.1 - 7.5
7.6 - 10
Nivel de estado trófico
Oligotrófico
Mesotrófico
Eutrófico
Hipertrófico
Resultados y Discusión
La temperatura, la salinidad y el oxígeno disuelto de
las cuatro zonas hidrológicas tuvieron intervalos más
23
a)
a)
35
100
ZONA I
ZONA II
ZONA III
ZONA IV
NID
uMμM
Temperatura
C °C
29
26
2006 2000
ZONA IV
40
2006 2000 2006
b)
ZONA I
ZONA II
ZONA III
8
2000 2006 2000 2006 2000 2006 2000 2006
ZONA I
ZONA II
ZONA III
ZONA IV
ZONA IV
20
6
16
FID
μM
uM
ups ups
Salinidad
ZONA III
60
0
2000 2006 2000
b)
24
ZONA II
20
23
20
ZONA I
80
32
12
8
4
2
4
0
0
2000
2006
2000
2006
2000
2006
2000
2006
c)
10
ZONA I
ZONA II
ZONA III
400
ZONA IV
6
4
2
ZONA I
ZONA II
ZONA III
ZONA IV
300
8
SilicatouM
μM
mg l-1
Oxígeno disuelto mg l -1
c)
2000 2006 2000 2006 2000 2006 2000 2006
200
100
0
2000
2006
2000
2006
2000
2006
2000
2000 2006 2000 2006 2000 2006 2000 2006
2006
Figura 2. Variaciones entre los años 2000 y 2006 de a)
temperatura, b) salinidad y c) oxígeno disuelto, en las
cuatro zonas hidrológicas de la bahía de Chetumal.
nitrógeno inorgánico disuelto, b) fósforo inorgánico
disuelto y c) silicatos, en las cuatro zonas hidrológicas
de la bahía de Chetumal.
por los aportes de NID provenientes del río Hondo y de
aguas
subterráneas,
que
pudieron
haberse
incrementado en 2006 por mayores descargas de aguas
residuales generadas en la cuenca de captación de la
Bahía.
Las concentraciones de fosfatos fueron
similares entre 2000 y 2006 en las zonas II, III y IV;
sin embargo, en la zona I se duplicaron en 2006 con
respecto al 2000 (Fig. 3b), lo cual sugiere la influencia
de aguas residuales de los asentamientos humanos
adyacentes a la zona, así como las descargas del río
Hondo que capta aguas residuales agrícolas, indicando
que la Bahía al menos en esta zona está mostrando un
proceso de eutrofización “cultural”.
Las concentraciones de silicatos fueron
mayores en 2006 con respecto al 2000, con diferencias
significativas en las zonas I, II y IV (Fig. 3c). Este
comportamiento está asociado a los aportes de agua
subterránea (Herrera-Silveira, 2006) por lo que este
incremento está generalizado en la Bahía.
La biomasa de fitoplancton, indicada por la
concentración de clorofila a en muestras de agua, fue
similar entre 2000 y 2006 en las zonas II, III y IV; sin
embargo, en la zona I la biomasa de fitoplancton fue
significativamente mayor en 2006 que en 2000, lo que
sugieren incrementos poblacionales de fitoplancton en
2006 (Fig. 4a). El incremento implica la influencia de
los aportes de nutrientes inorgánicos disueltos por
fuentes antropogénicas. El análisis de la comunidad de
fitoplancton podría ayudar a definir con mayor
precisión la condición de la Bahía y las fuentes que han
originado los cambios observados.
El índice TRIX mostró que las zonas II, III y
IV no tuvieron cambios de estado trófico, ya que se
mantuvieron en condiciones oligo-mesotróficas,
indicando que los cambios hidrológicos observados en
2006 no han tenido efectos significativos en el estado
24
Mediante el análisis MDS se observó que la
zona I fue distinta en los años 2000 y 2006, con mayor
variabilidad hidrológica en 2006, coincidiendo con los
cambios observados en las concentraciones de
nutrientes y clorofila a. En las zonas II, III y IV se
observó un patrón similar, ya que se agrupan dos
conjuntos de datos en el año 2006; uno que tiende a ser
similar al grupo del año 2000 y otro que se separa
claramente. El subconjunto de datos de 2006, que se
agrupa y separa del otro subconjunto afín al
subconjunto del año 2000, está asociado a que en algún
periodo del 2006, posiblemente “lluvias” o “nortes”,
hubo un incremento del aporte de nutrientes y esto
también se reflejó en los intervalos más amplios
observados, sugiriendo que eventos meteorológicos
producen cambios hidrológicos (Fig. 5).
a)
Clorofila
mg m-3
mg “a”
m-3
12
ZONA I
ZONA II
ZONA III
ZONA IV
10
8
6
4
2
0
2000 2006 2000 2006 2000 2006 2000 2006
b)
Índice TRIX
10
ZONA I
ZONA II
ZONA III
ZONA IV
8
Hipertrófico
6
Eutrófico
4
Mesotrófico
2
Oligotrófico
0
2000 2006 2000 2006 2000 2006 2000 2006
clorofila a y b) estado trófico mediante el índice TRIX,
en las cuatro zonas hidrológicas de la bahía de
Chetumal.
trófico de esas zonas y que se mantuvo la misma
tasa de abastecimiento de materia orgánica entre los
años 2000 y 2006. Sin embargo, se requiere del
análisis de la composición y estructura comunitaria del
fitoplancton para definir las causas y las tendencias del
estado trófico de la Bahía. En la zona I el estado trófico
se incrementó más del doble en 2006 con respecto al
2000, ya que pasó de la categoría oligo-mesotrófico a
la eutro-mesotrófico, lo cual se puede atribuir a los
aportes de nutrientes provenientes de las aguas
residuales de Chetumal, Calderitas y Bacalar, así como
de los aportes del río Hondo (Fig. 4b).
El proceso de eutrofización cultural observado
puede tener efectos ambientales que se manifiestan
comúnmente con incrementos de la biomasa de
fitoplancton, ocurrencia de especies de fitoplancton
tóxico, cambios en la estructura de la vegetación
acuática sumergida y disminución de oxígeno disuelto
en el agua
(Vollenweider 1992, Nixon 1995,
Richardson y Jorgensen 1996). Estos efectos están
relacionados, y normalmente afectan la salud de los
ecosistemas costeros, con impactos negativos en la
pesca, acuacultura, turismo y salud pública (Elliot y de
Jonge 2002, Cloern 2002). Lo anterior orienta a la
necesidad de establecer una estrategia para controlar y
disminuir los aportes de nitrógeno y fósforo de las
aguas residuales urbanas y agrícolas.
Figura 5. Comparación del comportamiento
hidrológico entre los años 2000 y 2006 en cada una de
las zonas hidrológicas de la bahía de Chetumal.
25
Sin embargo, estos resultados podrían ser parte de la
variabilidad natural de la Bahía, con lo cual se podría
avanzar en el entendimiento de los procesos que se
relacionan con la estabilidad ecológica del sistema,
debido a que esta variabilidad forma parte del
componente de resistencia de un ecosistema (HerreraSilveira, 1993).
En este estudio se hace evidente que los
cambios hidrológicos y de estado trófico en la escala
de mediano plazo son de particular interés porque
aportan información acerca de la magnitud de la
influencia marina por la apertura del canal de
Zaragoza, así como de la tendencia de eutrofización
cultural de la bahía de Chetumal; también, porque
muestran la necesidad de implementar acciones de
manejo ambiental y sugieren hacer un mayor esfuerzo
de investigación para entender la influencia de los
cambios ambientales tanto por factores antropogénicos
como naturales en los procesos ecológicos y la
estructura de comunidades. Es probable que existan
procesos biogeoquímicos de otra escala temporal que
podrían influir en los resultados observados, por lo que
el programa de monitoreo debería considerar la
evaluación a diferentes escalas de tiempo,
principalmente menores a la utilizada.
Recomendaciones
Se recomienda establecer un programa de monitoreo
de variables del agua, considerando las cuatro zonas
hidrológicas que caracterizan a la bahía de Chetumal,
así como elaborar e implementar una estrategia de
manejo ambiental orientada a reducir y controlar los
aportes de nutrientes provenientes de las actividades
humanas.
Literatura citada
Casazza, G., C. Silvestre y E. Spada. 2003.
Classification of coastal water according to the new
Italian water legislation and comparation with the
European Water Directive. Journal of Coastal
Conservation 9:65-72.
Clarke, K.R. 1993. Non-parametric multivariate
analysis of changes in community structure. Aust. J.
Ecol 18:117-143.
Cloern, J. E. 2001. Our evolving conceptual model of
the coastal eutrophication problem.Marine Ecology
Progress Series 210:223-253.
Elliot, M. y D.N. de Jonge. 2002. The management of
nutrients and potential eutrophication in estuaries
and others restricted water bodies. Hydrobiologia
475/476:513-524.
Herrera-Silveira, J.A., A. Jiménez-Zaldivar, M.
Aguayo-Gonzalez, J. Trejo-Peña, I. Medina-Chan, F.
Tapia-González, I. Medina-Gómez y O. VazquezMontiel. 2002. Calidad del agua de la bahía de
Chetumal a través de indicadores de su estado
trófico. En: Contribuciones de la ciencia al manejo
costero integrado de la bahía de Chetumal y su área
de influencia. Eds. F.J. Rosado-May, R. RomeroMayo y A. De Jesús Navarrete, 185-196.
Universidad de Quintana Roo. Chetumal, Q. Roo,
México.
Jorgensen, S.E., R. Costanza y X. Fu-Liu. 2005.
Handbook of ecological indicators for assessment of
ecosystem health. New York: CRC Press, Taylor &
Francis Group.
Maden, C. J. y J. W. Day, Jr. 1992. An instrument
system for high speed mapping of chlorophyll and
physico-chemical parameters. Estuaries 15(3):421427.
Medina-Gómez, I., J.A. Herrera-Silveira, A. JiménezSaldivar, M. Aguayo-González, J. Trejo-Peña, I.
Medina-Chan y P. Tapia-González. 2002.
Metabolismo de la bahía de Chetumal basado en el
balance estequiométrico de nutrientes. En:
Contribuciones de la ciencia al manejo costero
integrado de la bahía de Chetumal y su área de
Conclusiones
La bahía de Chetumal presentó cambios hidrológicos y
de estado trófico entre los años 2000 y 2006
influenciados tanto por factores antropogénicos como
naturales.
La Bahía tuvo mayor influencia marina en
2006 por la apertura del canal de Zaragoza,
reflejándose con una tendencia de incremento en la
salinidad del agua, así como con mayores intervalos de
variación de la temperatura, la salinidad y el oxígeno
disuelto. Las implicaciones ecológicas de esta
influencia estarían asociadas, en primera instancia, a
cambios en la estructura de comunidades biológicas.
En el año 2006, la zona hidrológica I
(adyacente a Chetumal, Calderitas y la desembocadura
del río Hondo) tuvo concentraciones de nitrógeno y
fósforo inorgánico disuelto que duplicaron las
observadas en el año 2000, así como concentraciones
más altas de clorofila a. Esto coincidió con un proceso
de eutrofización, indicado por el cambio de un estado
oligo-mesotrófico en 2000 hasta un estado mesoeutrófico en 2006. Las otras tres zonas de la Bahía se
mantuvieron en estado oligo-mesotrófico.
En el año 2006, el análisis MDS mostró dos
conjuntos de datos que indicaron la influencia temporal
en los procesos naturales que influyen en las
variaciones hidrológicas de la Bahía.
26
influencia. Eds. F.J. Rosado-May, R. Romero-Mayo
y A. De Jesús Navarrete, 33-42. Universidad de
Quintana Roo. Chetumal, Q. Roo, México.
Murphy, J. y J. P. Riley. 1962. Modifies single solution
method for the determination of phosphate in natural
waters. Chemical Acta 27: 31-36.
Nixon, S.W. 1995. Coastal marine eutrophication: a
definition, social causes, and futureconcerns.
Ophelia 41:199-219.
Parson, T. R., Y. Maitia y C. M. Lalli. 1984. A manual
of chemical and biological methods for sea water
analysis. Oxford: Pergamonn Press.
Richardson,
K.
y
B.B.
Jorgensen.
1996.
Eutrophication: Definition, history and effects. En:
Eutrophication in Coastal Marine Ecosystems. Eds.
B.B.Jorgensen y K. Richardson, 1-19. Falta ciudad:
Coastal
and
Estuarine Studies, American
Geophysical Union.
Vollenweider, R.A. 1992. Coastal marine
eutrophication: principles and control. En: Marine
Coastal Eutrophication. Eds. R.A. Vollenweider, R.
Marchetti y R. Viviani, 1-20. Bologna, Italy:
Proceedings of an International Conference.
Vollenweider, R.A., F. Giovanardi, G. Montanari y A.
Rinaldi. 1998. Characterization of the trophic
conditions of marine coastal waters with special
reference to the NW Adriatic Sea: proposal for a
trophic scale, turbidity and generalized water quality
index. Envirometrics 9:329-357.
Wolfe, D.A., M.A. Champ, D.A. Flemer y A.J.
Mearns. 1987. Long-term biological data sets: their
role in research, monitoring, and management of
estuarine and coastal marine systems. Estuaries
10(3):181-193.
27
5
J. ESPINOZA-AVALOS1 (✉), H.A. HERNÁNDEZ-ARANA1, T. ÁLVAREZ-LEGORRETA1, L.I. QUAN-YOUNG1,
J.J. OLIVA-RIVERA1, M. VALDEZ-HERNÁNDEZ1, A. ZAVALA-MENDOZA1, G. CRUZ-PIÑÓN1, C.Y. LÓPEZ1,
A. SEPÚLVEDA-LOZADA1, P. WORUM-FERENCE1, A. VILLEGAS-CASTILLO1 Y B.I. VAN TUSSENBROEK2
1
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Colonia Pacto Obrero,
Chetumal, Quintana Roo 77014, México. jespino@ecosur.mx
2
Unidad Académica Puerto Morelos, Universidad Nacional Autónoma de México,
Apdo. postal 1152, Cancún, Quintana Roo 77500, México
Resumen
Se estudiaron las macroalgas y/o los pastos marinos en tres zonas de la bahía de Chetumal.
En la primera zona, canal de Bacalar Chico, los vegetales se recolectaron de aguas de la
Bahía, del mar Caribe y de una área de mezcla. La diversidad de macroalgas fue baja (28
especies), aunque la mayoría es de crecimiento rápido y de productividad alta. En la parte
de mezcla se presentaron valores altos de irradiancias y de concentración de nutrientes, que
permitieron un crecimiento vegetal rápido: el pasto marino Thalassia testudinum fue más
denso y monoespecífico, con mayor gasto en tejido fotosintético (≈35 %) que rizomas y
raíces (≈45 %); el resto de biomasa fue de vainas. En contraste, en la segunda zona, en el
sureste de la Bahía, T. testudinum tuvo en promedio menor gasto en hojas verde (≈11 %)
que en rizomas y raíces (≈51 %); sin embargo, fue aun más contrastante en la tercera zona,
en el interior de la Bahía, donde el gasto en rizomas y raíces fue de ≈77 %. En las dos
últimas zonas también ocurrió el pasto Halodule wrightii. El pobre desarrollo de los pastos
hacia el interior de la Bahía es producto probablemente de la condición oligotrófica de sus
aguas y la combinación de su baja salinidad, la gran turbidez que se genera por la poca
profundidad del agua, los vientos que remueven a los sedimentos finos y, en algunos sitios,
el alto grado de anoxia de los sedimentos. Esas condiciones probablemente también causan
el bajo número (47) de especies de macroalgas que se han registrado hasta ahora para toda
la Bahía. En general, Batophora es el género de macroalga dominante, aunque en la
comunidad de macrofitas también son importantes algunas especies de agua dulce (Chara
spp. y Najas marina) y el pasto Ruppia maritima de aguas salobres. La información que se
tiene de las tres últimas plantas y de otras de agua dulce y de cianobacterias de la Bahía es
muy limitada. La contaminación orgánica está modificando la distribución y abundancia de
las macroalgas frente a la ciudad de Chetumal. Otros cambios en la vegetación acuática
deben estar ocurriendo por la apertura del canal Zaragoza, que está salinizando la Bahía.
Esos cambios están modificando el hábitat del manatí del Caribe, ya que es un mamífero
acuático herbívoro. Se recomienda un programa de monitoreo a largo plazo de la vegetación
acuática sumergida en la bahía de Chetumal, para dar seguimiento de los cambios que
provocará el incremento de la contaminación y la apertura del canal Zaragoza.
Abstract
The seaweeds and/or seagrasses were studied in three areas of the Chetumal Bay. In the first
zone, Bacalar Chico channel, the vegetation was studied from waters of the Caribbean Sea,
the Chetumal bay, and from its mixture zone. The diversity of macroalgae was low (28
species), but the majority of the species were fast growing with high productivity. Higher
irradiance and nutrient concentration values in the mixture water zone allowed a rapid plant
growth: the seagrass Thalassia testudinum was denser and monospecific, with more
investment into the photosynthetic tissue (≈35 %) than in rhizomes and roots (≈45 %); the
rest of plant tissue being short shoots. In contrast, in the second zone, in the Southeast part
ECOSUR, 2009
of the bay, T. testudinum had lower investment in green leaves (≈11 %) than in rhizomes
and roots (≈51 %). An even more contrasting picture was observed in the third zone, in the
inner part of the bay, where the investment in rhizomes and roots was ≈77 %. In the last two
zones the seagrass Halodule wrightii also occurred. The poor development of the seagrasses
in the interior parts of the bay is probably due to the oligotrophic conditions of its water and
the combination of low salinity, great turbidity originated by the shallowness of the water
column, the prevailing winds which remove fine sediments, and, in some sites, the great
anoxia found in the sediments. Those conditions may also cause the low number (47) of
macroalgae species registered for the entire bay. In general, Batophora spp. is the dominant
macroalgal genus, but some freshwater species such as Chara spp. and Najas marina, as
well as the brackish grass Ruppia maritima could be important part of the macrophyte
community. The information available is very limited for the last three plants, and for other
freshwater and of Cyanobacteria species. Pollution by organic matter is modifying the
distribution and abundance of macroalgae in front of the Chetumal city. Other changes in
the vegetation may be occurring due to the Zaragoza channel opening which is salinizing
the bay. Those changes are modifying the habitat of the Caribbean manatee because is an
herbivorous aquatic mammal. Then, a long run program for monitoring the submerged
aquatic vegetation is recommended in the Chetumal bay to follow the coming changes
provoked by the increments in water pollution and the opening of the Zaragoza Channel.
Métodos
Introducción
Se describen las áreas de estudio y los métodos
aplicados en tres zonas de la Bahía, porque las
investigaciones se llevaron a cabo en diferentes sitios y
fechas, utilizando métodos adecuados a las condiciones
ambientales particulares.
La vegetación acuática sumergida en la bahía de
Chetumal (BCh) incluye macroalgas y pastos marinos.
Los últimos son angiospermas clonales de origen
polifilético que forman extensas praderas en
condiciones adecuadas, pero con una muy baja
diversidad específica, ya que en todo el Caribe existen
7 especies (Creed et al. 2004). Las macroalgas (algas
visibles al ojo), en contraste con los pastos marinos,
son de origen marino, aunque en el presente existen
muchas especies de agua dulce. Las macroalgas están
comprendidas en tres divisiones taxonómicas
(Chlorophyta, Phaeophyta y Rhodophyta), cada una
con miles de especies (Andersen 1992).
En la Bahía, la mayor riqueza florística (en
número de especies) se encuentra en la parte marina.
Por ejemplo, en Cayos Pelicano, Belice, en los
arrecifes cercanos a la Bahía, Littler y Littler (1997)
registraron 181 taxones de macroalgas (86
Rhodophyta, 72 Chlorophyta y 23 Phaeophyta) y 4 de
pastos marinos (Thalassia testudinum, Halodule
wrightii1, Syringodium filiforme y Halophila decipiens;
1
como H. beaudettei). En la parte salobre o
dulceacuícola, Huerta-M. y Garza-B. (1980) registraron
13 especies de macroalgas en tres sitios cercanos a la
ciudad de Chetumal, mientras que Espinoza-Avalos
(1996) reportó 3 especies de angiospermas (T.
testudinum, H. wrightii y Ruppia maritima). En este
trabajo se presenta información nueva de macroalgas
marinas y de pastos marinos, y se discute junto con otra
publicada para integrarlas. También se valoran riesgos
para la vegetación acuática sumergida provocados por
la contaminación de la bahía y los cambios de hábitat
que podrían suceder por la reciente (1998) apertura del
canal de Zaragoza.
Zona A. Bacalar Chico
Bacalar Chico es un canal natural de comunicación
permanente entre el mar Caribe y la BCh, y forma parte
del límite político y geográfico entre México y Belice
(Fig. 1). Los dos países decretaron áreas protegidas a
ambos lados del canal: en 1996 el gobierno de Belice
estableció “Bacalar Chico” como parque nacional y
reserva marina, mientras que en el 2000 el gobierno de
México decretó "Arrecifes de X’calak" como parque
nacional. Así se formó una zona binacional de
protección y conservación costera. El área protegida
incluye ecosistemas marinos, marismas y lagunas
permanentes e intermitentes (Diario Oficial de la
Federación 2000). El canal recibe aguas salobres (2 a
15 ‰) de la BCh, y marinas (35 ‰) del mar Caribe
(Álvarez-Legorreta 2000). Los sedimentos son de arena
y fango en las lagunas y de arena gruesa en la parte
marina. Aquí se eligieron 4 sitios de muestreo: 1.
Laguna arrecifal cercana al arrecife, 2. Mar cercano al
manglar, 3. Canal (zona de mezcla entre las aguas de la
Bahía y del mar Caribe) y 4. Bahía (Fig. 1, Tabla 1).
Macroalgas
El muestreo de algas se realizó en agosto del 2000. Las
residentes del fondo (psamofíticas, litofíticas y sus
epífitas) se recolectaron en los sitios 1, 3, y 4, usando
seis cuadrantes de 0.25 x 0.25 m por sitio de muestreo.
En los sitios 2, 3 y 4 se recolectaron las algas creciendo
29
Espinoza- Avalos et al.
88° 10'
88° 20'
88° 00'
87° 50'
87° 40'
87° 30'
18° 50'
N
#
Zona / Sitio / Estación
2
MÉXICO
18° 40'
Quintana
Zona
C
Roo
1
#
Bahía
de
Chetumal
18° 30'
MAR
CARIBE
##
#
IV
##
#
#
##
I
#
##
0
10 km
<
<
N
Longitud W
Sitio 1
18° 11’ 09.1’’
87° 50’ 10.8’’
2
18° 11’ 24.0’’
87° 50’ 44.4’’
3
18° 11’ 09.3’’
87° 51’ 31.2’’
4
18° 09’ 10.0’’
87° 53’ 45.0’’
Zona B. Sureste de la BCh
Sitio I Estación 1
18° 12’ 42.4’’
87° 54’ 09.4’’
2
18° 12’ 47.3’’
87° 54’ 46.9’’
II
N
Zona
A
Latitud N
18° 10'
BELICE
II
18° 20'
III
Zona
B
Tabla 1. Ubicación geográfica de los sitos y estaciones
incluidos en las tres zonas de estudio (A-C) de la bahía
de Chetumal (BCh).
Yucatán
GOLFO
DE
MÉXICO
Campeche
#
S
Quintana
MAR
Roo
CARIBE
MÉXICO
3
#
2
#
III
1
4
#
Tabasco
GUATEMALA BELICE
0
100 km
0
1 km
BELICE
IV
Figura 1. Mapa de las tres zonas de estudio (A, B y C)
de la vegetación acuática sumergida de la bahía de
Chetumal, indicando los sitios y estaciones de
recolecta. Ver texto para detalles.
3
18° 13’ 19.5’’
87° 54’ 44.6’’
1
18° 18’ 10.7’’
87° 54’ 58.8’’
2
18° 18’ 21.9’’
87° 55’ 30.6’’
3
18° 18’ 53.2’’
87° 55’ 26.6’’
1
18° 23’ 03.4’’
87° 58’ 21.5’’
2
18° 22’ 55.4’’
87° 58’ 57.3’’
3
18° 22’ 15.1’’
88° 00’ 41.9’’
1
18° 25’ 15.7’’
88° 04’ 02.4’’
2
18° 25’ 31.7’’
88° 04’ 41.4’’
3
18° 25’ 46.3’’
88° 05’ 13.1’’
Zona C. Interior de la BCh
sobre raíces del mangle rojo, Rhizophora mangle, en
los 10 cm de largo de raíz a nivel de la marea alta (6
réplicas por sitio). A las raíces se les midió el diámetro
y se obtuvo el área ocupada por las algas; en el sitio 3
se recolectaron adicionalmente las algas adheridas a las
marcas de marea baja. En este sitio las algas crecen
sobre una abundante masa de esponjas que cubren
completamente las raíces de mangle y en conjunto
forman una pared biótica.
La determinación de especies se basó
principalmente en los trabajos de Taylor (1960), Joly
(1967) y Littler y Littler (1997), y para la nomenclatura
se siguió a Wynne (1998). La biomasa se midió
secando las algas en una estufa a 80 °C por tres
días.Los valores se expresaron en g seco cm-2 para las
algas adheridas a las raíces de mangle, y en g seco m-2
para las que se obtuvieron del fondo. Con los datos de
biomasa se calculó el índice de diversidad de Shannon.
A las especies presentes con abundancia insignificante,
se les asignó un valor mínimo de 0.005 g seco m-2 de
biomasa. La diversidad entre sitios se comparó
calculando los niveles de significancia estadística, de
acuerdo a Magurran (1996).
30
Sitio 1. Dos Hermanos
2055800
388800
Sitio 2. Laguna
Guerrero
2069200
380000
Pastos marinos
La recolecta de pastos marinos se realizó en la misma
temporada que las macroalgas. Se recolectaron cuatro
muestras de vegetación arraigada en los sitios 1, 2 y 3
usando un nucleador de PVC de 15 cm de diámetro,
que se enterró unos 30 cm en el fondo. La mayor parte
del sedimento de las muestras se eliminó en el campo,
y las plantas se conservaron en bolsas de plástico para
transportarlas al laboratorio. Ahí se separaron las
especies de pastos marinos y macroalgas. De estas
plantas, con excepción de T. testudinum, únicamente se
separaron las partes verdes; el peso húmedo de esas
partes se determinó y se convirtió a peso seco, de
acuerdo a los factores de conversión de la Tabla 2. Las
macroalgas se dividieron en los grupos siguientes: 1.
pinceles (Penicillus spp. y Rhipocephalus spp.), 2.
halimedas (Halimeda spp.), 3. udoteas (Udotea spp.), y
4. caulerpas (Caulerpa spp.). Se separaron todas las
secciones de las plantas del pasto dominante, T.
testudinum, descartando el tejido muerto. El tejido vivo
Tabla 2. Factores para convertir pesos húmedos a
valores de peso seco de plantas de especies comunes en
comunidades de pastos marinos del Caribe mexicano
(van Tussenbroek, no publicado).
Especie / parte de planta
Thalassia testudinum
Hoja verde
Rizoma
Raíz
Vaina
Syringodium filiforme
Penicillus spp.
Udotea spp.
Halimeda spp.
Caulerpa spp.
Factor
0.12
0.18
0.10
0.09
0.11
0.09
0.11
0.09
0.10
se separó en lámina verde de las hojas, parte de hojas
sin clorofila (la vaina), rizomas (verticales y
horizontales) y raíces. El peso húmedo se determinó
después de eliminar el exceso de agua, y el peso seco
de los componentes se calculó de acuerdo con los
factores de conversión de la Tabla 2. Las epífitas
(principalmente costras de algas calcáreas) de la parte
verde de las hojas se removieron con un bisturí. De
cada hoja verde de T. testudinum se midió el ancho y
largo para calcular la superficie foliar. También se
determinó el número de haces foliares por muestra y el
LAI (Leaf Area Index; Índice de área de hoja: área de
láminas verdes por área de fondo).
En cada sitio se recolectaron tres muestras de
agua intersticial y tres de agua superficial, para
determinar la concentración disuelta de nitratos,
nitritos, amonio y ortofosfatos, usando las técnicas
descritas por Contreras (1984). Para obtener las tasas
de nitrógeno: fósforo (N:P), se consideró como
nitrógeno total a la suma de los compuestos
nitrogenados medidos, y P como los ortofosfatos. Se
determinó la salinidad (utilizando un refractómetro con
precisión de ± 0.2 ‰), la profundidad total, la
profundidad al nivel del dosel de los pastos y la
radiación fotosintéticamente activa (PAR, por sus sigla
en inglés) en la superficie y a 1 m de profundidad,
usando un radiómetro LICOR® 1000 con un sensor 2π
coseno corregido. El coeficiente de extinción de la luz
en la columna de agua (k) se determinó de acuerdo con
Zimmerman et al. (1994). La profundidad al nivel del
dosel y la extinción de la luz en la columna de agua se
usaron para estandarizar la luz que recibiría el dosel en
cada sitio, considerando una irradiancia incidente de
1000 µmol m-2 s-1; ello debido a que las mediciones de
luz se hicieron a diferentes horas del día. En el sitio 2,
donde la profundidad era menor a 1 m, se midió la luz
directamente arriba del dosel, habiendo una irradiancia
incidente de 1020 µmol m2 s1. Los datos entre sitios se
compararon por medio de análisis de varianza.
31
Zona B. Sureste de BCh
Esta zona incluyó cuatro sitios de estudio de pastos
marinos en la porción SE de la BCh, desde el extremo
oeste del canal (artificial) Zaragoza, que comunica al
mar Caribe con la BCh, hasta punta Calentura, 30 km
hacia el interior de la misma. El sustrato es de tipo
limo-arenoso, con parches rocosos principalmente en la
franja litoral. Información previa sobre la distribución
de pastos indicó que es amplia pero con muy baja
cobertura. Con el propósito de establecer una línea de
base de distribución, densidad y biomasa de pastos se
efectuó un muestreo cuantitativo en Julio de 2005 por
medio de un diseño anidado en dos escalas espaciales:
10 km (sitios con cuatro niveles) y 1 km (estaciones
anidadas en sitios) con tres niveles (Fig. 2).
La estación 1 en el sitio I fue seleccionada
aleatoriamente y las estaciones posteriores (2 y 3) se
ubicaron a un km de distancia. El siguiente bloque de
tres estaciones se ubicó a 10 km, y así sucesivamente
hasta tener cuatro sitios y doce estaciones. La
ubicación geográfica de cada estación (Tabla 1) se
registró con GPS, y la salinidad se registró tanto en la
superficie como en el fondo de la columna de agua por
medio de una sonda YSI®. En cada estación, dentro de
un área de aproximadamente 10 x 10 m, se
distribuyeron cinco cuadrantes de 50 x 50 cm, en los
cuales se registró la composición específica, densidad
total y por especie y la altura del dosel de los pastos
marinos presentes (T. testudinum y H. wrigthii). Dentro
de la misma área de 10 x 10 m se obtuvieron tres
núcleos, para estimar la biomasa de los pastos, por
medio de un tubo de PVC de 15 cm de diámetro hasta
una profundidad de 30 cm. La muestra se pasó por un
tamiz de 0.5 mm y el material retenido se transfirió a
bolsas de plástico etiquetadas. En el laboratorio, las
plantas de T. testudinum y H. wrigthii se enjuagaron
con agua corriente y se separaron en hojas verdes,
vainas, raíces y rizomas, siguiendo la convención
establecida en el proyecto del Sistema Arrecifal
Mesoamericano. El peso húmedo se determinó después
de eliminar el exceso de agua, luego el material se secó
a 60 °C por 24 h y se determinó el peso seco.
Zona C. Interior de BCh
El muestreo se realizó en agosto de 2005, en el interior
de la Bahía, en el área protegida Santuario del Manatí.
Se incluyeron dos sitios (1. Dos Hermanos y 2. Laguna
Guerrero; Fig. 1, Tabla 1) con franjas de pastos de un
ancho entre 10 y 20 m, frente a zonas de mangle rojo, a
una profundidad de 1.0-1.5 m. El fondo marino en estas
franjas consistió de rocas calcáreas y sedimento fino
anóxico notorio por su color negro y su olor a ácido
sulfhídrico. Se midió la biomasa arriba del sustrato,
recolectando la vegetación en 5 cuadrantes de 0.4 x 0.4
m y posteriormente secando las muestras en un horno
de 60 oC por 24 h y determinando su peso seco. En el
SE de la bahía
de Chetumal
Escala de 10 km: 4 sitios
Sitio I, canal de
Zaragoza
Sitio II, punta Siete
Mogotes
Estación 2
Estación 3…
Estación 1
Sitio III, punta
Amainada
Sitio IV, punta
Calentura
Escala de 1 km: 12 estaciones
Figura 2. Diseño anidado del muestreo de pastos marinos en el sureste de la bahía de Chetumal.
sitio Dos Hermanos se tomaron 4 muestras de núcleos
de 10 cm de diámetro, donde la abundancia de T.
testudinum era relativamente alta, para determinar la
distribución de biomasa en sus distintos tejidos, de
manera similar a la descrita para la zona A.
Resultados
Macroalgas
Se encontraron 28 taxones de macroalgas, y de ellos más
especies tipo carnosas (20) que calcáreas (8). Si
consideramos las algas creciendo tanto en el fondo como
en las raíces de mangle, el sitio 3 presentó la mayor
riqueza específica (22), seguida por los sitios 2 (8) y 4
(6). Diecinueve especies ocurrieron exclusivamente en un
sitio, y los sitios 4 y 2 no presentaron especies en común
(Tabla 3).
La diversidad de macroalgas creciendo sobre las
raíces de mangle no fue significativamente diferente (p>
0.05) entre los sitios Bahía (1.288), canal (1.706) y
Caribe (0.629). Sin embargo, la composición de las algas
del fondo creciendo en el fondo fue diferente (p< 0.001)
entre sitios, con mayor diversidad en el sitio 3 (H'= 1.74),
seguida por los sitios 2 (H’= 0.6) y 4 (H'= 0). En el fondo
del sitio 4 sólo se registró a Batophora oerstedii (Tabla
3).
La biomasa total de macroalgas calcáreas de los
hábitat de fondo y raíz de los sitios 2 y 3 fue mayor
(248.8 y 246.2 g m-2, respectivamente) que la de
macroalgas carnosas (31.9 y 55.2 g m-2 respectivamente).
Las especies carnosas Bryothamnion triquetrun,
Chondria littoralis y Laurencia poiteaui fueron las
principales contribuyentes en el sitio 3, creciendo como
epífitas de algas calcáreas arraigadas. El valor más alto de
biomasa de macroalgas sobre las raíces de mangle se
registró en el sitio 3 (3.9 g 100 cm-2), del cual 1.5 g 100
cm-2 fue de Caulerpa verticillata. En el fondo, la biomasa
fue similar en los sitios 2 (280.4 g m-2) y 3 (297.46 g m-2),
el valor regristrado fue menor en el sitio 4 (118.0 g m-2).
Pastos marinos
En el sitio 4 no crecieron pastos marinos y en el
pastizal del sitio 3 (canal) se encontró una pradera
32
monoespecífica de T. testudinum. Esta especie dominó
en el sitio 2 (en el mar, cercano al manglar) contando
además con la presencia de clorofitas del género
Caulerpa, mientras que en el sitio 1 (cercana al
arrecife), la vegetación era más diversa y además de T.
testudinum se encontraron el pasto marino S. filiforme
y varias especies de algas calcáreas (Tabla 4).
La densidad promedio (± desviación estándar)
de haces foliares y la biomasa de T. testudinum fueron
diferentes entre sitios (F= 99.9, n= 12, p< 0.05), con la
mayor densidad en el sitio 2 (1089 haces m-2 ± 331, n=
4), seguido de los sitios 3 (722 haces m-2 ± 163) y 1
(410 haces m-2 ± 162). Sin embargo, la mayor biomasa
arriba del sustrato se encontró en el sitio 3, ya que las
hojas en ese sitio tuvieron un mayor tamaño (Tabla 4).
El área promedio de las hojas verdes en sitio 3 fue 24.0
cm2, mientras que en el sitio 2 fue 9.8 cm2 y en el sitio
1 fue de 11.9 cm2. En el sitio 3 los haces tenían en
promedio 3.0 hojas, mientras que en los sitios 2 y 1
tuvieron 2.4 y 2.1 hojas haz-1, respectivamente. En el
sitio 3 se registró una mayor proporción de biomasa
invertida en láminas verdes y proporcionalmente
menos biomasa en el tejido abajo del fondo (rizomas y
raíces) que en los sitios 2 y 1 (Fig. 3). Se reportó un
LAI de 0.98 (d.e.= 0.33), 0.251 (d.e.=1.24) y 4.78
(d.e.=1.45) (n=4) en los sitios 1, 2 y 3 respectivamente.
La concentración de nitratos+nitritos+amonio
disueltos en el agua fue mayor (p< 0.05) en el sitio 3
que en los sitios 1 y 2. La tasa N:P fue también mayor
en el sitio 3 que en los otros dos sitios (Tabla 5). La
concentración de fósforo y amonio disueltos en el agua
intersticial fue mayor en el sitio 3 (p< 0.05), mientras
que la tasa N:P fue mayor (p< 0.05) en el sitio 2; la
suma de nitratos y nitritos fue similar en los tres sitios
(Tabla 6).
Pastos marinos
Los valores de salinidad registrados para esta zona de
estudio oscilaron entre 24 y 29 ups. La distribución de
T. testudinum y H. wrightii fue amplia, con densidades
y biomasa relativamente bajas comparado con lo
reportado para lagunas arrecifales y la zona A en este
estudio.
Tabla 3.- Zona A, Bacalar Chico. Biomasa (peso seco promedio ± des. est.) de especies de macroalgas del fondo (g
m-2) y de raíces de mangle (g cm-2) de tres sitios de estudio; en el sitio 3 se incluyen algas de la parte superior e
inferior de las raíces (ver Métodos). Las algas se clasificaron como carnosas y calcáreas. Los exponentes 1, 2, 3
indican que las especies se encontraron exclusivamente en los sitios 1, 2 y 3, respectivamente. A las especies le
anteceden letras para indicar si son Rhodophyta (R), Chlorophyta (C), Phaeophyta (P) o Cyanobacteria (Cy).
ESPECIE
SITIO
2: CARIBE
FONDO
MANGLE
3: CANAL
MANGLE MANGLE
SUPERIOR INFERIOR
FONDO
4: BAHÍA
FONDO
MANGLE
CARNOSAS
C Avrainvillea nigricans2
10.97±17.03
C Batophora oerstedii
<0.005
118.70±90.27
R Bostrychia moritziana4
<0.005
0.13±0.27
R Bostrychia tenella4
0.12±0.24
R Bryothamnion triquetrum
0.10±0.11
26.22±18.68
0.45±0.62
0.03±0.07
R Catenella caespitosa4
0.09±0.16
C Caulerpa racemosa v. macrophysa3
0.69±0.07
C Caulerpa sertularioides3
<0.005
0.19±0.38
0.07±0.18
C Caulerpa verticillata3
<0.005
0.68±0.69
0.84±0.62
R Centroceras clavulatum
<0.005
<0.005
R Ceramium cruciatum3
<0.005
3
R Chondria littoralis3
20.21±26.84
Cy Dichothrix sp.3
<0.005
P Dictyota menstrualis3
R Laurencia poiteaui
P Lobophora variegata2
<0.005
2.55±3.00
R Hypnea spinella3
R Laurencia papillosa
<0.005
0.42±1.10
< 0.005
4.91±6.41
15.74±23.02
2.19±2.94
0.04±0.09
<0.005
<0.005
0.26±0.36
0.31±0.43
<0.005
R Polysiphonia subtilissima
R Spyridia filamentosa
<0.005
<0.005
0.21±0.21
Riqueza de carnosas
4
2
10
11
7
1
5
Biomasa de carnosas
31.62
0.3
51.59
1.62
1.94
118.7
0.33
CALCÁREAS
C Acetabularia crenulata4
C Halimeda incrassata
0.0083±0.20
237.32±134.8
2.75±6.75
C Halimeda monile3
51.80±95.40
C Halimeda opuntia3
77.54±140.70
C Halimeda simulans3
100.20±81.27
C Penicillus capitatus3
4.78±6.92
C Penicillus dumetosus
4.43±7.45
4.20±7.56
C Udotea flabellum
7.03±7.48
4.60±8.24
0.23±0.52
0.10±0.25
Riqueza de calcáreas
3
0
7
1
1
0
1
Biomasa de calcáreas
248.78
0
245.87
0.23
0.1
0
0.0083
RIQUEZA TOTAL
7
2
17
12
8
1
6
BIOMASA TOTAL
280.4
0.3
297.46
1.85
2.04
118.7
0.34
33
Tabla 4. Zonas A (Bacalar Chico) y C (Interior de la
Bahía). Biomasa arriba del sustrato (g peso seco m-2)
de componentes vegetales marinos. Los valores son
promedios y su desviación estándar. Las muestras se
obtuvieron con un nucleador en la zona A y con
cuadrantes en la B.
Especie
Bacalar Chico
Interior de la Bahía
(n=4, diám.= 15 cm)
(n= 5, 40 x 40 cm)
Sitio 1
Sitio 2
Sitio 3
Sitio 1
29.5 ± 9.7 84.5 ± 0.3 179.3 ±3.2
T. testudinum
Tabla 5. Zona A, Bacalar Chico. Valores promedio (±
des. est.) de concentración disuelta (µM) de fosfatos
(PO4), nitratos + nitritos (NO3 + NO2) y amonio (NH4),
y tasas de nitrógeno: fósforo (N:P) en la columna de
agua * = diferencias significativas con α= 0.05.
Sitio
Sitio 2
0
0
H. wrightii
0
0
0
Pinceles
3.1 ± 6.1
0
0
0
0
Udotea spp.
3.4 ± 6.8
0
0
0
0
Halimeda spp. 16.0 ± 25.2
0
0
0
0
0
0
Caulerpa spp.
0 12.7 ± 5.5
0
Batophora
spp.
Biomasa total
0
0
0
58.5
97.2
179.3
0
3.5 ± 2.6 0.1 ± 0.2
10.9
1.7
Zona
C
Biomasa (% de la biomasa total)
40
20
0
Sitio I
B4
B5
B6
B7
III
II
B8 B12
IV
Estación
Hoja verde
Vaina
Raíz
0.09 ± 0.16 2.44 ± 0.33
>0 1
1.92 ± 27
por abajo del nivel de detección
NO3+NO2
NH4
N:P
1
2.2
0.12
k
PAR
770 0.15 ± 0.02
PO4
3.3±0.1
12.5±1.9
108.4±5.8
2
<0.5
n. d.
992 0.15 ± 0.00
3.3±0.5
16.2±0.2
132.9±7.5*
3
1.4
0.34
620 0.26 ± 0.06*
3.2±0.1
20.5±1.9*
91.5±11.4
La densidad de haces foliares de H. wrightii fue
superior a la de T. testudinum en la mayoria de las
estaciones. T. testudinum mostró cierto gradiente
espacial en su abundancia, disminuyendo su densidad y
biomasa hacia el interior de la Bahía, lo cual no fue
registrado para H. wrightii. La mayor biomasa y
densidad de H. wrightii se registró en la estación 9, la
cual se ubica en la porción central de la BCh, donde se
localiza el faro que marca la división política entre
México y Belice; ahí se ha desarrollado un parche de
aproximadamente 2000-2500 m2.
La biomasa arriba del sustrato representó entre
el 20 y 50 %, aproximadamente, de la biomasa total de
T. testudinum y del 15 al 35 %, aproximadamente, de
H. wrightii (Tabla 7). La distribución de tejidos de T.
testudinum no mostró ninguna tendencia con relación a
la ubicación de las plantas en la Bahía (Fig. 3).
60
B3
N:P
0.35 ± 0.11* 3.71 ± 0.07* 2.86 ± 0.16* 20.6 ± 8.47*
Sitio Prof.
80
B2
NH4
Tabla 6. Zona A, Bacalar Chico. Profundidad (m),
coeficiente de extinción de luz (k), radiación
fotosintéticamente activa (PAR por sus siglas en inglés,
µmol m-2 s-1) sobre el dosel de Thalassia testudinum,
estandarizada a una radiación incidente de 1000 µmol
m-2 s-1, y valores promedio (± des. est.) de
concentración en el agua intersticial de PO4, NO3 +
NO2 y NH4, y N : P (ver Tabla 5). * = diferencias
significativas (p < 0.01); n. d.: no se determinó.
0.2 ± 0.2 0.3 ± 0.2
Zona B
B1
1.59 ± 0.17 3.02 ± 0.18
0
100
A1
2
1
Hac ia el interior de la Bahía
Zona A
1.28 ± 0.15 2.99 ± 0.09
3
6.5 ± 3.9
NO3+NO2
1
7.2 ± 3.0 1.3 ± 1.5
S. filiforme
PO4
Rizoma
Las franjas de vegetación que bordean a los manglares
en los dos sitios del interior de la Bahía se
caracterizaron por la presencia de los pastos marinos T.
testudinum y H. wrightii y de las macroalgas
Batophora oerstedii y B. occidentalis. Las clorofitas
crecían sobre rocas calcáreas y estrictamente
hablando no formaban parte de la vegetación arraigada,
Figura 3. Distribución (%) de biomasa promedio por
estructura de Thalassia testudinum en las tres zonas de
estudio. Con propósitos comparativos, para cada sitio y
estación se anexa la letra de la zona que le corresponde.
El pasto no estuvo presente en las estaciones 9 a 12 de
la zona B y no se colectaron del sitio C1 (ver Métodos
y Tabla 7).
34
Tabla 7. Zona B, Sureste de la Bahía. Salinidad de la columna de agua en el fondo, biomasa total promedio,
biomasa arriba del sustrato promedio (g peso seco m-2) y densidad de haces promedio (m-2) por estación ± (desv.
est.) Thalassia testudinum y Halodule wrightii.
Sitio
Estación
Salinidad
Thalassia testudinum
(ups)
I
II
1
IV
28.89
Halodule wrightii
Biomasa arriba
del sustrato
Densidad de
haces foliares
Biomasa
total
Biomasa arriba
del sustrato
Densidad de
haces foliares
36.63±63.44
13.50±23.38
12.5±11.2
14.37±14.62
3.60±4.14
136.0±139.7
2
26.91
30.72±28.79
12.61±12.08
33.0±44.3
4.63±4.41
0.65±0.57
50.0±64.5
3
26.37
44.74±77.49
8.77±15.19
31.0±27.0
<0.005
<0.005
2.5±4.7
4
25
62.43±61.70
23.29±20.40
41.5±28.8
0
0
0
5
24.88
65.16±56.55
32.78±29.58
3.5±6.6
0
0
0
24.6 163.25±23.90
68.24±9.16
28.0±19.9
<0.005
<0.005
29.0±60.5
6
III
Biomasa
total
7
24.57 97.54±109.29
26.86±33.02
14.5±7.4
<0.005
<0.005
4.0±8.5
8
25.09
42.06±40.27
18.23±22.19
8.5±9.4
0.36±0.63
0.08±0.13
7.5±13.4
9
24.81
0
0
0
203.51±97.82
67.16±30.07
231.5±196.6
10
27.94
0
0
0
57.93±60.97
20.68±26.16
288.0±292.1
11
27.9
0
0
0
7.12±4.31
2.13±1.36
8.0±11.3
12
27.85
43.73±75.74
13.53±23.43
2.50±7.07
14.02±18.13
3.67±4.29
38.5±71.5
pero se incluyeron por ser en estas zonas el
componente vegetal adicional a los pastos. En la Tabla
4 se muestra la biomasa arriba del sustrato de cada una
de las especies. La biomasa en el interior de la bahía
fue considerablemente más baja que en Bacalar Chico,
y es aún más reducida en Laguna Guerrero (sitio 2) que
en Dos Hermanos (sitio 1). La distribución del tejido de
T. testudinum en Dos Hermanos muestra una alta
inversión en tejido de rizomas (Fig. 3).
Discusión
I. PARTICULARES
La riqueza de especies de macroalgas en los tres sitios
de Bacalar Chico fue baja (28), comparada a otros
valores (106-229) que se han registrado para zonas
circundantes del mar Caribe (Aguilar-Rosas et al.
1989, Mendoza-González y Mateo-Cid 1992, Littler y
Littler 1997, Collado-Vides et al. 1998). Esta baja
diversidad específica se debe probablemente al fondo
fangoso y arenoso de Bacalar Chico, comparado al
rocoso y arrecifal de los otros estudios, que proveen
más hábitats para el desarrollo de las algas. Aunque la
riqueza algal fue baja, la mayoría (20) fueron carnosas
(Tabla 3), algunas consideradas dentro de los grupos
funcionales de rápido crecimiento y alta productividad
(Littler et al. 1983, Phillips et al. 1997).
Consecuentemente, el canal de Bacalar Chico puede ser
considerado como una Zona de Transición Crítica
(sensu Levin et al. 2001), caracterizadas por tener baja
35
diversidad pero con presencia de grupos funcionales
bióticos de importancia ecológica fundamental.
La biomasa de macroalgas en los tres sitios
fue baja y variable, de 0.01 g cm-2 a 0.84 g cm-2 para
macroalgas creciendo en las raíces de mangle, y de
0.42 g m-2 a 237.32 g m-2 para las que se encontraron
en el fondo. Estos valores, sin embargo, son
comparables a otros registrados para la región, tanto en
las raíces de mangle (Eston et al. 1992) como en el
fondo (Perez-Enriquez 1996).
A pesar de los valores bajos de diversidad y de
biomasa, la alta productividad de las macroalgas,
particularmente las carnosas, probablemente ayudan a
mantener a organismos de niveles tróficos superiores.
Por ejemplo, en el canal Bacalar Chico existe una
abundante fauna, que incluye a la estrella de mar
Oreaster reticulatus (Linnaeus), el erizo de mar
Tripneustes ventricosus (Lamarck), ostiones, esponjas
de diferentes especies y una gran variedad de peces
residentes y visitantes de diferentes tamaños y hábitos
nutricionales: aproximadamente 100 especies de peces
se han observado ahí, algunos importantes debido a su
abundancia y valor comercial, como la barracuda
Sphyraena surinamensis (Walbaum, 1792), los pargos
Lutjanus griseus (Linnaeus, 1766) y L. cyanopterus
(Cuvier, 1828), y la mojarra Gerres cinereus
(Walbaum, 1792) (R. Herrera-Pavón, com. pers.).
Los valores más bajos de biomasa y densidad
de haces foliares de T. testudinum se registraron en la
laguna arrecifal cercana al arrecife (sitio 1),
probablemente causados por las condiciones
oligotróficas de ese sitio. Van Tussenbroek (1995)
encontró una biomasa similar (24.5 g seco m-2) para el
tejido foliar de T. testudinum en una área cercana del
arrecife en la laguna arrecifal de Puerto Morelos. En
este sitio se registró la mayor diversidad de la
comunidad de plantas, que concuerda con la teoría de
Huston (1979; de acuerdo con ella se espera una
comunidad más diversa en condiciones sub-óptimas
para alcanzar la productividad máxima). Posiblemente
la baja disponibilidad de nutrientes no permitió la
exclusión competitiva por ninguna de las especies,
resultando en la coexistencia de una comunidad más
diversa de varias especies de pastos y algas rizofíticas.
Las diferencias en la morfometría de T. testudinum en
los 3 sitios de Bacalar Chico se pudiera atribuir
parcialmente a una combinación en la disponibilidad de
nutrientes y luz. En el sitio 2 T. testudinum recibió
menos luz que en los otros dos sitios (Tabla 6), pero la
concentración de los nutrientes intersticiales fue mayor,
probablemente provocando una inversión mayor en
tejido activo fotosintético (partes verdes de las hojas).
Se conoce que a mayor profundidad (y menor luz), las
plantas gastan más en la captura de luz para mantener
un balance positivo de carbono (Zimmerman et al.
1994, Lee y Dunton 1996). Cuando el ambiente se ha
enriquecido con nutrientes, los pastos mejoran ya sea el
crecimiento de las hojas o el número de vainas (Powell
et al. 1989, Agawin et al. 1996, Lee y Dunton 2000,
van Tussenbroek et al. 2000). En el sitio 4, donde el
sustrato consistió de arena carbonatada gruesa, la tasa
de N:P del agua intersticial fue mayor, sugiriendo que
las plantas estaban limitadas por P (Atkinson y Smith
1983, Smith y Atkinson 1984), similar a lo reportado
por Short et al. (1990), relativo a que el P es el
elemento menos disponible para el crecimiento de
plantas en sedimentos carbonatados.
El diseño anidado utilizado en esta zona permitió
observar patrones espaciales de distribución de
densidad y biomasa a tres escalas: kilómetros, entre
estaciones; décimas de kilómetros, entre sitios; y dentro
de las estaciones, a una escala de metros entre las
muestras, donde se detectó una alta variación de
densidad de los pastos marinos, que se ve reflejado en
su alto valor de desviación de estándar (Tabla 7). En
general, para toda la BCh, los pastos tienen una
distribución amplia pero con abundancia baja. No se
encontró desarrollo de praderas en esta parte de la
Bahía, con excepción de un parche denso de H.
wrightii (ver Resultados). Una condición limitante en el
interior de la BCh para el desarrollo de los pastos es la
inestabilidad del sustrato, producida por la influencia
del oleaje sobre el fondo. La inestabilidad del
sedimento produce colateralmente reducción en la
cantidad de luz por efecto de la turbiedad, que
probablemente es el factor limitante principal de la
36
escasez de vegetación arraigada en esta zona de la
Bahía, aunque hay numerosos días en los que la
visibilidad al fondo es completa.
Las condiciones en los sitos de estudio del interior de la
Bahía no permiten el desarrollo de vegetación marina
arraigada, y únicamente en ciertos sitios frente a los
manglares existen algunas franjas con vegetación de
pastos marinos. Este pobre desarrollo de la vegetación
acuática sobre el fondo de la BCh es producto
probablemente de la combinación de la baja salinidad
en los sitios de estudio (10-15 ‰; Gasca y Castellanos
1993), la gran turbidez que se genera por la
inestabilidad del sedimento limoso y la baja
profundidad del agua (1.0-1.5 m), y el alto grado de
anoxia de los sedimentos. La diferencia en biomasa
entre los dos sitios de esta zona es notorio, aún más
porque su ambiente de desarrollo es aparentemente
muy similar. Sin embargo, el sitio de Laguna Guerrero
es más frecuentado por los manatíes (Morales-Vela et
al. 1996, Axis-Arroyo et al. 1998, D. Robelo-Martínez,
com. pers.) y T. testudinum se encontró entre las rocas
y no estaba extendido sobre el sustrato blando como en
Dos Hermanos. Por lo tanto, la baja biomasa de T.
testudinum en Laguna Guerrero posiblemente se
explica en parte por la presión de herbivoría por parte
del manatí, aunque se requieren más estudios para
confirmar esta hipótesis.
II. GENERALES
Vegetación
Los datos del presente capítulo son resultado de
diferentes estudios incidentales sobre la vegetación en
la Bahía, cada uno con distinto enfoque. La Razón de
presentarlos en conjunto es sentar una base, aunque
deficiente, sobre el estado actual de la vegetación
marina en la Bahía, y de esta manera ser tomados como
referencia para futuros estudios sobre la vegetación
acuática sumergida de la Bahía, particularmente de los
pastos marinos.
Los pastizales, las macroalgas marinas y los
manglares coexisten cercanamente en un aparente
balance productivo en medio del canal Bacalar Chico.
Ahí se presentaron las mayores concentraciones de
nutrientes en la columna de agua y en el agua
intersticial, lo mismo que una mayor penetración de
luz. Esas condiciones ambientales y el bajo
movimiento de agua favorecieron en ese sitio: 1) una
mayor diversidad y biomasa de macroalgas, 2) la
dominancia y una población más longeva de T.
testudinum, con más gasto de biomasa en tejido
fotosintético, y 3) árboles de R. mangle con mayor
densidad y cobertura (ver Tovilla-Hernández et al. en
este libro). Esas condiciones de la vegetación
probablemente ayudan a mantener la abundante fauna
presente en esa zona.
Hasta la fecha se han registrado 47 especies de
macroalgas en la BCh, incluyendo las 26 de este
estudio en Bacalar Chico (Tabla 3; sin contar a
Avrainvillea nigricans, encontrada exclusivamente en
el Caribe, y a la cianobacteria) y las 21 reportadas en
otros trabajos (Tabla 8; excluyendo a las cuatro
registradas a nivel de género).
Tabla 8. Especies de macroalgas registradas por otros
autores (Huerta-M. y Garza-B. 1980, Gómez-Poot et
al. 2002, Quan-Young et al., 2006) en la bahía de
Chetumal, pero no registradas en Bacalar Chico (este
estudio). La nomenclatura está de acuerdo con
Dreckmann (1998) y Wynne (1998).
División / Especie
Rhodophyta
Anotrichium tenue1
Bangiopsis dumontioides2
Bostrychia montagnei3
B. pilulifera
B. radicans
Ceramium sp.
Cotoniella sanguinea
Digenia simplex
Laurencia obtusa
Polysiphonia binneyi
P. denudata
P. opaca
P. ramentaceae
P. sphaerocarpa
Seirospora sp.
Chlorophyta
Anadyomene stellata
Batophora occidentalis
Boodlea sp.
Cladophora crystallina
C. brasiliana
Cladophoropsis membranaceae
Dasycladus vermicularis
Enteromorpha compresa
E. flexuosa
Enteromorpha sp.
1
como Griffithsia tenuis, 2 como Bangiopsis humphrey
y 3 como Bostrychia scorpioides, en Huerta-M. y
Garza-B. (1980).
Las 47 especies de macroalgas mencionadas
antes incluyen 25 rodofitas, 21 clorofitas y 1 feofita
(Dictyota menstrualis, en medio del canal Bacalar
Chico, con influencia del mar Caribe). De manera
similar a lo que ocurre en otras lagunas costeras del
Océano Pacífico (Espinoza-Avalos 1993) y la laguna
37
Conil o Yalahau de Quintana Roo (Díaz-Martín et al.
1998), el número de feofitas en la BCh es muy
reducido. La macroalga más abundante en términos de
biomasa en la BCh es Batophora spp. (Morales-Vela et
al. 1996, Axis-Arroyo et al. 1998), con sus dos
especies, B. oerstedii y B. occidentalis (Gómez-Poot et
al. 2002, Quan-Young et al. 2006). Ambas especies,
abundantes en casi toda la Bahía, han sido eliminadas
del litoral frente a la ciudad de Chetumal, donde hay
descargas de aguas residuales ricas en materia
orgánica. Su lugar ha sido ocupado por otras que son
especies indicadoras de contaminación, como son las
pertenecientes a los géneros Enteromorpha y
Polysiphonia.
La baja riqueza de especies de macroalgas (47)
para toda la BCh, seguramente está relacionada a las
condiciones oligotróficas, carbonatadas (alcalinas) y
salobres de su agua. En esas condiciones predominan
plantas como Batophora spp., Chara spp. y Najas
marina, lo mismo que el pasto Ruppia maritima
(Morales-Vela et al. 1996, Espinoza-Avalos 1996). En
esas condiciones también florecen las cianobacterias y
otras plantas de agua dulce. De estos vegetales
(excepto de Batophora) hay muy poca información
para la BCh. De los pastos marinos, en el presente
estudio sólo se registraron a Thalassia testudinum y
Halodule wrightii, y no se explica la ausencia de
Halophila baillonii, que se ha registrado en Belice en
ambientes de lagunas (Short et al. 2006) similares a
algunas de la BCh; probablemente esta especie se
encontrará con una búsqueda más exhaustiva.
El presente trabajo muestra que la tendencia
general de los pastos marinos en la BCh es de una
amplia distribución pero con baja densidad y biomasa.
Aun cuando las condiciones de salinidad registradas
para la zona B son adecuadas para el desarrollo tanto
de T. testudinum, el cual crece óptimamente entre 24 y
35 ups, como de H. wrightii (Lirman y Copper 2003),
no se registró el desarrollo de praderas, excepto por un
parche de H. wrightii ubicado en el faro que marca el
límite político entre México y Belice. La distribución
de pastos marinos en la región y en las escalas
estudiadas probablemente esté controlado por factores
limitantes como la inestabilidad del sustrato, el cual se
resuspende fácilmente y reduce la penetración de la luz
y previenen el establecimiento y desarrollo de praderas.
Manatí
A pesar de que el manatí del Caribe (Trichechus
manatus manatus) es herbívoro, un mamífero acuático
en peligro de extinción, y base para que la BCh haya
sido establecida como área protegida, hasta la fecha se
desconoce qué elementos vegetales constituyen su dieta
y cuál es su conducta alimentaria en la Bahía. No hay
información sobre qué, cuánto, cuándo, dónde y cómo
se alimenta. En Florida, el manatí hace uso para su
dieta de vegetación acuática marina, dulceacuícola y
terrestre (Hurst y Beck 1988). Es comprensible que si el
hábitat de la vegetación se modifica en la Bahía, va a
repercutir en los hábitos y conducta alimentaria del
manatí. La apertura del canal Zaragoza y la
contaminación orgánica de la bahía son obvios deterioros
para su hábitat, pero no son los únicos. Por ejemplo, los
dragados, rellenos de arena en la costa y
amontonamientos de rocas “para el descanso y
avistamiento de aves” (todos practicados en la Bahía)
limitan la abundancia y distribución de la vegetación
acuática sumergida, con efectos desconocidos para el
manatí, pero muy probablemente negativos.
Canal Zaragoza
El monitoreo de pastos al interior de la BCh puede
usarse como un indicador de los cambios recientes en
salinidad y algunos otros factores ambientales del agua
que puedan derivarse de la apertura del canal Zaragoza,
por lo que es recomendable continuar con estudios
similares a los que aquí se reportan. La BCh es poco
adecuada para el desarrollo de pastos, sin embargo,
recientemente se ha registrado un incremento en la
salinidad (L. Carrillo, com. pers.), lo cual
potencialmente mejoraría las condiciones para su
desarrollo.
En cuanto a las algas, las feofitas muy
probablemente incrementarán su presencia en la Bahía,
debido a su mejor desarrollo en condiciones marinas.
La intrusión de agua marina también modificará la
composición, la riqueza, la biomasa y la distribución de
las macroalgas y de los pastos marinos de la Bahía. De
acuerdo a nuestros resultados, es previsible que al ir
salinizándose el agua de la Bahía los rizomas de T.
testudinum en el interior de la Bahía disminuirán su
contribución a la biomasa total de las plantas (hoy
hasta del ≈77 %); en otras palabras, aumentarán la
biomasa de tejido fotosintético.
Recomendaciones
Las plantas acuáticas sumergidas, por estar fijas al
sustrato y por integrar las condiciones de su medio
ambiente pueden ser excelentes bioindicadores. No hay
suficientes datos históricos cuantitativos de las
vegetaciones interiores en la BCh, que pudieran servir
de referencia e indicación de las condiciones anteriores.
Para un adecuado manejo se requiere conocimiento
básico de la abundancia y riqueza específica de las
vegetaciones en una red de monitoreo que a su vez
sirvan de indicadores de cambios en la calidad de agua
y las condiciones sedimentológicas. Además se
requiere de este conocimiento para una protección
adecuada del manatí, especie protegida que depende de
estas plantas para su alimentación. Por lo tanto, se
sugieren las siguientes recomendaciones específicas:
38
1. Llevar a cabo estudios sobre la dinámica y los
patrones y cambios espaciales y temporales de los
productores primarios, con la finalidad de tener
elementos objetivos para lograr un mejor manejo
y protección de la vida silvestre dentro de las
áreas protegidas decretadas por los gobiernos de
Belice y México.
2. Implementar estudios sobre la composición
específica y el aporte de las cianobacterias y la
vegetación sumergida de agua dulce a la bahía de
Chetumal.
3. Abordar estudios para conocer los hábitos
alimenticios del manatí en la BCh.
4. Tener programas de monitoreo a largo plazo que
registren los cambios en la comunidad biótica que
provocarán el incremento de la contaminación de
la Bahía y la apertura del canal Zaragoza,
particularmente en la distribución y abundancia de
la vegetación acuática sumergida y sus posibles
efectos en la conducta alimentaria del manatí.
Reconocimientos
Los autores agradecemos a R. Herrera-Pavón, por la
información que proporcionó sobre la fauna presente
en Bacalar Chico; a D. Robelo-Martínez, por su guía en
la zona del interior de la bahía; a H. Weissenberger y
J.A. Padilla-Saldivar, por proporcionar archivos
electrónicos de mapas; y a N.P. Cetz-Navarro, por
dibujar la figura 1. El apoyo financiero para llevar a
cabo este estudio provino principalmente del Programa
de Posgrado de Ecosur y el Proyecto del Sistema
Arrecifal Mesoamericano a través del Programa de
Monitoreo Sinóptico.
Literatura citada
Agawin, N. S. R., C. M. Duarte y M. D. Fortes. 1996
Nutrient limitation of Philippine seagrasses (Cape
Bolinao, NW Philippines): in situ experimental
evidence. Mar. Ecol. Progr. Ser. 138:233-243.
Aguilar-Rosas, M. A., L. E. Aguilar-Rosas y J. A.
Fernández-Prieto. 1989. Algas marinas bentónicas
de la Bahía de La Ascención, Quintana Roo,
México. Bol. Inst. Oceanogr. Venezuela.
Universidad de Oriente 28: 67-75.
Álvarez-Legorreta, T. 2000. Bahía de Chetumal,
Quintana Roo. En Budgets for Yucatán Estuarine
Systems. Mexican and Central America Coastal
Lagoon Systems: Carbon, Nitrogen and
Phosphorus Fluxes. Regional Workshop. LOICZ
Reports & Studies No. 13. LOICZ IPO, ed. S. V.
Smith, J. I. M. Crossland y C. J. Crossland II, 1416. Texel, The Netherlands.
Andersen, R. A. 1992. Diversity of eukaryotic algae.
Biodiversity and Conservation 1:267-292.
Atkinson, M. J. y S. V. Smith. 1983. C:N:P ratios of
benthic marine plants. Limnol. Oceanogr. 28:568574.
Axis-Arroyo, J, B. Morales-Vela, D. Torruco-Gómez y
M. E. Vega-Cendejas. 1998. Variables asociadas con
el uso de hábitat del manatí del Caribe (Trichechus
manatus) en Quintana Roo, México (Mammalia).
Rev. Biol. Trop. 46:791-803.
Collado-Vides, L., I. Ortegón-Aznar, A. SentíesGranados, L. Comba-Barrera y J. GonzálezGonzález. 1998. Macroalgae of Puerto Morelos
reef system, Mexican Caribbean. Hidrobilógica
8:133-143.
Contreras, E. F. 1984. Manual de Técnicas
Hidrobiológicas. México: Universidad Autónoma
Metropolitana- Iztapalapa.
Creed, J. C., R. C. Phillips y B. I. van Tussenbroek.
2004. The seagrasses of the Caribbean. En World
Atlas of seagrasses, eds. E. P. Green y F.T. Short,
235-242. USA: University of California.
Diario Oficial de la Federación. 2000. Decreto por el
que se declara área natural protegida, con el
carácter de parque nacional, la región conocida
como Arrecifes de Xćalak. Tomo DLXVI, No. 18,
p 67, Sección 1. México, D.F. Lunes 27 de
noviembre.
Díaz-Martín, M. A., E. Torres-Mejía y J. EspinozaAvalos. 1998. Lista de algas del área de protección
Yum Balam, Quintana Roo, México. Rev. Biol.
Trop. 46: 487-492.
Dreckmann, K. M. 1998. Clasificación y Nomenclatura
de las Macroalgas Marinas Bentónicas del Atlántico
Mexicano. México, D. F.: CONABIO.
Espinoza-Avalos, J., 1993. Macroalgas marinas del golfo
de California. In Biodiversidad Marina y Costera de
México, eds. S. I. Salazar-Vallejo y N. E. González,
328-357. Chetumal, México: CONABIO-CIQRO.
Espinoza-Avalos, J. 1996. Distribution of seagrasses in
the Yucatán peninsula, Mexico. Bull. Mar. Sci. 59:
449-454.
Eston, V. R., M. R. A. Braga, M. Cordeiro-Marino, M. T.
Fujii y N. S. Yokoya. 1992. Macroalgal colonization
patterns on artificial substrates inside southeastern
Brazilian mangroves. Aquat. Bot. 42:315-325.
Evans, G. C. 1972. The Quantitative Analysis of Plant
Growth. Oxford: Blackwell.
Gasca, R. e I. Castellanos. 1993. Zooplancton de la Bahía
de Chetumal, Mar Caribe, México. Rev. Biol. Trop.
41:619-625.
Gómez-Poot, J. M., J. Espinoza-Avalos y S. G.
Jiménez-Flores. 2002. Vegetative and reproductive
characteristics of two species of Batophora
(Chlorophyta, Dasycladaceae) from Chetumal Bay,
Quintana Roo, Mexico. Bot. Mar. 45:189-195.
Huerta-M., L. y A. Garza-B. 1980. Contribución al
conocimiento de la flora marina de la zona sur del
litoral de Quintana Roo, México. An. Esc. Nac.
Cienc. Biol., México 23:25-44.
39
Hurst, L. A. y C. A. Beck. 1988. Microhistological
characteristics of selected aquatic plants of Florida,
with techniques for the study of manatee food habits.
U.S. Fish Wildl. Serv. Biol. Rep. 88(18):1-145.
Huston, M. 1979. A general hypothesis of species
diversity. The American Nat. 113: 81-101.
Joly, A. B. 1967. Generos de Algas Marinhas da Costa
Atlantica Latinoamericana. Brazil: Universidade
de Sao Paulo.
Lee, K-S. y K. H. Dunton. 1996. Effects of in situ light
reduction on the maintenance, growth and
partitioning of carbon resources in Thalassia
testudinum Banks ex König. J. Exp. Mar. Biol.
Ecol. 210:53-73.
Lee, K-S. y K. H. Dunton. 2000. Effects of nitrogen
enrichment on biomass allocation, growth, and leaf
morphology of the seagrass Thalassia testudinum.
Mar. Ecol. Prog. Ser. 196:39-48.
Levin, L. A., D. F. Boesch, A. Covich, C. Dahm, Ch.
Erséus, K. C. Ewel, R. T. Kneib, A. Moldenke, M.
A. Palmer, P. Snelgrove, D. Strayer y J. M.
Weslawski. 2001. The function of marine critical
transition zones and the importance of sediment
biodiversity. Ecosystems 4:430-451.
Lirman, D. y W. P. Cropper Jr. 2003. The influence of
salinity on seagrass growth, survivorship, and
distribution within Biscayne Bay, Florida: field,
experimental, and modeling studies. Estuaries
26:131-141.
Littler, D. S. y M. M. Littler. 1997. An illustrated marine
flora of the Pelican Cays, Belize. Bull. Biol. Soc.
Wash. 9:1-149.
Littler, M. M., D. S. Littler y P. R. Taylor. 1983.
Evolutionary strategies in a tropical barrier reef
system: functional-form groups of marine
macroalgae. J. Phycol. 19:229-237.
Magurran, A. E., 1996. Ecological Diversity and its
Measurement. London: Chapman & May.
Mendoza-González, A. C. y L. E. Mateo-Cid. 1992.
Algas marinas bentónicas de Isla Mujeres, Quintana
Roo, México. Acta Botánica Mexicana 19: 37-61.
Morales-Vela, B., D. Olivera-Gómez y P. RamírezGarcía. 1996. Conservación de los manatíes en la
región del Caribe de México y Belice. Informe
Técnico No. MM01. ECOSUR, CONACYT Ref.
N9301-2017: 1-131.
Perez-Enriquez, R., 1996. Summer biomass, density and
weight assessment of the red seaweed Eucheuma
isiforme (Rodophyta, Gigartinales) at Dzilam,
Yucatan State, Mexico. Bot. Mar. 39:251-253.
Phillips, J. C., G. A. Kendrick y P. S. Lavery. 1997. A
test of a functional group approach to detecting shifts
in macroalgal communities along a disturbance
gradient. Mar. Ecol. Prog. Ser. 153:125-138.
Powell, G. V. N., W. J. Kenworthy y J. W. Fourqurean.
1989. Experimental evidence for nutrient limitation
of seagrass growth in a tropical estuary with
restricted circulation. Bull. Mar. Sci. 44:324-340.
Quan-Young, L. I., S. G. Jiménez-Flores y J. EspinozaAvalos. 2006. Flora béntica y reproducción de
Batophora spp. (Chlorophyta) de una laguna
costera contaminada (Bahía de Chetumal). Rev.
Biol. Trop. 54:341-355.
Short, F. T., W. C. Dennison y D. G. Capone. 1990.
Phosphorus-limited growth of the tropical seagrass
Syringodium filiforme in carbonate sediments.
Mar. Ecol. Progr. Ser. 62:169-174.
Short, F. T., E. Fernandez, A. Vernon y J. L. Gaeckle.
2006. Occurrence of Halophila baillonii meadows
in Belize, Central America. Aquatic Botany
85:249-251.
Smith, S. V. y M. J. Atkinson. 1984. Phosphorus
limitation of net production in a confined aquatic
ecosystem. Nature 307:626-627.
Taylor, W. R. 1960. Marine Algae of the Eastern
Tropical and Subtropical Coasts of the Americas.
Ann Arbor: The University of Michigan Press.
Turner S. J., J. E. Hewitt, M. R. Wilkinson, D. J.
Morrisey, S. F. Trush, V. J. Cummings y G.
40
Funnell. 1999. Seagrass patches and landscapes:
the influence of wind wave dynamics and
hierarchical arragements of spatial structure on
macrofaunal seagrass communities. Estuaries
22:1016-1032.
Van Tussenbroek, B. I. 1995. Thalassia testudinum leaf
dynamics in a Mexican Caribbean reef lagoon.
Mar. Biol. 122:33-40.
Van Tussenbroek, B. I., C. A. Galindo y J. Marquez.
2000. Dormancy and foliar density regulation in
Thalassia testudinum. Aquat. Bot. 68:281-295.
Wynne, M. J. 1998. A Checklist of benthic marine
algae of the tropical and subtropical western
Atlantic: first revision. Nova Hedwigia, Beiheft
116:1-155.
Zimmerman, R. C., A. Cabello-Pasini y R. S. Alberte.
1994. Modelling daily production of aquatic
macrophytes from irradiance measurements: a
comparative analysis. Mar. Ecol. Progr. Ser.
114:185-196.
6
Vegetación costera del Santuario del Manatí
O. SÁNCHEZ-SÁNCHEZ1, G.A. ISLEBE2 (✉) Y M. VALDEZ-HERNÁNDEZ2
1
Universidad Veracruzana, CITRO, Apartado Postal 525, Xalapa, Veracruz, México
El Colegio de la Frontera Sur Unidad Chetumal, Herbario, Ave. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo
77900, México. gislebe@ecosur.mx
2
Resumen
Se describen los tipos de vegetación del Santuario del Manatí. Éstos incluyen manglares,
matorrales costeros, selva baja inundable, tasistales, tulares, carrizales y la selva mediana
subperennifolia. Se mencionan las especies más características de cada tipo de vegetación
y su diagnóstico correspondiente.
Abstract
The vegetation types of the Santuario del Manatí are described. Vegetation types include
mangroves, coastal shrub vegetation, low forest, aquatic vegetation types and medium
forest. Characteristic species are mentioned as well as its corresponding diagnosis.
Introducción
Dentro de las áreas naturales protegidas por el estado
de Quintana Roo se encuentra el Santuario del Manatí
en el municipio de Othón P. Blanco, que ocupa una
superficie de 281,320 ha (ver capítulo 1). Esta área
incluye una combinación de ambientes acuáticos y
terrestres.
Estos
últimos
están
constituidos
principalmente por los tipos de vegetación que
enseguida se describen. La nomenclatura de las
especies mencionadas sigue la base de datos del
Missouri Botanical Garden http://mobot.mobot.org/
W3T/Search. La mayoría de las especies también se
encuentra en la parte beliceña (Meerman, 1993). La
tabla 1 incluye la lista de especies consideradas en
riesgo de acuerdo con la NOM-059 y el CITES.
Manglar
La mayor parte del borde de la bahía de Chetumal tiene
suelos siempre inundados y se encuentra cubierto por
vegetación de manglar. De acuerdo con el criterio
fisonómico, este tipo de manglar corresponde al de
franja. Generalmente no hay manglares a la orilla del
mar; sin embargo, esto es posible en zonas protegidas
como la Bahía. Cuando se encuentran más cercanos al
mar, el componente principal de estos manglares es
Rhizophora mangle (mangle rojo), cuyos individuos
pueden alcanzar una altura de 8 a 10 metros. En las
partes más retiradas de los canales y del mar, la especie
dominante es Avicennia germinans (mangle negro).
Especies acompañantes de estos manglares son
Laguncularia racemosa (mangle blanco) y Conocarpus
erectus (mangle botoncillo); esta última se encuentra,
tanto en suelos inundables y de menor salinidad, como
en tierra firme donde el agua marina está diluida por la
filtración de agua dulce (Miranda 1958, Rico-Gray
1982). Otras especies importantes que se registran en
estos manglares son: Ruppia maritima, Cladium
jamaicense, Sesuvium portulacastrum, Batis maritima
y Acrostichium danaefolium, miembros de la familia
Cyperaceae y Bromeliaceae, así como Myrmecophyla
tibicinis, Dalbergia glabra y Jacquinia aurantiaca
(Sánchez-Sánchez et al. 1991).
Cerca del manglar de franja, y localizado
tierra adentro, se presenta también el manglar
achaparrado. El componente principal de este tipo de
manglar es Rhizophora mangle; el sustrato donde se
desarrolla es arenoso, con bajo contenido de materia
orgánica y permanece inundado casi todo el año. Su
cercanía al mar y la alta radiación solar ocasionan en el
sustrato una alta salinidad que disminuye durante el
período de lluvias. Lo anterior da como resultado un
ambiente extremoso y éste determina que los
individuos presentes sean de baja altura (1-2 m) y con
relativa baja densidad. Además de R. mangle, aparecen
también como especies principales Sesuvium
portulacastrum y Batis maritima.
A mayor distancia de la costa, entre 8 y 15
km, se presenta el manglar achaparrado mixto que es
ECOSUR, 2009
Sánchez-Sánchez et al.
Tabla 1. Especies presentes en la vegetación del Santuario del Manatí, consideradas en riesgo de acuerdo con la
NOM-059 y el CITES. A= amenazada, Pr= protegida, CITES II= Vulnerable. SMS= Selva Mediana
Subperennifolia
Familia
Especie
Nombre común
Hábitat
Categoría de riesgo
NOM059
CITES
Anacardiaceae
Astronium graveolens Jacq.
Ciruelillo
SMS
A
Arecaceae
Coccothrinax readii H.J. Quero R.
Palma nacax
A
Thrinax radiata Lodd. ex Schult. &
Schult. f.
Cryosophila argentea Bartlett
Palma chit
A
Guano kum
SMS, Matorral costero,
Manglar
SMS, Matrorral costero,
Manglar
SMS
Laguncularia racemosa (L.) C.F. Gaertn.
Mangle blanco
Manglar
Pr
Conocarpus erectus L.
Manglar, Tasistal, tular y
carrizal
SMS, Tintal
Pr
Brassavola nodosa (L.) Lindl.
Mangle
botoncillo
Orquídea
Encyclia alata (Bateman) Schltr.
Orquídea
SMS
II
Epidendrum difforme Jacq.
Orquídea
SMS
II
Oncidium cebolleta (Jacq.) Sw.
Orquídea
SMS, Manglar, Tintal
II
Combretaceae
Orchidaceae
A
II
Rhyncholaelia digbyana (Lindl.) Schltr.
Orquídea
Manglar, Tintal
II
Schomburgkia tibicinis (Bateman)
Bateman
Orquídea
Manglar, Tintal
II
Rhizophoraceae
Rhizophora mangle L.
Mangle rojo
Manglar, Tasistal, tular y
carrizal
Pr
Zamiaceae
Zamia loddigesii Miq.
SMS
A
II
Zigophyllaceae
Guaiacum sanctum L.
SMS
Pr
II
Guayacán
más diverso porque comunmente se encuentra en
colindancia con la selva baja subperennifolia (Sánchez
e Islebe, 2002). Este manglar tiene salinidad baja y se
inunda en la época de lluvia, permaneciendo inundado
durante 8 a 10 meses por drenaje deficiente. La
vegetación es densa y la altura de los individuos varía
entre 2 y 3.5 m. Además de las especies mencionadas,
este tipo de manglar presenta mayor número de
especies epífitas, como Tillandsia streptophylla,
Brassavola nodosa, Myrmecophylla tibicinis y
Tillandsia dassylirifolia.
se encuentran cercanos a la Bahía realizan tareas de
“limpieza” con las cuales eliminan los árboles de
mangle, ya que piensan que éstos representan obstáculo
visual para poder apreciar el paisaje marino. Un
problema adicional en estas zonas es la basura, ya que
algunos de los manglares que quedan hacia la parte de
Calderitas son utilizados como tiraderos de toda clase
de desechos porque el servicio de limpia pública es
insuficiente e ineficiente.
El deterioro afecta de manera drástica el
importante papel ecológico que cumplen los manglares:
aportar materia orgánica y ser fuente de nutrientes para
el ambiente acuático. De igual manera se ven alteradas
sus funciones como hábitat, resguardo y reproducción
para especies acuáticas., lo cual puede repercutir
negativamente en la actividad pesquera. No menos
importante es el papel que el manglar de franja tiene
como estabilizador del sustrato y como regulador de la
humedad, vientos marítimos y salinidad, todos ellos
factores que tienen influencia inmediata en la
infraestructura y en la población de las zonas
urbanizadas. Se debe contemplar que, al eliminar este
Diagnóstico
Actualmente, el manglar de franja que se encuentra
cercano a las zonas urbanizadas de la bahía de
Chetumal es el más afectado debido a las obras de
construcción y ampliación del Bulevar Bahía, el cual se
ha extendido hasta la población de Calderitas. Para
satisfacer las demandas de recreación de la población
local, recientemente se han creado playas artificiales
con el consecuente desplazamiento del manglar.
Asimismo, los propietarios de los distintos predios que
42
Vegetación costera
tipo de vegetación en zonas de incidencia de huracanes,
aumenta la vulnerabilidad de la costa y de los
habitantes en los alrededores de la Bahía.
Tanto el manglar achaparrado como el
manglar mixto están bastante conservados; sin embargo
es importante mencionar que, ante el posible desarrollo
de la industria turística en estas zonas, este tipo de
manglares puede morir si se le corta el flujo de agua
salada y esto ocurre cuando se construyen carreteras
tipo terraplén que interrumpen la comunicación entre
los canales de agua.
Ojeda-Durán (2004) indicó que en la parte sur
de la bahía de Chetumal la cobertura del manglar era,
en 1998, de 7.7 ha, y en 2004 se había reducido a 4.7
ha, lo cual significa una reducción del 38.5% en seis
años solamente. Allí los árboles de manglar más
abundantes pertenecen a las especies de Conocarpus
erecta, Rhizophora mangle, Laguncularia racemosa y
Avicennia germinans.
Miranda (1958) la denominó Tintal debido a la
abundancia
de
la
especie
Haematoxylon
campechianum, conocida como “palo de tinte”. Estas
selvas por lo general se desarrollan sobre suelos que
poseen poca materia orgánica, permanecen inundados
durante la época de lluvias, tienen pocas afloraciones
rocosas, son obscuros y de drenaje muy lento. Este tipo
de suelo se conoce localmente como Akalche, que es
un nombre maya para denominarlo. Además del “palo
de tinte”, son comunes las especies arbóreas como
Metopium brownei, Cameraria latifolia, Pachira
acuatica y Bucida buceras. En menor abundancia se
encuentran también Bursera simaruba, Manilkara
zapota, Crecentia cujete, Coccoloba cozumelensis,
Chrysophyllum mexicanum, Jatropha gaumeri,
Gymnopodium floribundum, Cordia dodecandra,
Mimosa bahamensis, Casia alata y Psidium
sartorianum. En el estrato herbáceo son abundantes las
gramíneas y las ciperáceas. La abundancia y diversidad
de epífitas es notable, especialmente las de la familia
Orchidaceae, aunque también hay representantes de las
familias Bromeliaceae y Piperaceae.
Matorral Costero
Este tipo de vegetación se presenta en zonas arenosas
no inundables y generalmente se distribuye detrás del
manglar de franja. Está integrado por especies como
Metopium brownei, Thevetia gaumeri, Bravaisia
tubiflora, Agave angustifolia, Cordia sebestena,
Thrinax radiata, Coccothrinax readii, Coccoloba
uvifera, Chrysobalanus icaco y Jacquinia aurantiaca,
entre otras (Sánchez-Sánchez et al. 1991).
Diagnóstico
Por su carácter de inundable, este tipo de vegetación ha
sido poco alterado; no obstante, en fechas recientes y
debido a la abundancia y diversidad de orquídeas, estas
zonas son objeto de saqueo por parte de viveristas y
coleccionistas de estas plantas. Actualmente es
insuficiente la vigilancia por parte de las autoridades
correspondientes para controlar y sancionar esta
actividad.
Diagnóstico
Actualmente este tipo de vegetación se encuentra muy
perturbado, principalmente hacia la zona de Calderitas,
donde ha sido desplazado por la introducción de
cocoteros en grandes áreas (cocales) y por la
construcción de casas habitación y de caminos
costeros. Al igual que el manglar de franja, las
funciones ecológicas del matorral costero se ven
afectadas: estabilizar el sustrato arenoso, controlar el
movimiento de arena hacia los centros urbanos
costeros, y ayudar a mitigar el efecto de huracanes,
tormentas y mareas. Desde el punto de vista florístico,
el matorral costero alberga varias especies endémicas,
muchas de ellas son útiles como comestibles,
medicinales u ornamentales. Por último, la vegetación
de matorral también sirve de protección y fuente de
alimento para una buena cantidad de especies silvestres
animales.
Tasistal, tular y carrizal
En este tipo de ambiente continental se desarrollan
hidrófitas representadas por plantas perennes o anuales
que, por lo general, son arbustivas y se encuentran en
suelos inundados temporalmente. Estas formaciones
normalmente reciben el nombre de la planta más
representativa en la asociación, pudiendo ser entonces
un tasistal (Acoelorrhaphe wrightii), un tular (Typha
domingensis) o un carrizal (Phragmites australis).
También van, generalmente, asociadas al sistema de
lagunas y ocasionalmente son de extensión
considerable como sucede en los alrededores de la
bahía de Chetumal. Entre las especies acompañantes en
este tipo de ambientes se encuentran Cyperus rotundus,
Acacia cornigera, Senna alata, Cameraria latifolia,
Cladium jamaicense, Metopium brownei, Thrinax
radiata, Eleocharis cellulosa, Distychlis spicata, Rhoeo
discolor, Cynodon dactylon, Manilkara zapota, Myrica
cerifera, Crescentia cujete, Rhizophora mangle y
Conocarpus erectus.
Selva baja inundable
Este tipo de vegetación se encuentra presente a manera
de manchones en casi la totalidad de la zona, siendo
más frecuente hacia el oeste de Mahahual y Xcalak.
43
Sánchez-Sánchez et al.
Diagnóstico
La importancia ecológica de este tipo de ambientes
radica en su función como hábitat de aves migratorias.
El estado actual de las aguadas dentro del Santuario del
Manatí es aceptable, sus características inundables y
pantanosas han garantizado su permanencia porque no
son áreas aptas para ninguna actividad económica.
explotación de caoba que se efectuó en la zona durante
1982.
Literatura citada
CITES.
2007.
Apéndices
I,
II,
III,
http://www.cites.org/esp/app/appendices.pdf.
Meerman, J. 1993. Provisional annotated checklist of
the Flora of the Shipstern Nature Reserve.
Occasional Papers of the Belize Natural History
Society 2:8-36
Miranda, F. 1958. Estudio acerca de la vegetación de la
Península de Yucatán. En Los recursos naturales
del sureste y su aprovechamiento. Ed. Beltrán. E.
Publ. Inst. Mex. Nat. Renov., Vol. II:215-271.
Norma Oficial Mexicana. 2001. NOM-059-ECOL.
Diario Oficial de la Federación, México.
Ojeda-Durán, H. de Jesús. 2005. Composición
florística y distribución de los reductos de manglar
en la parte sur de la Bahía de Chetumal: una
comparación
de
1998-2004.
Residencia
Profesional. Instituto Tecnológico de Chetumal.
Rico-Gray, V. 1982. Estudio de la vegetación de la
zona costera inundable del noroeste del estado de
Campeche, México: Los petenes. Biotica 7(2):171190.
Sánchez-Sánchez, O., E. Cabrera-Cano, S. TorresPech, P. Herrera-Escudero, L. Serralta-Peraza y C.
Gómez-Varela. 1991. Vegetación. En Estudios
ecológicos preliminares de la zona sur de
Quintana Roo, ed. T. Camarena-Luhrs y S.
Salazar-Vallejo, 31-48. Chetumal: CIQRO.
Sánchez-Sánchez, O. e G. A. Islebe. 2002. Tropical
forest communities in southeastern Mexico. Plant
Ecology. 158:183-200.
Selva mediana subperennifolia
La selva mediana subperennifolia se desarrolla donde
las condiciones de elevación, suelo y drenaje del
terreno lo permiten (Miranda 1958). Su continuidad se
encuentra comúnmente interrumpida por la selva baja
inundable o por vegetación de aguadas. Algunas de las
especies que se pueden encontrar en ella son:
Manilkara zapota, Sideroxylon gaumeri, Brosimum
alicastrum,
Cordia
dodecandra,
Swietenia
macrophylla, Spondias mombin, Alseis yucatanensis,
Pimenta dioica, Chlorophora tinctoria, Talisia
olivaeformis, Exothea diphylla, Nectandra coriacea,
Sabal
yapa,
Sabal
mauritiiformis
Sikingia
salvadorensis, Thrinax radiata, Ceiba aesculifolia,
Bucida buceras, Bursera simaruba, Swartzia cubensis,
Lysiloma
latisiliquum
y
Piscidia
piscipula.
Acompañando a esta vegetación se encuentran especies
epífitas que pueden ser orquídeas, bromelias, aráceas,
helechos y musgos.
Diagnóstico
Por sus características, este tipo de vegetación es el
más vulnerable porque comúnmente es utilizado en la
práctica de la agricultura de temporal bajo el sistema de
roza-tumba-quema. En el área de interés, la
inaccesibilidad a estos sitios ha permitido su buen
estado de conservación, no obstante la intensa
44
7
Estructura, composición, regeneración
y extracción de madera de los bosques de manglar
C. TOVILLA-HERNÁNDEZ1 (✉), D.E. ORIHUELA-BELMONTE2 Y R.L. SALAS-ROBLERO1
1
El Colegio de la Frontera Sur, Carretera Antiguo Aeropuerto km 2.5, Tapachula, Chiapas 30700, México.
ctovilla@ecosur.mx
2
Instituto de Historia Natural y Ecología, Dirección de Investigación,Tapachula, Chiapas, México
Resumen
Se evaluaron la estructura, composición, regeneración y extracción de madera en
manglares de la bahía de Chetumal, Quintana Roo. Se establecieron unidades de
muestreo (UM) de 400 m2 y 100 m2. Los bosques se clasificaron como ribereños, de
borde y cuenca, y en ellos se registraron: Rhizophora mangle L., Laguncularia racemosa
(L.) Gaertn. y Avicennia germinans (L) L., y algunas especies arbóreas asociadas como
Pachira aquatica, Thrinax radiata y Manilkara zapota, abundantes en la ribera del río
Hondo. La densidad de fustes ha-1 en los bosques fluctuó de 1012 en bosques ribereños a
5078 en los de borde. La altura y el diámetro a la altura del pecho (DAP) promediaron
8.3 m y 7.8 cm, respectivamente; la cobertura y el área basal fueron de 7.2 m2 y 7.3 m2
ha-1. El Índice de Complejidad de Holdridge promedio fue de 28.2. Los manglares son de
porte bajo, con fustes delgados y estructuralmente pobres. R. mangle es dominante en el
71 % de las UM, con un índice de valor de importancia (IVI) de 168, seguida por L.
racemosa con dominancia de 14 % e IVI de 44. Del total de árboles medidos, el 19 %
registró 2.5 – 5.0 cm de DAP; el 68 % presentó 5.1 – 10.0 cm, y el 12 % fueron árboles
>10 cm, maduros con capacidad baja de regeneración. A. germinans, registro la mejor
correlación entre el DAP/altura de árboles (r2= 0.88) y la cobertura promedio por árbol
más grande de todas las especies de mangle (10.0 m2). Los niveles de extracción de
madera variaron de 14.2 %, en el río Hondo, hasta 40.1 % en Cacayuc, siendo los fustes
>10cm de DAP los más buscados por los leñadores. En todos los sitios se registró
regeneración de plántulas, siendo R. mangle la especie con el mayor número de plántulas,
seguida de L. racemosa.
Abstract
The structure, composition, regeneration and timber extraction of mangroves from
Chetumal Bay, Quintana Roo, Mexico was evaluated. Sampling units (SU) of 400 m2 and
100 m 2 were established. The mangrove forests were classified as riparian, edge and
basin. Mangrove tree species included Rhizophora mangle L., Laguncularia racemosa
(L.) Gaertn. and Avicennia germinans (L) L. as well as other associated species such as
Pachira aquatica, Thrinax radiata and Manilkara zapota, which were abundant along the
Hondo river. The density of trunks ha-1 ranged from 1012 in riverine forests to 5078 in
edge forests. Mean height and diameter measured at breast height (DBH) was 8.3 m and
7.8 cm, respectively. Cover and basal area were 7.2 m2 ha-1 and 7.3 m2 ha-1, respectively.
The Holdridge complexity index (HCI) was 28.2. Mangroves are characterised by low
height with narrow trunks and are structurally poor. R. Mangle is the dominant species in
71 % of the SU, with an importance value index (IVI) of 168, followed by L. Racemosa,
being dominant in 14% of SU and an IVI of 44. Of the total trees recorded, 19%
registered 2.5 - 5.0 cm in DBH, 68% between 5.1 – 10 cm while trees with DBH >10cm
ECOSUR, 2009
Tovilla-Hernández et al.
were 12%, being trees with a low regeneration capacity. The strongest correlation (r2=
0.88) between tree DBH and height was recorded in A. germinans, which also had the
highest mean coverage per tree of all the mangrove species (10.0 m2). Timber extraction,
in relation to the total number of trees, ranged from 14.2% in Hondo river to 40.1% in
Cacayuc, with trunks >10cm DBH being the most sought by woodmen. Seedling
regeneration on all SU was greater for R. mangle, followed by L. racemosa.
Introducción
y nuevos problemas se han sumado a los que de manera
natural afectan a las costas de México (huracanes,
inundaciones, incendios forestales, sequías y
movimientos tectónicos).
Los bosques de manglar son comunidades vegetales
que existen a lo largo de las costas tropicales y
subtropicales. Constituyen, con los pastos marinos, la
vegetación de pantanos y los arrecifes coralinos, las
comunidades más productivas del planeta, con valores
de >20 t de materia orgánica de peso seco ha-1 año
(Mitsch y Gosselink, 1986). Éstos proporcionan
muchos bienes y servicios para las poblaciones
humanas costeras: protegen y estabilizan la línea de
costa, son filtros naturales de sedimentos y de material
orgánico, fijan carbono y producen oxígeno, son
criaderos para especies de interés pesquero, y son una
fuente de productos maderables, cinegéticos y de
paisaje (Yáñez-Arancibia et al. 1994). Los manglares
exportan a las áreas circundantes materia orgánica en
forma de detritus, que es un subsidio para las cadenas
alimenticias de la zona marina, en particular para
organismos filtradores o suspensívoros como el ostión,
el mejillón y las almejas (Tovilla 1998).
Los manglares en México se distribuyen al
interior de bahías, albuferas, lagunas costeras y
sistemas deltaicos de las costas del Golfo de México y
del Océano Pacífico. En el Caribe, especialmente en
Quintana Roo, estos bosques se distribuyen en
depresiones formadas entre cordones litorales de
formación reciente (durante el Pleistoceno). Estas
depresiones son extensas cuando se ubican frente a
barreras arrecifales, como sucede frente a la bahía de
Chetumal (López-Portillo y Ezcurra, 2002). Es
probable que la carencia de nutrientes en algunos
manglares forme extensiones amplias de manglar
arbustivo o “enano”.
La conversión de áreas boscosas, provocada
por el desarrollo de actividades productivas en el
Caribe, es cada vez más intensa y ha llevado al
deterioro o pérdida definitiva de bosques de manglar y
con ello de sus funciones ecológicas. Aun cuando
existe pérdida de manglares en Colombia, Bangladesh,
Ecuador y Florida, en México se sigue permitiendo su
degradación. En Ecuador, la conversión masiva de
manglares para el cultivo de camarón ha provocado el
colapso de las pesquerías aledañas, en la zona marina y
en los sistemas estuarios (el 69 % del manglar existente
hace 35 años se ha perdido, a razón de 2 018 ha año-1)
(Lahmann et al. 1987, Olsen et al. 1989, Twilley 1989,
Twilley y Day 1999). El deterioro de los manglares ha
provocado una transformación de los paisajes costeros
Antecedentes
En el continente americano, Pool et al. (1977)
estudiaron localidades de Florida, Puerto Rico, México
y Costa Rica, y describieron las diferencias
estructurales más notables del manglar en estas
localidades. Posteriormente, Cintrón y SchaefferNovelli (1984 y 1985) presentaron los métodos más
relevantes de esta temática en Latinoamérica. En
México, Day et al. (1987), Valdez (1991), JiménezQuiroz y González (1996), Segura-Zamorano (1997),
Núñez-Farfán et al. (1996), Tovilla (1998), Pulido y
Tovilla (2003) y Landeros (2005) abordaron aspectos
de estructura de los bosques de manglar, su
productividad, fenología y extracción de madera en
diferentes localidades de la República Mexicana. Para
el caso de la bahía de Chetumal, los trabajos realizados
en manglares son escasos: Granados-Sánchez et al.
(1998) describieron las comunidades de manglar a lo
largo de la costa de Quintana Roo, mientras que
Navarrete y Oliva (2002) evaluaron la producción de
materia orgánica de los manglares de Bacalar Chico.
Por la importancia de los bosques de manglar y por lo
poco que se conocen en la bahía de Chetumal, el
objetivo de este estudio fue evaluar la estructura,
composición, regeneración y extracción de madera en
ellos, en tres zonas de la bahía de Chetumal.
Métodos
Área de estudio
Comprende tres localidades (Fig. 1): Localidad 1,
Bacalar Chico-Xcalak, abarca el canal que sirve de
límite internacional entre México y Belice y une el mar
Caribe y la Bahía. En este canal se ubicaron tres
unidades de muestreo (UM): una en un bosque de
cuenca de Avicennia germinans o mangle negro, del
lado de Belice, y otras dos en las partes media y de
salida del canal hacia el mar Caribe, ambas con
influencia de agua marina y constituidas por bosques
de borde de Rhizophora mangle y de Laguncularia
racemosa. El estudio se realizó en agosto de 2000.
Localidad 2, Cacayuc, ubicada en la isla del mismo
46
Bosques de manglar
nombre, en la porción norte de la Bahía, con dos UM:
una en un bosque mixto de borde, con L. racemosa y R.
mangle, y la otra en un bosque monoespecífico de
borde de R. mangle. El estudio se realizó en agosto de
2001. Localidad 3, a lo largo de 20 km del río Hondo
se ubicaron 10 UM: seis del lado de México y cuatro
de Belice; las dos primeras, al interior de la Bahía, se
caracterizan por bosques de borde de R. mangle y, en
menor cantidad, de L. racemosa. Hacia el interior del
Río el manglar está constituido por bosques ribereños
de R. mangle y por otras especies arbóreas asociadas.
El estudio se realizó en agosto de 2003 y en diciembre
de 2004.
Figura 1. Ubicación de las unidades de muestreo en la bahía de Chetumal.
Extracción de madera
En cada UM se estimaron la extracción de madera y la
mortalidad natural, por especie. En los árboles talados
y muertos se midió el diámetro del tocón, los árboles
muertos en pie o caídos se marcaron con pintura negra
para distinguirlos; finalmente, se registraron en
porcentajes el número de árboles extraídos y la
mortalidad natural en relación con el total de árboles
vivos.
Para determinar la estructura y composición
del bosque de manglar se establecieron UM de 400 m2
(20 x 20 m) y de 100 m2 (10x10 m); las primeras en el
interior de la Bahía, ya que los bosques están
constituidos por franjas de más de 100 m de ancho; las
segundas en el río Hondo, debido a que los bosques
son angostos (4 - 16 m de ancho).
Cada UM se delimitó con hilo rafia y dentro
de ésta se enumeró cada uno de los árboles con
diámetros >2.5 cm, de los cuales se registraron la
especie y el diámetro a la altura del pecho (DAP). En
A. germinans y L. racemosa el DAP se midió con una
cinta métrica, a 1.3 m sobre el nivel del suelo, mientras
que R. mangle se midió a 30 cm arriba de la última raíz
aérea, donde inicia el fuste (Cintrón y SchaefferNovelli 1984, 1985). En todos los árboles se estimó la
condición de verticalidad: fuste recto, semirrecto y
torcido. En cada UM se eligió en forma aleatoria un 30
% del total de los fustes numerados, tomando en cuenta
partes iguales de árboles de dosel bajo, medio y alto; a
éstos se les midieron la altura total, la altura del fuste
limpio y la cobertura arbórea, con un hypsómetro láser
(VERTEX III). Para poder estimar la cobertura total se
midió el diámetro de la copa o corona, midiendo los
ejes menor y mayor (pasando por el centro del árbol).
Regeneración
Cada UM se dividió en cuatro cuadrantes y en cada
uno se delimitaron al azar dos subcuadrantes de 1 m2,
se registraron el número de plántulas vivas y muertas
por especie, y su altura; después fueron clasificadas en
tres categorías (Tovilla 1998): plántulas tipo A (con
sólo hojas), tipo B (con presencia de ramificación), y
tipo C (con raíces aéreas, ramas y diámetro <2.5 cm).
También se contabilizó el número de flores, frutos y
propágulos existentes en el suelo, por especie. En cada
UM se registraron la temperatura, salinidad, humedad,
pH y el nivel de inundación del suelo.
Análisis de datos
Los datos obtenidos en campo se analizaron siguiendo
a Cintrón y Schaeffer-Novelli (1985), estimándose: a)
47
Índice de complejidad de Holdridge, ICH= (d) (a) (h)
(s) /1000, donde: d= número de troncos (0.1 ha-1), a=
área basal (m2 0.1 ha-1), h= altura del rodal (m), s=
número de especies en el sitio (Holdridge et al. 1971);
b) Área basal, AB= π r2; donde r= radio, que es la
sección transversal de un árbol, medido 1.3 m por
arriba del suelo; y c) Área de copa, AC= π r2, r=DC/2,
donde r= radio y DC= diámetro de copa.
En cada UM se estimaron, para cada especie,
la densidad relativa (DR), frecuencia relativa (FR) y
dominancia relativa (DR), de la siguiente manera:
DR= (número de individuos de la especie /
número total de individuos de todas las especies) 100;
FR= (frecuencia de la especie / suma de frecuencias de
todas las especies) 100; DR= (área basal de la especie /
suma del área basal de todas las especies) 100.
Con esos datos se obtuvo el índice de valor de
importancia (IVI) de cada especie y por UM (Cottam y
Curtis 1949, Curtis y Mcintosh 1951): IVI = (densidad
relaltiva) + (frecuencia relativa) + (dominancia
relativa). Además, para cada especie se obtuvieron
correlaciones entre DAP con altura de los árboles, y
con la cobertura de copa.
desaparecido, se registraron las hidrófilas Cladium
jamaicense, Sagittaria lancifolia, Nymphaea ampla,
Typha domingensis, Sesbania emerus y el carrizo
Phragmites australis.
En algunas UM, donde el suelo está
constituido por arena y emergido, se registró
ocasionalmente al mangle botoncillo Conocarpus
erectus, especie que tiende a desaparecer en toda el
área debido a la explotación y a la expansión de las
áreas de cultivo. La mayor densidad de árboles de
mangle botoncillo se registró en los alrededores de la
bahía de Chetumal, en zonas urbanizadas.
La temperatura registró poca fluctuación,
desde un mínimo de 29 a un máximo de 33 °C
(promedio= 31.2 °C), debido a que los registros sólo se
obtuvieron en verano. La salinidad intersticial registró
más variación, con los mayores valores (35-37 ups) en
el canal Bacalar Chico-Xcalak, en las UM 14 y15,
debido a la influencia del mar Caribe. Por el contrario,
desde la desembocadura del Río, dentro de la Bahía y
hasta 20 km río arriba, la salinidad intersticial registró
un descenso continuo, de 21 a 0 ups; sin embargo, no
por ello desaparece el manglar, debido a que en la
época de secas es posible detectar la salinidad aun río
arriba (Tabla 1). Se observaron manchones de R.
mangle casi continuos más allá del último punto
estudiado en el río Hondo (UM10), en los siguientes 22
km; sin embargo, hubo una sustitución de R. mangle
por P. aquatica, T. radiata y C. icaco, especies que en
algunos sitios forman manchones compactos a la orilla
del Río, principalmente en aquellos lugares que han
sido deforestados para la agricultura y posteriormente
se han abandonado, lo cual favorece la proliferación de
T. radiata.
El pH en el agua intersticial fue poco variable
y la mayor alcalinidad (8.7) se presentó en los sitios
más salinos; un pH casi neutro (6.8) se presentó en la
UM10, donde la salinidad era nula. En el caso de la
humedad, los valores menores (72-80 %) se obtuvieron
dentro de la Bahía; por el contrario, a lo largo del Río
se registraron los valores más altos (82-87 %), debido
al incremento en la riqueza de especies vegetales que
constituyen las comunidades ribereñas, cuyo
sombreado disminuye la evaporación (Tabla 1).
El nivel de inundación en el suelo fue
variable, con excepción de la UM1 donde el agua se
localizó por abajo del nivel de éste (-4 cm). El resto de
las UM presentó algún grado de inundación (8.9 cm en
promedio), debido a los procesos de lluvias, mareas y
avenidas del río Hondo (Tabla 1), siendo más notable a
lo largo del Río, con una inundación de 16 cm en la
UM8. Esta situación se debe a que la mayoría de los
sitios fueron estudiados en agosto, cuando en el área se
registran lluvias frecuentes.
Tipos fisiográficos
Los tipos de bosques de mangle que se registraron en
las 15 UM fueron los de cuenca (1), borde (6) y
ribereños (8), predominando en extensión los de borde,
con la asociación R. mangle-L. racemosa. En las UM
12 y 13 se registraron bosques monoespecíficos de R.
mangle, mientras que en la única cuenca estudiada
(U15) existe una asociación de A. germinans-L.
racemosa, (Tabla 1). El mayor número de especies
asociadas al manglar se encontró en los bosques
ribereños, en el cauce del río Hondo: siete especies
asociadas a R. mangle, dominante por el número de
individuos (con 73.1 %), seguida por L. racemosa (13.4
%), Pachira aquatica (5.8 %), la palma Thrinax
radiata (3.2 %), el chicozapote, Manilkara zapota
(2.2%), Bursera simaruba (0.8 %), Annona glabra (0.5
%), Tabebuia rosea (0.5 %) y Chrysobalanus icaco
(0.5 %) (Fig. 2). En las zonas pobladas se encontraron
Cocus nucifera y otras especies arbóreas y arbustivas
como Metopium brownei, Pouteria campechiana,
Coccoloba uvífera, Pithecellobium sp., Ficus sp., la
palma Acoelorraphe wrightii y Sabal japa. En algunas
UM (3, 4, 5 y 7), donde la vegetación del manglar ha
sido alterada, se registraron el helecho Acrostichum
danaefolium y la liana Rhabdadenia biflora. Por el
contrario, en UM bien conservadas y asociadas a P.
aquatica y C. icaco, se encontró la hidrófila emergente
Crinum sp., la cual florece de julio a septiembre. En
UMs donde la vegetación arbórea cercana al Río ha
48
Bosques de manglar
Tabla 1. Factores ambientales, nivel de inundación y tipos (T) fisiográficos del arbolado en diferentes unidades de
muestreo (UM) de bosques de manglar de la bahía de Chetumal (BC), incluyendo Bacalar Chico (BCh) y río Hondo
(RH) de México (Mé) y Belice (Be). B= bosques de borde, R= bosques ribereños, C= bosques de cuenca, Rm=
Rhizophora mangle, Lr= Laguncularia racemosa, Ag= Avicennia germinans, Va= Vegetación asociada.
UM
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Temperatura
(°C)
32
33
32
31
32
32
33
32
31
32
30
30
30
30
31
Salinidad
(UPS)
21
14
10
9
8
6
6
4
2
0
28
34
36
35
37
Prom.
31.2
18.6
8.8
8.4
8.2
8.1
7.7
7.1
7.3
7.2
7
6.8
8.6
8.6
8.6
8.4
8.5
Humedad
(%)
72
79
82
83
84
86
86
87
87
87
77
78
79
79
80
Inundación
(cm)
-4
9
10
9
10
12
11
16
13
10
9
11
0
4
10
7.9
81.5
8.9
pH
T fisiográfico
(asociación)
B-Rm-Lr
B-Rm-Lr
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
R-Rm-Va
B-Rm-Lr
B-Rm-Lr
B-Rm
B-Rm-Lr
C-Ag-Lr
Ubicación
BC-RH, Mé
RH, Mé
RH, Be
RH, Mé
RH, Be
RH, Mé
RH, Bel
RH, Mé
RH, Be
RH, Mé
Cacayuc
Cacayuc
BCh, Mé
BCh, Mé
BCh, Be
Figura 2. Perfil típico de la vegetación en el río Hondo, dominado por Rm= Rhizophora mangle, Tr= Trinax
radiata, Pa= Pachira aquatica, Mz= Manilkara zapota, Chi= Chrysobalanus icaco, Bs= Bursera simaruba, Ag=
Annona glabra, T= Tabebuia rosae, F=. Ficus sp. y P= Pithecellobium sp.
49
Estructura y composición de los rodales
especies llegan a constituir 30 y 20 % del arbolado,
respectivamente. Atrás de esta franja, la vegetación
continúa en una selva mediana subcaducifolia, la cual
se ha perdido en varios puntos debido a la introducción
de cultivos. Frente al Río, en las cuatro primeras UM,
R. mangle constituye un frente compacto,
posteriormente le siguen P. aquatica, T. radiata, M.
zapota y C. icaco. La altura promedio del manglar es
de 9 m, incrementándose hacia el interior, donde
alcanza un máximo de 10-13 m a una distancia de 5-7
m de la orilla; posteriormente, en los últimos cuatro
metros la altura de la vegetación se reduce a 7.0 m, y
luego desaparece. La altura promedio de la franja fue
de 8.1 m, mientras que el DAP fue de 6.8 cm,
correspondiendo las tallas y grosores máximos a R.
mangle y P. aquatica, como se observa en la figura 2 y
en la Tabla 2. Durante los meses de julio a septiembre
buena parte del suelo se encuentra inundado.
1. Río Hondo. Como ya se mencionó, la mayor riqueza
de especies se registró en el cauce, con excepción de
las UM1 (y UM2), donde L. racemosa llegó a
constituir 13.5 % del arbolado existente. En el resto de
las UM, la única especie fue R. mangle, la cual
prospera en sitios permanentemente inundados y sólo
ocupó una franja estrecha, con un ancho máximo de 18
m. R. mangle domina ampliamente al resto de las
especies a lo largo del cauce, desde un máximo de 78.5
% en la primera UM, hasta un mínimo de 40 % en la
UM10; en algunos lugares registró >52% del arbolado,
con excepción de las UM 3 y 7, donde la extracción de
madera ha reducido su abundancia. Por el contrario, a
medida que desaparece R. mangle, la dominancia y
frecuencia de P. aquatica y T. radiata aumentaron,
como sucede en las últimas UM (9 y 10), donde estas
Tabla 2. Estructura del manglar en diferentes unidades de muestreo (UM) de la bahía de Chetumal. Los valores
(incluyendo el diámetro a la altura del pecho, DAP, y el índice de complejidad de Holdridge, ICH) son el promedio
de las mediciones realizadas (ver texto para detalles).
Altura
Promedio
(m)
8
8
8
7.6
8
6.9
8
10
9
8
14
7
6.3
7.9
9.5
DAP
Área Basal
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Cobertura /
Prom./árbol
(m2)
10.8
2.85
17.61
4.02
5.38
5.15
5.51
7.44
5.09
5.85
5.9
4.01
3.3
9.31
15.92
(cm)
9.7
6.3
7.1
6.0
6.4
7.9
7.9
6.9
9.1
7.8
9.7
6.8
6.5
9.1
12.0
Total
7.21
8.3
7.94
UM
Se registraron hasta tres estratos arbóreos: el
más bajo de 2-3 m de altura, constituido por C. icaco,
A. glabra y A. danaefolium; un estrato medio (4-7 m),
constituido por M. zapota, B. simaruba, T. radiata y P.
aquatica; y un estrato superior (8-10 m), dominado por
R. mangle. Ocasionalmente se presentan T. rosea,
Pithecellobium sp., Ficus sp. y la liana R. biflora en la
parte posterior del manglar; ésta última florece
ampliamente de septiembre a diciembre, cubriendo
(m2)
3.33
5.79
7.49
4.81
7.84
8.23
5.16
7.58
9.52
6.80
10.39
2.72
6.96
9.69
14.29
Densidad
Árboles
(ha)
1422
1639
1922
1413
2126
1632
1136
1309
1012
1044
1850
2170
5078
1225
2107
11.34
37.7
57.5
30.92
79.7
37.02
27.7
58.51
37.69
23.9
2.6
4.1
6.46
1.03
7.56
7.30
1,886
28.24
ICH
parte del dosel del manglar. En algunos sitios se
registró gran acumulación de materia orgánica en el
suelo, producto de la mortalidad de algunas palmas y
árboles de P. aquatica, que suelen morir en pie y
posteriormente se van descomponiendo a lo largo del
tiempo. En buena parte de las UM se observó sobre R.
mangle y Ficus sp. la presencia de epífitas como las
bromelias Tillandsia balbisiana, T. flexuosa, T.
50
Bosques de manglar
streptophylla y Aechmea bracteata. En los árboles más
gruesos de R. mangle se observaron algunos termiteros.
La altura promedio del manglar a lo largo de
la ribera del río Hondo fue de 8.1 m, con rango de 6.9
m (UM6) a 10.0 (UM8); el DAP promedio fue de 7.5
cm, y el rango de 6.0 cm (UM4) a 9.7 cm (UM1). El
área basal (AB) promedio fue de 6.65 m2,
encontrándose el valor máximo en la UM9 (9.5 m2) y
el mínimo en la UM1 (3.3 m2). La densidad promedio
del arbolado a lo largo del cauce del Río fue de 1302
árboles ha-1; la mayor densidad de fustes (2126) se
registró en la UM5; por el contrario, sólo se registraron
1012 árboles ha-1 en la UM9. El índice de complejidad
de Holdridge (ICH) es una medida que integra las
características de composición/estructura y cuantifica
el grado de desarrollo de un bosque. EL ICH fue muy
variable, desde un mínimo (11.3) en la desembocadura
del Río en la Bahía (UM1), hasta un máximo (79.7) en
la UM5, y el valor promedio fue de 40.2. Otro valor
muy importante en la estructura/arquitectura de los
bosques es la cobertura promedio: se registraron
valores desde 2.85 m2 en un sitio donde existen cinco
especies asociadas al manglar, hasta 17.61 m2 con el
mismo número de especies asociadas, pero con mayor
de extracción de madera, como se observa en la tabla 2.
Destacan en la estructura y composición de los rodales
ribereños del río Hondo las UM 1, 5 y 9; la primera se
caracteriza por presentar el menor ICH debido a la
presencia de sólo tres especies (R. mangle, L. racemosa
y M. zapota) y sin embargo presenta los árboles más
gruesos del Río. La UM5 es la de mayor cantidad de
fustes, así como la de mayor riqueza de especies
asociadas R. mangle: siete; además presenta el mayor
ICH de todas las UM, con 79.7, aun cuando presenta
un notable porcentaje de extracción de madera. La
UM9 se caracteriza por presentar la mayor AB del Río,
con una densidad menor de fustes (Tabla 2).
2. Cacayuc. La estructura del manglar es típica de
bosques de borde (Cintrón y Schaeffer-Novelli 1983,
1985), con una altura promedio de 8.3 m a la que
contribuye L. racemosa, que en la UM11 alcanza hasta
14 m de altura; sin embargo, está constituida por fustes
delgados (9.7 cm DAP), lo cual provoca una AB de
10.25 m2, con una densidad de fustes elevada (2010
árboles ha-1). El ICH fue de los más bajos (2.6 a 4.1),
debido al reducido número de especies arbóreas
presentes (2). La cobertura promedio de cada árbol es
una de las más bajas de todas las UM, con 4.95 m2.
En la UM11 no se registraron especies
asociadas al manglar, sólo se observó la presencia de
una gran cantidad de bromelias como T. balbisiana, T.
bulbosa, T. dasyliriifolia, T. flexuosa, T. streptophylla,
A. bracteata y Anthurium crassinervium, así como las
orquídeas Myrmecophila christinae sobre L. racemosa,
y Brassavola nodosa, sobre R. mangle. El bosque está
constituido por R. mangle y L. racemosa, ésta última
con una altura promedio de 14 m y una densidad de
1850 árboles ha-1 (Tabla 2); está constituido por dos
estratos: R. mangle que ocupa el estrato bajo, entre 5 y
7 m, bien desarrollado frente al espejo de agua y hacia
el interior de la isla; su densidad disminuye, siendo
sustituida por L. racemosa, como se observa en la
figura 3. La mayor cantidad de fustes corresponde a
árboles maduros y seniles, principalmente de L.
racemosa, algunos desgajados por el viento.
Figura 3. Estructura del manglar en Cacayuc. Rhizophora mangle ocupa la zona colindante al agua, mientras que
Laguncularia racemosa se ubica atrás, formando un bosque denso y alto.
En la UM12 (Fig. 4 y 5), en los primeros 20 m
alrededor de la isla, se registró una gran proliferación
de los arbustos C. icaco, Lippia nodiflora, C. uvífera,
Capparis hispida, la liana Sarcostemma sp., las
herbáceas Rhynchospora sp., Passiflora foetida, y la
Arácea A. crassinervium, así como la orquídea
Schomburkia tibicinis; las Aráceas y las orquídeas
forman asociaciones de 2 a 3 m de ancho y 2 m de alto,
a menos de 3 m de altura sobre los troncos de R.
mangle y L. racemosa. El manglar se inicia al interior
de este cinturón de vegetación y está formado por un
bosque joven de no más de 25 años de edad con una
51
altura promedio de 7 m, constituido hasta en un 96.7 %
por R. mangle y sólo pocos árboles de L. racemosa. La
densidad en esta UM fue de 2170 árboles ha-1 (Tabla 2,
Fig. 4).
3. Canal Bacalar Chico-Xcalak. Este bosque está
constituido por árboles de una altura promedio de 9.5
m; fue la localidad que registró el mayor DAP y la
mayor AB en la bahía de Chetumal, con 12.0 cm y
14.29 m2, respectivamente; incluso, se registraron
árboles de mangle negro de hasta 54 cm de DAP, con
una densidad media de 2107 árboles ha-1 (Tabla 2). El
área Bacalar Chico-Xcalak fue la que registró mayor
influencia marina, por lo que la estructura y
composición del manglar es junto con Cacayuc de las
más sencillas, como lo demuestran los valores del ICH,
todos menores de 8.0. Ésto se debe a las pocas
especies arbóreas asociadas que allí existen y que, en el
mejor de los casos, corresponden solamente a dos
especies de mangle. La cobertura promedio por árbol
fue la más elevada de todas las UM, con 9.51 m2, valor
que está fuertemente influenciado por la cobertura que
presentan los árboles de A. germinans, que tienden a
ocupar el espacio máximo disponible al no haber un
sotobosque ocupado por otras especies (Tabla 2, Fig.
5).
Figura 4. Características estructurales del manglar en la unidad de muestreo12. Componentes importantes del
manglar son algunas herbáceas en el dosel inferior, como Pasiflora foetida y Rhynchospora sp., así como la
orquídea Schomburkia tibicinis asociada a los árboles de R. mangle.
Figura 5. Bosque de Rhizophora mangle-Laguncularia racemosa en la unidad de muestreo 12. Sobre los árboles de
mangle rojo es frecuente encontrar a Anthurium crassinervium. Bosque de Avicennia germinans en la unidad de
muestreo 15.
52
Bosques de manglar
En la zona media del canal se ubicó la UM13,
donde el manglar estuvo constituido por un bosque
monoespecífico de un solo estrato de R. mangle, el cual
hacia el SW tiene unos 75 m de ancho, pero hacia el E
se incrementa hasta 185 m, concluyendo en un bosque
de mangle “enano”. R. mangle se distribuye a lo largo
del canal, dentro del cual existen amplias áreas de
pastos marinos de Thalassia testudinum y Syringodium
filiforme. Existen macroalgas en abundancia (ver el
capítulo respectivo en este libro), pero también canales
pequeños al interior del manglar y en algunos claros en
el suelo, donde el sistema de raíces del manglar
presenta un espesor de 0.4 a 0.7 cm y se encuentra
flotando sobre el agua. Por abajo de estos sitios el agua
forma corrientes que fluyen por el manglar. El bosque
presenta una elevada densidad de fustes (5078 árboles
ha-1), con un DAP promedio de 6.5 cm y una altura de
6.3 m.
En el SE, el canal se hace más amplio y
somero. Frente al mar Caribe, el bosque está
constituido por dos estratos: en la orilla, R. mangle
ocupa el primero con una altura de 8.2 m; hacia el
exterior, la franja tiene una anchura de 46 m, y allí R.
mangle está mezclado con L. racemosa que tiene una
altura de hasta 10.1 m, lo que incrementa el DAP a
9.1cm y el AB a 9.69 m2. Hacia el NW, en la entrada
del canal a la Bahía, el bosque está constituido por una
franja heterogénea de vegetación, formada por R.
mangle, L. racemosa, Hibiscus tiliaceus, C. icaco,
Lippia nodiflora y C. uvífera. A 100 m se ubica un
bosque de cuenca, de joven a maduro, constituido por
A. germinans, con una AR de 94.6 %, y algunos
arbustos aislados de L. racemosa. En este bosque se
pueden diferenciar dos estratos constituidos por la
misma especie: un sotobosque constituido por los
arbustos jóvenes, de <10 cm DAP, con una altura de 4
a 6.5 m; y el dosel, formado por árboles maduros de 7 a
13 m de altura. Aquí se observaron halófitas de los
géneros Salicornia sp. y Sesuvium sp., ubicadas al
interior del bosque y en el margen de la zona
inundable.
Índice de valor de importancia (IVI)
Este índice indica la importancia relativa de cada
especie; sus valores están en el intervalo de 0 a 300,
cuando se reporta en valores absolutos. El IVI se
estimó para las cinco especies más importantes que
aparecen en las 15 UM estudiadas: R. mangle, L.
racemosa, A. germinans, P. aquatica y T. radiata, y
también para otras cinco que con frecuencia se asocian
a los manglares de cauce del río Hondo. En 14 de 15
UM, R. mangle presentó la mayor densidad relativa (74
%) y la mayor frecuencia de aparición (59.3 %); fue
dominante (71 %) sobre las otras especies, debido a lo
cual se registró el IVI mayor, con 168, y con una
dominancia de 56 % en toda el área estudiada (Tabla
3), seguida con gran diferencia por L. racemosa con un
IVI de 44 correspondiente al 14%. Al final se ubicó el
mangle negro, A. germinans, el cual sólo apareció en la
UM15, con un IVI de 26 y 9 %, respectivamente. El
resto de las especies asociadas no tuvo un valor
significativo, con excepción del río Hondo, donde, sin
ser significativas, aparecen en todas esas UM.
Tabla 3. Índice de valor de importancia (IVI) y parámetros de abundancia de las especies de mangle y sus asociadas
en la bahía de Chetumal.
Especie
Densidad
relativa
(%)
Dominancia
relativa
(%)
Frecuencia
relativa
(%)
IVI
Dominancia
total
(%)
R. mangle
L. racemosa
P. aquatica
A. germinans
T. radiata
Otras
74
14.5
3
5
2.1
1.9
71
20.37
3
3
2
1.3
59.3
24
8.2
1
5.1
2.34
168
44
23
26
20
21
56
14
7
9
6
7
Total
100
100
100
300
100
Distribución por categorías de DAP
El DAP en las 15 UM estudiadas se dividió en tres
categorías: 2.5 – 5, 5.1 – 10, y >10 cm. De los 1461
árboles medidos en las 15 UM, el 19.9 % (291 árboles)
perteneció a la primera categoría; es el arbolado más
joven del sistema, con una edad aproximada de tres a
siete años; buena parte de estos árboles se localizan en
las UM 12 y 13 que están constituidas por bosques de
borde de los que la gente extrae madera con frecuencia.
También se registraron árboles jóvenes en algunas UM
del río Hondo (1, 3, 5, 7, 9) y de la Bahía (11). La
mayor cantidad de árboles (994= 68% del total)
53
área basal (73.1 m2) se cuantificó en árboles que
presentaron un diámetro de 5.0 a 10cm, seguidos de los
más delgados, con 21.4 m2, y al final se ubicaron los
fustes más viejos, con sólo 12.96 m2, el total fue de
107.5 m2 ha-1 (Tabla 4). La especie dominante en todas
las categorías fue R. mangle, seguida por L. racemosa,
P. aquatica y A. germinans.
presentaron fustes de la segunda categoría; éstos son
árboles de jóvenes a maduros: aproximadamente de 9 a
20 años de edad. Sólo el 12 % (176 árboles) presentó
diámetros mayores de 10 cm y son árboles madurosseniles, con edades de 20 a 35 años. Su poca presencia
se debe a que los vientos fuertes y las tormentas
tropicales en la Bahía eliminan a los árboles más viejos
y abren claros donde se renueva el arbolado. La mayor
Tabla 4. Categorías de diámetro a la altura del pecho (DAP) de los árboles de mangle y de especies asociadas en la
bahía de Chetumal. A) número y área basal para todas las especies. B) Porcentaje del número de árboles, por
categoría de DAP y por especie.
Categorías DAP (cm)
A) Todas las especies
Número
Porcentaje
Área basal
2.5 – 5.0
291
20
21.4
5.1 – 10.0
994
68
73.1
> 10.1
176
12
13.0
81
11
2
2
1
3
80
12
2
1
3
2
60
26
11
0
2
1
100
100
100
Total
1461
100
107.5
B) Por especie (% del núm. de árboles)
R. mangle
L. racemosa
P. aquatica
T. radiata
A. germinans
Otras
Total
Relación entre grosor y altura de árboles, y desarrollo y
cobertura del arbolado
El DAP y la altura de las tres especies de mangles
presentó la correlación más significativa para A.
germinans (r2=0.88); sin embargo, debido al reducido
número de árboles medidos (menos de 60) y a que sólo
hubo un sitio de estudio, no se construyó la gráfica
correspondiente. En el único bosque de cuenca
estudiado (M15) se registraron árboles de muy buen
porte, con un DAP de 12cm y una altura de 9.0 m, los
cuales tuvieron una alta correlación en esas medidas.
En el caso de R. mangle (Fig. 6), la correlación indicó
que una buena parte del arbolado no presentó una
relación entre el incremento en grosor y altura de los
árboles (r2= 0.68).
En los árboles de mangle rojo, a medida que
se hacen más viejos y gruesos, el incremento en altura
se hace menor, principalmente en fustes >10 cm (Fig.
6). Las correlaciones más significativas se registraron
para R. mangle en el cauce del Río y fueron menos
significativas en Cacayuc y Bacalar Chico. Esto tiene
dos explicaciones: los árboles más jóvenes de R.
mangle toleran muy poco el solapamiento superior y
lateral, por lo que tienden a desarrollarse rápidamente
Figura 6. Relación diámetro a la altura del pecho y la
altura en Rhizophora mangle para todas las unidades de
muestreo de la bahía de Chetumal.
54
Bosques de manglar
hasta alcanzar el dosel superior, donde pueden
aprovechar mayor cantidad de luz. Por su parte, los
árboles maduros posiblemente tuvieron una menor
disponibilidad de nutrientes como el fósforo, crítico en
suelos kársticos como los de la bahía de Chetumal y en
toda la península de Yucatán (Alvarez-Legorreta
2000). Ambos fenómenos han sido evidenciados por
algunas investigaciones (Banus y Kolehmainen 1976;
Weisháupl, 1981).
En L. racemosa existió una correlación
positiva (r2 = 0.83) entre el DAP y la altura (Fig. 7).
En A. germinans se registraron las coberturas
más grandes de todas las especies de mangle de la
Bahía, con 9.97 m2, y la correlación DAP-cobertura
registró valores altos (r2= 0.84). Como solamente se
estudió una UM, tampoco se preparó la gráfica
correspondiente.
nutrientes, suelos pobres en materia orgánica y mayor
cantidad de sal en el agua y en el suelo.
Adicionalmente, L. racemosa puede soportar largos
períodos de solapamiento superior, lo que le permite
que una buena cantidad de plantas jóvenes
permanezcan bajo el dosel del bosque, esperando una
oportunidad de apertura de claros en el dosel. Esta
situación también es favorecida por la forma y
arquitectura de las copas estrechas y alargadas que
conforman árboles esbeltos; además, la flexibilidad de
los troncos es mayor en árboles maduros en relación a
R. mangle, por lo que el dosel superior puede resistir
mejor el efecto del viento (Weisháupl 1981, Cintrón y
Shaeffer 1985). Así, L. racemosa sobresalió por arriba
de R. mangle en las UM 1, 2, 11, 12, 13 y 14. El menor
o mayor diámetro de las copas en los rodales se debe al
grado de solapamiento que cada especie puede tolerar
dentro de un rodal, esto es conocido como índice de
área foliar (IAF) y se refiere a la cantidad y espesor de
área foliar que hay por encima de un área específica del
suelo. Un IAF elevado produce una rápida atenuación
de la luz y, como las especies que constituyen el
manglar no toleran la poca luz, este índice debe ser
bajo. Cintrón y Schaeffer-Novelli (1983, 1985)
mencionan que el IAF puede variar entre 0.2 m2 m-2 en
bosques “enanos” como los que abundan en la parte N
y NE de la Bahía, y hasta 5.1 en bosques ribereños.
Independientemente del tipo fisiográfico de manglar, la
densidad de árboles ha-1 está estrechamente relacionada
con el DAP y la cobertura de los árboles en cada rodal.
Extracción de madera
En diez de las 15 UM hubo extracción de madera
(Tabla 5), ésta va de 14.2 % en el cauce del Río, hasta
40.1 %, en Cacayuc, y su promedio es de 27.2 %.
Todos los sitios en el cauce del Río presentaron
extracción, con excepción de la UM6. Sin embargo, en
esta evaluación no se contempló la pérdida de recursos
maderables por la ampliación de zonas de cultivos y de
ganadería, actividades que han afectado por lo menos
cinco de las diez UM sobre el cauce del río. Al
desmontarse un área, frecuentemente la mayoría de los
troncos son quemados y sólo se extraen los árboles más
valiosos.
Es sobresaliente el caso de Cacayuc, donde
existe una extracción de hasta un 40.1 % del arbolado
de mejor porte. Allí, contrariamente al resto de las UM,
L. racemosa es la especie más explotada (25.7 %),
seguida de R. mangle, con el 14.3 %. La madera de
mangle que se extrae se lleva a las comunidades donde
se utiliza como combustible para cocinar alimentos y
para la construcción de viviendas rústicas. L. racemosa
es la especie más utilizada en todo el sistema, con el 53
% de la madera, seguida por R. mangle, con 43 %; muy
por debajo de éstas se ubican M. zapota y T. rosea, con
el 4 % restante (Fig. 8).
Figura 7. Relación diámetro a la altura del pecho y la
altura en Laguncularia racemosa de la bahía de
Chetumal
En R. mangle, el área promedio ocupado por
cada uno de los 145 árboles en 14 UM fue de 5.62 m2.
El tamaño de copa de los árboles en un bosque depende
de la densidad, la edad y el DAP promedio del rodal,
siempre y cuando esté delimitado por otros árboles de
la misma especie o de otras. En rodales donde los
árboles se encuentran muy dispersos, esta condición
difícilmente se cumple. El DAP y el diámetro de las
copas presentaron una correlación baja (r2= 0.55). En
muchos sitios de la Bahía se encontraron árboles viejos
con fustes >10cm deteriorados por efecto de las plagas
y el viento.
En el caso del mangle blanco, el área
promedio ocupada por un individuo, obtenida a partir
de 125 árboles medidos en seis UM (1, 2, 11, 12, 13 y
14) fue de 2.9 m2. Esta área es 50 % menor que aquella
requerida por el mangle rojo, lo cual indica que L.
racemosa es una especie mejor adaptada a condiciones
ambientales rigurosas como: baja concentración de
55
Tabla 5. Extracción de madera (porcentaje del total de árboles) de Rhizophora mangle (R) y/o Laguncularia
racemosa (L) en las unidades de muestreo (UM) de la bahía de Chetumal. Los espacios en blanco indican que no se
registró extracción.
UM
1
2
3
4
5
Extracción
(%)
Especie
26.3
23.5
20.8
14.2
R-L
R-L
R
R
6
7
8
9
10
11
23.8
27.1
23.0
28.0
20.0
40.1
R
R
R
R
R
L-R
12
13
14
15
60
50
40
Ex tracción %
30
20
10
0
Rhizophora
mangle
Laguncularia
racemosa
Tabebuia
rocea
Pachira
acuatica
M anilkara
zapota
Coccus
nucifera
Especies
Figura 8. Extracción de madera de mangle y otras especies arbóreas asociadas.
La explotación de madera comprende también
otras especies asociadas al manglar, como M. zapota,
T. rosea, P. aquatica y T. radiata. Las dos primeras se
extraen con fines maderables, debido a que ambas
presentan madera de buena calidad y excelentes vetas y
coloración. Para P. aquatica no se encontró el uso que
las comunidades le asignan, a pesar de que se
observaron algunos árboles derribados y cortados en
las UM 3 y 5. En el caso de T. radiata, las palmas se
utilizan para techar casas en las comunidades más
pobres de la región. En cinco UM de la zona de Bacalar
Chico-Xcalak no se registró tala de árboles.
La extracción de madera es selectiva en cuanto
al grosor de los fustes: 2.2 % corresponde a árboles de
2.5 - 5.0 cm de DAP, principalmente comprende
árboles de R. mangle, M. zapota y T. rosea.
Posteriormente se ubicaron los fustes de 5.0 - 10.0 cm
de DAP, con 29.8 %, que; corresponden a R. mangle-L.
racemosa. Los fustes más gruesos son los más
explotados y representan el 68 % (Fig. 9); de esa
porción el 70 % son fustes de L. racemosa, los cuales
son utilizados como vigas, viguetas, horcones, postes y
polines. Este patrón de extracción, aunque elevado en
algunos sitios de la Bahía, es menos impactante que en
otras localidades del país, como la costa de Chiapas en
donde hay valores de extracción de 25 a 66 % (Pulido y
Tovilla 2003, Landeros 2005, Tovilla et al. 2005).
Cuando la explotación maderable está dirigida hacia
los fustes más gruesos de los bosques, dejando el
arbolado más joven intacto, esto favorece la integridad
y regeneración de los bosques porque se sustituye sólo
el arbolado maduro de L. racemosa, como sucede en
Cacayuc. Sin embargo, de acuerdo con la FAO (1994)
y con estudios realizados en otras localidades (Oyuela
1994, Tovilla 1998), los niveles de extracción
registrados en la Bahía están por arriba de los niveles
aceptables (12 %) para la conservación y para una
explotación sustentable de los bosques (FAO, 1994).
80
60
Ex tracción % 40
20
0
2,5 a 5,0
5,1 a 10,0
> 10,1
Categoria diametrica
Figura 9. La mayor extracción de madera de mangle En
la bahía de Chetumal corresponde a los troncos más
gruesos.
56
Bosques de manglar
Caribe de Colombia, y por Escobar (2006) en Chiapas,
con valores desde 19.1 a 38.1 cm y 20.2 a 29.3 g,
respectivamente.
Fenología reproductiva
La producción de flores, frutos y propágulos es un
elemento muy importante en todos los bosques porque
a través de ellos se asegura la permanencia de las
especies. Esta producción sólo se registró para R.
mangle y A. germinans, debido a que en L. racemosa la
floración sucede en junio y julio, y la caída de
propágulos en septiembre. El mangle rojo es una
especie de floración permanente, con los picos de
producción de propágulos en mayo, junio y septiembre
(Tovilla y Orihuela 2002), por lo que siempre es
posible encontrar partes reproductivas de éste, en los
bosques. En el caso del mangle negro, el estudio se
realizó en agosto y coincidió con la mayor caída de
propágulos del año. El análisis de los datos comprende
la producción de partes reproductivas en bosques
ribereños vs. bosques de borde. En R. mangle, la mayor
producción de flores se registró más en los bosques
ribereños que en los de borde, con 6.2 vs. 2.7 flores m2
; la misma situación se registró con los frutos (2.7 vs.
1.25) y con los propágulos (0.7 vs. 0.3). La producción
de partes reproductivas en cada una de las UM se
observa en la tabla 6 y es considerablemente baja en
comparación con aquella registrada en algunos bosques
de Guerrero, en el Pacífico de México (Tovilla, 1998,
Tovilla y Orihuela 2002), donde se obtuvieron 11.5
flores y 1.3 propágulos m-2 en bosques ribereños. Por
su parte, Escobar (2006) contabilizó 4.2 flores y 0.9
propágulos m-2 en bosques de borde de Chiapas. Sin
embargo, la producción observada en la bahía de
Chetumal es mayor a la encontrada por Gil y
Tomlinson (1971) en bosques de borde de Florida con
(0.95 y 0.07 m-2, respectivamente).
La producción neta de propágulos obtenida
aquí es sumamente baja. En los bosques ribereño y
cuenca se estimaron entre 3000 y 7000 propágulos ha-1,
cantidades reducidas en comparación con las
registradas en estos tipos de bosques para la costa de
Chiapas, donde existen entre 4.2 y 7.9 veces más que
aquí (Tovilla y Orihuela 2002, Escobar 2006). Por otro
lado, la producción de propágulos de A. germinans
observada en la única UM estudiada (39 propágulos m2
) fue considerablemente elevada y sólo comparable
con aquella obtenida en Chiapas (Tovilla y Orihuela
2002), donde se han registrado hasta 54 propágulos m2
. Desafortunadamente no existen registros de la
producción de propágulos para otras localidades, que
permitan una comparación mayor. El tamaño (16.6 vs.
16.1cm) y peso (14.4 vs. 13.9g) entre los propágulos
medidos en el cauce del Río y en la Bahía, fueron muy
semejantes (Tabla 6) sin embargo, es notorio el tamaño
reducido en la longitud y peso de estas estructuras con
relación a otras latitudes, como ha sido demostrado por
Rabinowitz (1978) en Panamá, por Tovilla (1998) en
Guerrero, México, por Sánchez-Páez et al. (2000) en el
Regeneración
En todas las UM, R. mangle registró regeneración
natural de plántulas Tipo A (Fig. 10), las cuales
dependen de la reserva de nutrientes del propágalo; con
edades de 1 a 18 meses; éstas representaron el 79.8 %
del total de plántulas. Se registró una densidad de 5.1
plántulas m-2, siendo las UM 11 y 12 donde fueron más
abundantes, con 17 y 12 plántulas m-2,
respectivamente. Por el contrario, a lo largo del cauce
del Río sólo se registraron 4 plántulas m-2 y la altura
promedio fue de 41.2 cm (Fig. 10). Para las plántulas
Tipo B, con una edad aproximada de 20 a 30 meses, se
registró una densidad de 2.0 m-2, siendo las UM 11 y 5
donde se encontró la mayor densidad, con 6 y 5
plántulas m-2, respectivamente; su altura promedio fue
de 68.2 cm y representan el 18.5 % del total de
plántulas (Fig. 10).
Las plántulas Tipo C representaron el 1.7 %
del total, con una altura promedio de 151 cm y una
densidad de 0.3 plántulas m-2. Aunque reducidas en
número y densidad, son las únicas que tienen la
capacidad de sobrevivir bajo el dosel del bosque (Fig.
10). La reserva mayor de plántulas en los bosques
corresponde a las del tipo A, y las C son las que
presentan la mayor esperanza de vida y la mayor altura.
Para el caso de L. racemosa, las plántulas
Tipo A sólo se encontraron en dos de cuatro UM (11 y
14), donde existe esta especie. Su densidad fue mayor
que en R. mangle, con 6.4 plántulas m-2; la altura fue de
34.4 cm. La densidad de las plántulas Tipo B
disminuyó en forma considerable, contabilizándose 1.5
m-2, con una altura de 61.5cm. Las plántulas Tipo C
presentaron la menor densidad, con 0.2 m-2; sin
embargo, tienen una altura de 172 cm. En cuanto a A.
germinans, las plántulas Tipo A registraron una
densidad de 9 plántulas m-2 y una altura de 29.5 cm en
la única UM (15) estudiada; allí solamente se
encontraron 2 plántulas m-2, con una altura de 53.5 cm.
En esta especie no se encontraron plántulas Tipo C.
Por especie, del total de plántulas Tipo A
encontradas, el 81 % fueron de R. mangle, 14 % de L.
racemosa y 5 % de A. germinans. Las plántulas Tipo B
pertenecieron en un 86 % al mangle rojo, seguida del
mangle blanco (10 %) y del mangle negro (4 %). Se
encontró que las plántulas tipo C, en un 75 %, son de
R. mangle, seguidas por el L. racemosa (25 %). En el
cauce del río Hondo también se registraron plántulas de
P. aquatica, T. radiata, M. zapota y T. rosea; las dos
primeras más abundantes. En algunas UM (4, 5 y 6) se
registraron densidades de hasta 3 plántulas m-2, y
ocasionalmente en la UM 7 y 8 ésta fue mayor que en
R. mangle, lo que indica la importancia de la flora
57
Tabla 6. Fenología reproductiva y atributos promedio (L=longitud, A= ancho, P= peso, D= densidad, H= altura) de
Rhizophora mangle y de Avicenia germinans en las unidades de muestreo (UM) de la bahía de Chetumal.
UM / Atributo
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Flores (m-2)
Frutos (m-2)
4
3
12
10
5
2
8
1
4
2
4
-
12
4
6
3
2
-
5
2
2
2
4
2
4
1
1
-
5
-
Propágulos (m-2)
-
-
-
2
1
1
1
1
1
-
-
-
1
2
39
L propágalo (cm)
13
14
15
15.4
16
17
17.3
18
19
20
11.5
13.1
21
22.1
2.9
A propágulo (cm)
0.76
0.69
0.7
0.9
1.2
1.1
1.3
1
1.1
1.2
0.72
0.71
0.8
1
0.4
P Propágulo (g)
D pneumatóforos
(m-2)
H pneumatóforos
(cm)
H raíces aéreas
(m)
11.1
201
12.2
109
14
-
13.2
-
16.1
-
14.1
-
15.4
-
17
-
16
-
16
-
9.8
79
10.1
53
17
-
18.8
36
1.4
224
14.6
16
-
-
-
-
-
-
-
-
20.1
17.2
-
18.4
18.2
0.8
0.98
1.3
1.6
1.9
1.96
2
1.9
1.4
1.2
1.1
1.4
1.5
1.1
-
Figura 10. Plántulas tipo A, B, C de Rhizophora mangle en la bahía de Chetumal (ver texto para detalles).
Tipo C ha-1. Para A. germinans, 92000 plántulas Tipo
A ha-1; 20000 Tipo B ha-1; y no hubo Tipo C.
Estas proporciones nos indicarían que las
estrategias de vida de R. mangle en bahía de Chetumal
son más eficientes que las desplegadas por L.
racemosa; sin embargo, esto no es así, porque en el
mangle blanco deben sumarse al proceso de
reproducción sexual normal, vía caída de propágulos,
la capacidad de reproducirse en forma vegetativa que
puede ser muy efectiva. De hecho, en muchos sitios
que se encuentran permanentemente inundados, los
propágulos no pueden arraigarse en el suelo y por ello,
a partir de árboles maduros se generan nuevas plántulas
en la periferia de cada individuo adulto, formándose
una especie de roseta donde existen muchos árboles de
diferentes edades; allí los más jóvenes ocupan la parte
externa de esta estructura. Desafortunadamente sólo se
asociada a los bosques de manglar en el Río. En el
resto de las UM la presencia de especies de flora
asociada fue escasa.
Mortalidad de plántulas
La mortalidad es un fenómeno constante en los bosques
de manglar; ésta elimina a las plántulas más débiles,
crea los espacios necesarios y aumenta la reserva de
nutrientes en el suelo (para la sobrevivencia de las más
saludables). En R. mangle se observó una proporción
de 5.1: 2.0: 0.3 entre las plántulas Tipo A, B y C.
Extrapolando esos valores en ha para la reserva total de
plántulas de las tres especies estudiadas, encontramos
lo siguiente:
Para R. mangle, 51000 plántulas Tipo A ha-1;
20000 Tipo B ha-1; 3000 Tipo C ha-1. Para L. racemosa,
64000 plántulas Tipo A ha-1; 15000 Tipo B ha-1; 2000
58
Bosques de manglar
estudió una UM en A. germinans, por lo que no se
pudieron hacer comparaciones. Tanto en L. racemosa
como en A. germinans se ha observado que, a partir de
octubre, y a medida que diminuye el nivel de
inundación en los bosques, el piso se cubre
completamente de plántulas de ambas especies,
creciendo rápidamente durante los siguientes dos o tres
meses. Con la llegada de la época de secas se da una
elevada mortalidad en los bosques, factor que puede
explicar la enorme cantidad de plántulas observadas de
ambas especies. Sin embargo, estas cantidades son
bajas si las comparamos con aquellas registradas en
bosques del Pacífico mexicano y del Caribe de
Colombia, donde se han encontrado hasta 9.3 y 7.3
veces más plántulas de estas especies para estos tipos
de bosques (Tovilla y Orihuela 2002, Sánchez-Páez et
al 2000).
manglares de Norte y Sur América. Ciencia
Interamericana 1-15.
Cottam, G. y J. T. Curtis. 1949. A Method for
Making Rapid Surveys of Woodlands by Means of
Pairs of Randomly Selected Trees. Ecology 30:
101-104.
Curtis, J. T. y R. P. McIntosh. 1951. An upland
forest continuum in the prairie forests border
region of Wisconsin. Ecology 32:476-496.
Day, J. W., W. H. Conner, F. Ley-Lou, R. H. Day y
N. A. Machado. 1987. The Productivity and
descomposition of mangrove forest, Laguna de
Términos, México. Aquatic Botany 27:287-284.
Escobar, C. S. 2006. Fenología reproductiva,
producción y degradación de la hojarasca del
bosque de manglar en Laguna de Chantuto,
Chiapas México. Tesis. Tapachula: El Colegio de
la Frontera Sur.
FAO (Organización de las Naciones Unidas para la
Agricultura y la Alimentación). 1994. Directrices
para la ordenación de los manglares. Roma:
Estudio FAO Montes 117.
Gil, A. M. y P. B. Tomlinson. 1971. Studies on the
growth of red mangrove (Rhizophora mangle L.)
Growth and differentiation of aerial roots.
Biotropica 3:63-77.
Granados- Sánchez, D., G. López-Ríos, F. J. V.
Martínez y J. Martínez-Castillo. 1998. Los
manglares de Quintana Roo. Revista Chapingo,
Serie Ciencias Forestales y del Ambiente 4:253265.
Holdridge, L. R., W. C. Grenke, W. H. Hatheway, T.
Liang y J. A. Tosi. 1971. Forest environments in
tropical life zones. A pilot study. New York:
Pergamon Press.
Jiménez-Quiroz C. y F. González. 1996. Análisis de
la estructura del manglar de la laguna de Juluápan,
Col., México. Ciencia Pesquera 12:76-84.
Lahmann, E. J., S. C. Snedaker y M. S. Brown. 1987.
Structural comparisons of mangrove forests near
shrimpponds in southern Ecuador. Interciencia
12:240-243.
Landeros, J. A. S. 2005. Estructura del manglar en el
Sistema Lagunar de Chantuto, Reserva de la
Biosfera La Encrucijada, Chiapas México, Informe
Final de Servicio Social. Tapachula: El Colegio de
la Frontera Sur.
López-Portillo, J. A y E. Ezcurra. 2002. Los
Manglares de México: Una revisión. Madera y
Bosques, Número especial: 27-51.
Lugo, A. E. y S. C. Snedaker. 1974. The Ecology of
Mangroves. Annu. Rev. Syst. 5:87-98.
Mitsch, W. J. y J. Gosselink.1986. Wetlands. 3a ed.
New York: John Wiley & Sons.
Navarrete, A. J. y J. J. R. Oliva. 2002. Litter
production of Rhizophora mangle at Bacalar
Reconocimientos
Los autores del presente trabajo agradecemos de
manera especial a los alumnos de posgrado de la
materia “Vegetación Costera Tropical”, durante los
ciclos 2000 y 2001, quienes participaron de manera
entusiasta en la colecta de datos en campo, como parte
de las prácticas de esa materia: Teresa Álvarez
Legorreta, Gabriela Cruz-Piñón, Caribel Yuridia
López, Lizette I. Quan-Young y Mirna ValdezHernández,
Literatura Citada
Álvarez-Legorreta, T. 2000. Bahía de Chetumal,
Quintana Roo. En: Budgets for Yucatán Estuarine
Systems. Mexican and Central America Coastal
Lagoon Systems: Carbon, Nitrogen and
Phosphorus Fluxes, Regional Workshop eds. S.V.
Smith, J. Crossland y C.J. Crossland, 14-16. Texel:
LOICZ Reports & Studies 13.
Banus, M. y S. W. Kolehmainen. 1976. Rooting and
growth of red mangrove seedlings from thermally
stressed trees. En Thermal Ecology II, eds. G.W.
Esch y R.W. McFarland, 46-53. CONF 750425
Thechnical Information Center, ERDA.
Cintrón, G. e Y. Shaeffer-Novelli. 1983.
Introducción a la Ecología del Manglar.
Montevideo: Oficina Regional de Ciencia y
Tecnología de UNESCO para América Latina y el
Caribe – ROSTLAC.
Cintrón, G. e Y. Shaeffer-Novelli. 1984. Methods for
studying mangrove structure. En The mangrove
ecosystem: Research methods, Monographs on
Oceanographic Methodology 8, ed. S. C.
Snedaker, 91-13. London: UNESCO/SCOR.
Cintrón, G. y Y. Shaeffer-Novelli. 1985.
Características y desarrollo estructural de los
59
Tovilla, H. C. 1998. Ecología de los bosques de
manglar y algunos aspectos socioeconómicos de la
zona costera de Barra de Tecoanapa Guerrero,
México. Tesis. México: Universidad Nacional
Autónoma de México.
Tovilla, H. C.y D. E. B. Orihuela. 2002. Manual de
técnicas y métodos de restauración de zonas
alteradas en manglares. Tapachula, México: El
Colegio de la Frontera Sur.
Tovilla, H. C., J. C. P. de la Presa, R. L. R. Salas, E.
B. Romero, F. E. Ovalle y R. O. Gómez. 2005.
Inventario Forestal de los bosques de manglar de
la Costa de Chiapas, II Informe COCyTECH
abril–septiembre de 2005. Tapachula: El Colegio
de la Frontera Sur, Unidad Tapachula.
Twilley, R. R. 1989. Impacts of Shrimp Mariculture
Practices on Ecology of Coastal Ecosystems in
Ecuador. En Establishing a sustainable shrimp
mariculture industry in Ecuador. Eds. S. Olsen
and L. Arriaga, 91-120. Kingston::The University
of Rhode Island. Coastal Resources Center.
Twilley, R. R. y J. W. Day 1999. The productivity
and nutrient cycling of mangrove ecosystem. En
Ecosistemas de Manglar en América Tropical, eds.
A. Yánez-Arancibia y A. L. D. Lara, 127-152.
Instituto
de
Ecología
A.C.
México.
UICN/HORMA, Costa Rica. NOAA/NMFS.
Valdez, H. J. I. 1991. Estructura fisonómica del
bosque de mangle de la laguna de Agua Brava,
Nayarit. Tesis Profesional. México: División de
Ciencias Forestales, UACH.
Weisháupl, L. 1981. Plantas de mangue.
Contribuicáo ao cohecimento de Laguncularia
racemosa (L.,) Gaertn. F. (Combretaceae).
Disertacáo apresentada ao Instituto de Biociencias
da Universidae de Sáo Pulo. Brasil. Brasil:
Universidae de Sáo Pulo.
Yañez-Arancibia, A., D. Zarate-Lomeli, J. L. RojasGalaviz y G. Villalobos-Zapata. 1994. Estudio de
Declaratoria como Área Ecológica de Protección
de Flora y Fauna Silvestre de laguna de Términos,
Campeche. En El Ecosistema de manglar en
América Latina y la cuenca del Caribe: Su Manejo
y Conservación, ed. D.O. Suman, 144-151. Miami:
Rosenstiel School of Marine and Atmospheric
Sciences. University of Miami, Florida and The
Tinker Foundation Press.
Chico, Southern Quintana Roo, México.
Universidad y Ciencia 18:79-86.
Nuñez-Farfan, J., R. Dirzo, P. M. Quijano, P. C.
Domínguez y F. L. Eguiarte. 1996. Estudio
ecológico de las poblaciones de Rhizophora
mangle en México. Informe Final del Proyecto No.
B007. México: CONABIO.
Olsen, S., L. Arriaga y G. Foer. 1989. Actualización
de la acuicultura. En Establishing a Sustainable
Shrimp Mariculture Industry in Ecuador, eds. S.
Olsen y L. Arriaga, 11-15. Kingston: The
University of Rhode Island, Coastal Resources
Center.
Oyuela, O. 1994. Los manglares del Golfo de
Fonseca, Honduras. En El ecosistema de manglar
en América Latina y la Cuenca del Caribe: su
manejo y conservación, ed. D.O. Suman, 133-143.
Miami: Rosenstiel School of Marine and
Atmospheric Science. University of Miami,
Florida and The Tinker Foundation. New York
Press.
Pool, D. J., S. C. Snedaker y A. E. Lugo. 1977.
Structure of mangrove forest in Florida, Puerto
Rico, México and Costa Rica. Biotropica. 9: 195212.
Pulido, V. M. y H. C. Tovilla. 2003. Conservación y
Manejo del manglar en el área Natural Protegida
El Gancho Murillo de la costa de Chiapas, México.
Chiapas: Informe Final Ecosur- Gobierno
Municipal de Tapachula.
Rabinowitz, D. 1978. Early growth of mangrove
seedlings in Panama, and a hypothesis concerning
the relationship of dispersal and zonation. J.
Biogeographya 5:113-133.
Sánchez-Páez, H., G. H. Ulloa-Delgado y R.
Álvarez-León. 2000. Hacia la recuperación de los
manglares del Caribe de Colombia. Ministerio del
Medio Ambiente, Asociación de ReforestadoresACOFORE, Organización Internacional de
Maderas Tropicales-OINT. Proyecto PD/171/91.
REV 2 (F) Fase II, Etapa II “Conservación y
manejo para el uso múltiple y el desarrollo de los
manglares en Colombia.
Segura-Zamorano, D. T. 1997. Análisis de la
estructura del manglar y su relación con algunos
parámetros ambientales en La Laguna Panzacola,
Municipio de Villa de Comaltitlán, Chiapas. Tesis.
México: FES Zaragoza, UNAM, México.
60
8
Estudios de zooplancton: logros y retos
I. CASTELLANOS-OSORIO
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, 77900, Chetumal, Quintana Roo, México, ivancast@ecosur.mx
Resumen
Se revisaron todas las publicaciones referentes al zooplancton de la bahía de Chetumal desde
1991 hasta la fecha, registrándose 14 trabajos especializados relacionados a esta comunidad. Se
presenta una revisión de estos trabajos, todos ellos basados en muestras de zooplancton obtenidas
durante varios meses de 1990 y 1991. En general, la comunidad zooplánctica está dominada por
organismos del meroplancton (estadios larvarios de formas bénticas o nectónicas). De los 21
grupos del zooplancton que se han registrado en la Bahía, hasta la fecha se han identificado las
especies de 10 de ellos; cuatro de los cuales destacaron por su abundancia: las larvas de
decápodos, los huevos y larvas de peces, los copépodos y las apendicularias. Se presenta una
lista de las especies que han sido identificadas para cada uno de esos grupos, indicando la
literatura referente al registro de cada especie. El zooplancton de la Bahía se caracteriza por su
naturaleza estuarina, con escasa presencia de grupos marinos. Los estudios previos representan
una base para desarrollar nuevas iniciativas de investigación, que incluyen aspectos taxonómicos
y ecológicos de distintos grupos; estos antecedentes adquieren particular relevancia después de la
apertura artificial del canal Zaragoza, que está permitiendo el flujo de agua marina hacia la
Bahía, lo que ofrece una excelente oportunidad para investigar los efectos de este dragado en la
comunidad zooplánctica local.
Abstract
All the specialized publications (14) about the zooplankton of Chetumal bay were reviewed
starting from 1991. These works, mostly derived from a series of zooplankton samplings
carried out during several months during 1990 and 1991, are analyzed herein. In general, the
zooplanktic community is dominated by organisms of the meroplankton (larval stages of
benthic or nektonic forms). Out of the 21 zooplankton groups recorded from the bay, 10 have
been taxonomically studied and identified to the species level. Of these, four are among the
most abundant: decapod larvae, fish eggs and larvae, copepods, and appendicularians. A list
of the species of all the groups that have been recorded in the bay is presented together with a
reference to the original source of each record. In this bay, the zooplankton is characterized
by its estuarine nature, with a weak influence of marine elements; this is clearly a result of its
peculiar physiography. These studies represent a sound research baseline to develop new
efforts and surveys on the taxonomy and ecology of different taxa. Further, these data become
particularly relevant after the artificial opening of the canal de Zaragoza, which is allowing a
much more influx of marine water to the bay to evaluate the effects of this dredge channel on the
local zooplankton community.
Introducción
El conocimiento que se tiene actualmente acerca de la
composición, distribución, abundancia y ecología de
las comunidades zoopláncticas en ambientes marinos,
costeros y estuarinos del Mar Caribe Occidental, es
asimétrico. En algunas zonas el zooplancton ha sido
relativamente bien estudiado, como la zona de
surgencia de Cabo Catoche, pero en otras permanece
casi desconocido, como es el caso de Cozumel, lo que
ofrece una visión fraccionada de esta comunidad. Este
es un factor común en las áreas costeras tropicales de
América Central y de la región sureste de México.
La escasez general de estudios de zooplancton
en la región contrasta frente a la importancia que tiene
el conocimiento de su dinámica en sistemas costeros y
ECOSUR, 2009
Castellanos-Osorio
estuarinos. Las investigaciones sobre la diversidad y
biomasa del zooplancton tienen una relevancia particular
en ambientes costeros y estuarinos, ya que proveen de
información sobre patrones de crianza, estrategias de
distribución, depredación y su sobre poblaciones de
organismos de importancia económica (Ferraris 1982).
El zooplancton: 1) constituye el alimento de las
etapas tempranas de los recursos pesqueros, 2) puede
determinar la dinámica local de los recursos pesqueros,
ya que si es depredado puede causar disminuciones
sensibles en volúmenes de pesca, 3) muchas de sus
especies son consideradas como indicadoras de masas
de agua o de condiciones oceanográficas particulares,
4) la caracterización y el estudio de su dinámica es
particularmente útil para definir los movimientos de
masas de agua tanto en ambientes oceánicos como
costeros, 5) contiene la mayoría de los organismos
marinos en etapas tempranas de su vida, 6) permite
estimar la productividad general de un sistema con
evaluaciones de su biomasa y de la dinámica
poblacional de sus diversos grupos, y 7) algunas
medusas y sifonóforos tienen una notable relevancia
médica en las zonas costeras y arrecifales.
Dada la importancia del zooplancton, en esta
contribución se resumen los resultados de las
investigaciones sobre el zooplancton de la bahía de
Chetumal, un sistema costero-estuarino que representa
un interesante objeto de estudio regional.
globalmente con el patrón de cuatro zonas (oligohalina,
de mezcla, zona crítica y zona nerítica) reconocido desde
hace décadas para las lagunas costeras tropicales
(Rodríguez 1975).
Las densidades promedio anual y mensual del
zooplancton en la Bahía son relativamente bajas al
compararlas con sistemas costeros adyacentes (Gasca et
al. 1994), y este efecto puede estar asociado con la propia
estructura y fisiografía del sistema, con una boca
parcialmente cerrada y un frente oceánico menor que
limita la influencia hidrológica de origen marino. El lento
reciclamiento interno de las aguas (Lankford 1977), el
bajo aporte de nutrientes terrígenos y la escasez de flora
béntica (Huerta y Garza 1980, Quan-Young et al. 2006)
son factores que marcan la oligotrofía de este sistema
(Tabla 1). El relativo aislamiento de la influencia marina
restringe la productividad y la riqueza faunística de la
Bahía (Gasca et al. 1994).
Tabla 1. Características hidrológicas y fisiográficas de
la bahía de Chetumal, México.
Característica
Profundidad media
Superficie total
Intervalo de temperatura
Intervalo de salinidad
Oxígeno disuelto
Ingreso de agua dulce
Influencia marina
Origen geológico
Clima
Dinámica hidrológica
Áreas urbanas adyacentes
Contaminación urbana
Vegetación béntica
Antecedentes
Los estudios acerca del zooplancton en la bahía de
Chetumal se iniciaron hace más de 15 años (1990),
como una iniciativa del grupo de investigadores de
zooplancton del entonces Centro de Investigaciones de
Quintana Roo (CIQRO), con el apoyo del CONACYT.
La información que se ha generado en el transcurso de
estas investigaciones es prácticamente la primera
obtenida para la Bahía. Un análisis inicial del material
recolectado permitió producir, como grupo de
zooplancton, diversas publicaciones que abordan varios
aspectos del zooplancton de la Bahía (Gasca et al.
1994).
Con base en las afinidades de los organismos
zoopláncticos registrados (copépodos y quetognatos), se
ha encontrado que en la Bahía existen tres zonas más o
menos bien definidas: 1) una zona externa, hacia la boca,
que muestra la influencia faunística marina, 2) una zona
de mezcla de fauna residente y fauna de origen marino,
con mayor capacidad de tolerancia a las variaciones
salinas, y 3) una zona –la más extensa y en su parte
interna- de fauna propia del sistema, cuyo límite principal
hacia el exterior es el frente salino formado por el agua
marina. Este patrón ha sido descrito con referencia a la
distribución de copépodos (Suárez-Morales, 1994) y
apendicularias (Castellanos et al. 1995), y coincide
Valor
3.2 m
1,098 km2
25 – 32 °C
2 – 26 UPS
6.19 mgL-1 (Chavira-Martínez et al. 1992)
Sí, abundante
Baja
Cárstico (Contreras 1985)
Aw 1 (x) i, cálido subhúmedo
Baja energía (Lankford 1977)
Sí
Sí
Escasa
La Bahía representa un sistema heterogéneo
desde el punto de vista hidrológico, con frentes salinos
marcados por la influencia estuarina, en su extremo
interno, y el reducido frente oceánico, en el externo. Ello
favorece una cierta homogeneidad en la comunidad
zooplánctica, ya que predomina la comunidad residente,
que consiste de especies eurihalinas que pueden
desarrollarse en las condiciones de salinidad variable; el
gradiente es de 2-26 UPS, una condición en la cual se
desarrollan sólo especies tolerantes a esa variabilidad
salina. Aunque las larvas de peces y de decápodos
representan un componente importante del zooplancton
local, es probable que la mayor parte de estos organismos
sean exportados como larvas o ingresen al sistema a
partir de sus etapas juveniles.
En conjunto, los estudios mencionados (Gasca
et al. 1994, Suárez-Morales 1994, Castellanos et al.
1995) contribuyen al conocimiento de los distintos
grupos de organismos que conforman el zooplancton en
los sistemas litorales del estado. Además, atienden los
aspectos fundamentales de la comunidad zooplánctica,
como son su abundancia, distribución y composición
62
Zooplancton
específica, lo mismo que algunas cuestiones ecológicas
que ayudan a conocer y entender la dinámica e
interacciones entre los organismos zoopláncticos y su
medio.
Por su parte, Pusey (1964) analizó los
sedimentos en la región septentrional de Belice y en su
trabajo incluyó a la bahía de Chetumal, mientras que
Wantland (1969) estudió la composición de los
foraminíferos en las lagunas costeras de Belice. Sin
embargo, los primeros conocimientos sistematizados en
la Bahía se refieren a estudios hidrobiológicos (González
y Caballero 1983) y sobre la composición y diversidad
del fitoplancton (Santillán y Negrete 1987).
También existen documentos no publicados que
contienen resultados de estudios realizados por distintas
instancias gubernamentales como la Secretaría de Marina
(SEDEMAR), la Secretaría de Desarrollo Urbano y
Ecología (SEDUE), el Centro de Estudios Tecnológicos
del Mar (CET del Mar) y la Comisión de Agua Potable y
Alcantarillado (CAPA); en todos los casos han sido
dirigidos a conocer los niveles de contaminación en la
zonas aledañas a la ciudad de Chetumal (Chavira 1988) y
los efectos de las descargas de aguas negras sobre la vida
bacteriana y plánctica (Cano y Flores 1989) (Tabla 1).
Figura 1. Área de estudio y ubicación de las estaciones
de muestreo en la bahía de Chetumal, Quintana Roo,
México.
Chetumal. Se infiere que la predominancia de las
formas meropláncticas (larvas de decápodos y huevos y
larvas de peces, principalmente) en la Bahía se
relaciona con: 1) la baja energía del sistema que
permite una retención de estas formas dentro del
sistema, 2) el traslape reproductivo de diversos
organismos del necton y del bentos, y 3) la presencia
de vegetación costera (manglar), que ofrece refugio a
esos estadios. La Bahía se ha descrito como un
importante criadero de larvas de crustáceos decápodos
y de larvas de peces (clupeidos, blénidos y
tripterigidos) (Vásquez-Yeomans et al. 1993; VásquezYeomans y González-Vera 1994). Estas condiciones
propicias para el desarrollo de estadios larvarios de
peces, se ven favorecidas por la virtual ausencia de
depredadores zoopláncticos, como los quetognatos, las
medusas y los sifonóforos (Suárez-Morales et al.
1995).
En la bahía de Chetumal se ha registrado a las
larvas de decápodos como los organismos más
abundantes del zooplancton. Este grupo, junto con los
copépodos y las apendicularias, constituyó el 98.6 % del
total del zooplancton recolectado en 1990–1991 (Gasca y
Castellanos 1993). También se ha observado una escasa
presencia de grupos marinos (sifonóforos, quetognatos),
debido a la reducida influencia de aguas marinas y a que
recibe aportes importantes de agua dulce, provenientes de
las lagunas Shipstern y Guerrero, de los ríos Hondo y
Nuevo, y de varios "creeks" (arroyos) y de “ojos de agua”
(Gasca y Castellanos 1993).
Métodos
Para realizar esta revisión se consultaron fuentes
documentales disponibles, y la mayor parte de esta
información se encuentra resumida en el trabajo de Gasca
y colaboradores (1994). El material zooplánctico se
recolectó durante los meses de agosto, octubre y
diciembre de 1990 y en febrero y mayo de 1991, en 13
estaciones de muestreo (Fig. 1). En cada estación se
midió la temperatura y la salinidad del agua superficial.
Los arrastres fueron circulares y superficiales, con una
duración de 10 min, a una velocidad aproximada de 2
nudos, utilizando una red de boca cuadrada de 0.45 cm
por lado, con malla filtrante de 0.3 mm. El volumen de
agua filtrada se estimó mediante un flujómetro digital
tipo torpedo General Oceanics. El volumen promedio de
agua filtrada por la red durante los arrastres fue de
aproximadamente 220 m3, con un mínimo 149.5 m3 y un
máximo de 299.4 m3. Las muestras se fijaron y
preservaron en una solución de formalina al 4 %,
amortiguada con una solución saturada de borato de
sodio (Smith y Richardson 1979). En el laboratorio se
estimó la biomasa y se analizó la composición y
abundancia del zooplancton recolectado.
Las condiciones de baja salinidad y de un aporte
limitado de aguas marinas se ven reflejadas en las
características del zooplancton de la bahía de
63
Castellanos-Osorio
A continuación se presenta la información que
existe respecto a los distintos taxa del zooplancton que
se han registrado en la Bahía, y se incluyen
comentarios acerca de su composición, distribución y/o
abundancia en este sistema costero.
afinidad marina suele estar asociada a las intrusiones
marinas en estos sistemas semi-cerrados y pueden ser
considerados como indicadores locales de la
transgresión marina al interior del sistema.
Tabla 2. Lista de especies del zooplancton registradas en
la bahía de Chetumal y el canal de Bacalar Chico.
HOLOPLANCTON
Foramíniferos
Se caracterizan por estar cubiertos por una concha que
tiene perforaciones por las que el animal extiende sus
prolongaciones cuniculares. Son raros en ambientes
costeros pero están ampliamente distribuidos en los
océanos, principalmente en las regiones tropicales y
subtropicales. En la bahía de Chetumal sólo se ha
registrado a Palmerinella palmerae (Tabla 2), un
foraminífero béntico (Gasca et al. 1996).
Grupo
Foraminíferos
Medusas
Sifonóforos
Copépodos
Medusas
Son cnidarios ampliamente distribuidos en los
ambientes marinos y costeros en todas las latitudes; son
formas depredadoras que se alimentan de otros
zoopláncteres. Algunas especies costeras, como
Linuche
unguiculata,
muestran
agregaciones
importantes en las aguas del Mar Caribe durante la
primavera (Segura-Puertas 2002), sin embargo, no se
internan en zonas estuarinas. En la bahía de Chetumal
se han registrado cinco especies (Tabla 2) y de ellas
destaca Eucheilota duodecimalis var. parvum ya que
representó el 98 % del total de las medusas
recolectadas (Segura-Puertas 2002, Suárez-Morales et
al. 1995). El escaso número de especies y su baja
densidad confirman la baja diversidad faunística y la
poca afinidad marina de esta Bahía; también contrasta
con la alta diversidad de medusas que se ha registrado
en aguas oceánicas adyacentes (Suárez-Morales et al.
1999) y en la bahía de la Ascensión, un sistema costero
de Quintana Roo con mayor influencia marina
(Zamponi y Suárez-Morales 1991; Suárez-Morales et
al. 1997, Zamponi et al. 1999). En el canal de Bacalar
Chico, región adyacente a la Bahía, se observan
decenas de individuos de Cassiopea xamachana, una
medusa de hábitos bénticos, cubriendo el fondo del
canal.
Decápodos
Misidáceos
Tanaidáceos
Apendicularias
Quetognatos
Peces (larvas) *
1
Especie
Palmerinella palmerae
Eucheilota duodecimalis var.
parvum
Clytia mccrady
C. gelatina
Eirene pyramidalis
Cassiopea xamachana
Diphyes dispar
Acartia tonsa
A. lilljeborgii
Tortanus (A.) angularis
Paracalanus quasimodo
Corycaeus amazonicus
C. subulatus
Oithona simplex
Labidocera scotti
Labidocera sp. (C IV – V)
Calanopia americana
Nannocalanus minor
Temora turbinata
Parvocalanus crassirostris
Lucifer faxoni
Palaemon northropi
Leptodius floridanus
Sesarma ricordi
Alpheus sp.
Paleomonetes sp.
Munida sp.
Axiidae
Penaeidae
Bowmaniella sp
Hoplomachus propinquus
Hargeria rapax
Leptochelia dubia
Oikopleura dioica
Ferosagitta hispida
Jenkinsia lamprotaenia
Oligoplites saurus
Thunnus atlanticus
Referencia
5
6, 10
6, 10
6, 10
6, 10
(obs. pers.)
5
7, 8, 9, 11
7, 8, 9, 11
7, 8
7, 8
7, 8
11
7, 8
7, 8
7, 8
7, 8
7, 8
7, 8
9, 11
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
12
12
12
2, 3, 9
5
13, 14
13, 14
13, 14
Castellanos (1992), 2Castellanos et al. (1995), 3 Gasca,
R. e I. Castellanos (1993), 4Gasca et al. (1994), 5Gasca
et al. (1996), 6Segura-Puertas et al. (1995), 7SuárezMorales (1994), 8 Suárez-Morales (1995), 9 SuárezMorales y Gasca (1992), 10 Suárez-Morales et al.
(1995), 11 Suárez-Morales et al. (1991), 12 SuárezMorales et al. (2004), 13 Vásquez-Yeomans y
González-Vera (1994), 14 Vásquez-Yeomans et al.
(1993). * Sólo se indican aquí las larvas identificadas a
nivel de especie; los géneros y familias de las demás
larvas de peces se pueden ver en los trabajos de
Vásquez-Yeomans et al. (1993) y Vásquez-Yeomans y
González-Vera (1994).
Sifonóforos
Estos cnidarios son colonias de pólipos que están
especializados para realizar funciones como la
alimentación, defensa, flotación, etc., y están
dispuestos alrededor de un eje principal frecuentemente
asociado a un flotador o neumatóforo. La presencia de
estos organismos es ocasional en la bahía de Chetumal,
donde sólo se observó al calicóforo Diphyes dispar
(Tabla 2) en la región más externa de este sistema
(Gasca et al. 1994). Es importante señalar que la
presencia y distribución de estos zoopláncteres de
64
Zooplancton
Copépodos
Son microcrustáceos que habitan en prácticamente
todos los ambientes acuáticos. Generalmente representa
entre el 70 y el 90 % de la comunidad zooplánctica en
ambientes costeros y neríticos; sin embargo, en la bahía
de Chetumal, representó menos del 15 % del total, por
debajo de las larvas de decápodos. Los acártidos,
formas con una notable tolerancia a cambios de
salinidad, fueron los que dominaron la comunidad de
copépodos (Tablas 2 y 3) en el plancton de la Bahía; de
este grupo destacan Acartia tonsa, relacionada con las
zonas más internas y de menor salinidad en la Bahía, y
A. lilljeborgi, más común en las zonas media y externa,
con salinidades relativamente mayores. En la Bahía se
han encontrado nueve especies y un género
(Labidocera sp.) (Tabla 3), destacando la presencia de
Tortanus (Acutanus) angularis, una especie
aparentemente endémica de la zona, ya que sólo se ha
registrado en Chetumal y en las costas de Belice
(Gasca et al. 1994, Suárez-Morales et al. 1991, SuárezMorales 1994). Al igual que en el caso de las medusas,
la baja diversidad de copépodos en la Bahía contrasta
con la de la zona oceánica adyacente (Suárez-Morales
y Gasca 2000) y con la de la bahía de la Ascensión,
donde se han registrado más de 35 especies (SuárezMorales y Gasca 1996).
Tabla 3. Abundancia y afinidad de los copépodos recolectados en la bahía de Chetumal.
Especie
Acartia tonsa
A. lilljeborgii
Tortanus (A.) angularis
Paracalanus cuasimodo
Corycaeus amazonicus
C. subylatus
Oithona simplex
Labidocera scotti
Labidocera sp. (C IV-V)
Calanopia americana
Calanus minor
Parvocalanus crassirostris
Abundancia local
abundante
abundante
común
común
común
rara
común
rara
rara
rara
ocasional
rara
Decápodos
En el zooplancton, los crustáceos decápodos
normalmente están representados por larvas en
distintos estadios de desarrollo; en la Bahía llegan a ser
muy abundantes e incluso en ciertas épocas
predominan ampliamente en la comunidad, pues llegan
a representar más del 60 % de la abundancia numérica
del zooplancton (Castellanos 1992). Como organismos
holopláncticos existen muchas especies de decápodos,
los más frecuentes en zonas costero-estuarinas son los
sergéstidos, representados principalmente por especies
de Lucifer y Sergestes; sin embargo, en la bahía de
Chetumal sólo se identificó una especie (Tabla 2): L.
faxoni (Gasca et al. 1994).
Afinidad ecológica
estuarina /manglar
estuarina/costera
estuarina/costera
costera/nerítica
costera/nerítica
costera/nerítica
estuarina/manglar
estuarina/costera
estuarina/manglar
estuarina/nerítica
nerítica/oceánica
estuarina/costera
Afinidad biogeográfica
tropical/subtropical
tropical
tropical
tropical
tropical
tropical
tropical
sólo se encontró a esa especie (Ferosagitta hispida;
Tabla 2) y la mayoría de los ejemplares observados
eran juveniles, lo que implica que existe actividad
reproductiva al interior de la Bahía, a pesar de que las
fluctuaciones salinas podrían no favorecer el
establecimiento de poblaciones de este grupo
típicamente marino (Gasca et al. 1994). En la
comunidad de quetognatos de las aguas oceánicas
adyacentes (Gasca et al. 1996) y de la Bahía de la
Ascensión se hacen evidentes las diferencias respecto a
la Bahía por la mayor abundancia y diversidad de este
grupo (Hernández-Flores et al. 2005).
Apendicularias
Son uno de los grupos de animales protocordados que
han logrado colonizar los ambientes pelágicos; son
relativamente
diversos
en
aguas
oceánicas
superficiales. Algunas especies ingresan a los sistemas
costeros, aunque no se desarrollan como lo harían en
condiciones marinas ya que sólo alcanzan tallas
pequeñas, por lo que su identificación es difícil. En la
bahía de Chetumal sólo se observó una especie (Tabla
2), Oikopleura dioica, que por sí sola ocupó el tercer
lugar en abundancia. Esta especie suele ser abundante y
de amplia distribución en zonas costeras y de transición
Quetognatos
Este es uno de los grupos más relevante de
depredadores del zooplancton, también conocidos
como “gusanos flecha”; son muy abundantes y
frecuentes en el zooplancton oceánico y costero. Por lo
general, sólo unas pocas especies llegan a internarse a
zonas muy cercanas a las costas o aparecen en
ambientes de salinidad media. Por ejemplo, en la
laguna Nichupté la comunidad de quetognatos está
formada casi exclusivamente por Ferosagitta hispida
(Alvarez-Cadena et al. 1996). En la bahía de Chetumal
65
Castellanos-Osorio
pues tolera condiciones de salinidad variable como las
presentes en la Bahía (Castellanos et al. 1994).
adultos (Vásquez-Yeomans et al. 1993, VásquezYeomans y González-Vera 1994). En la Bahía se
identificaron tres especies, 11 géneros y 11 familias
(Tabla 2). En el canal de Bacalar Chico se observaron
57 familias durante diciembre de 1999 - diciembre de
2000 (Vasquez-Yeomans, com per.).
MEROPLANCTON
Decápodos
Los huevos y las larvas de los crustáceos son comunes
en el plancton y en ciertas épocas del año llegan a ser
los componentes predominantes. La identificación de
las larvas de crustáceos es muy difícil y en muchos
casos resulta imposible, por lo que se hace necesario
realizar cultivos para obtener la forma adulta y así
poder efectuar una correcta identificación de la especie.
En la bahía de Chetumal se lograron identificar 2
especies, 3 géneros
y dos familias (Tabla 2),
representando en conjunto más del 50 % del total
(Gasca et al. 1994). Esta fracción del zooplancton de la
Bahía representa un verdadero reto de investigación, ya
que es el componente más abundante de la comunidad;
ello abre múltiples vertientes de estudio que incluye los
aspectos taxonómicos, pero también los de análisis del
desarrollo larvario, las estrategias reproductivas de las
especies, sus patrones de distribución y su dinámica
poblacional.
OTROS GRUPOS
Otros grupos (10) de organismos presentes en la
comunidad zooplánctica de la bahía de Chetumal no
han sido identificados, como los ctenóforos, los
poliquetos bénticos, los ostrácodos, los concostráceos,
las larvas de cirripedios, los anfípodos bénticos, los
cumáceos, los oligoquetos, los isópodos y los moluscos
bivalvos (Castellanos 1992, Gasca et al. 1994). Cada
uno representa un trabajo potencial de investigación
tanto en términos de su taxonomía como en los
aspectos ecológicos.
Conclusiones
Con base en esta revisión puede señalarse que se han
cubierto algunos de los temas básicos acerca del
zooplancton de la Bahía, y el esfuerzo para identificar
las especies de los diferentes grupos del zooplancton,
ha sido considerable. En esta tarea han participado
varios biólogos, y el grupo de trabajo del Laboratorio
de Zooplancton de El Colegio de la Frontera Sur
(ECOSUR) ha continuado y consolidado esta labor.
Este proceso ha permitido que el conocimiento básico
sobre el zooplancton de este sistema y sobre otros
ambientes acuáticos de Quintana Roo mantenga un
crecimiento continuo. En estos esfuerzos también han
intervenido colegas de otras instituciones (v.gr. el
Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, de la
UNAM, y el Instituto Nacional para la Investigación y
Desarrollo Pesquero, Mar del Plata, que han
colaborado con el grupo de ECOSUR en distintas
iniciativas.
Aunque se han dado los primeros pasos en el
conocimiento de la taxonomía y ecología del
zooplancton de las costas y mares de Quintana Roo,
incluyendo la bahía de Chetumal, quedan temas de
estudio de gran importancia que aún presentan retos
que debe ser atendidos, entre los que se encuentran: 1)
el análisis de la amplitud y ritmos de las migraciones
verticales y horizontales del zooplancton, 2) las
variaciones e interacción de la productividad primaria y
secundaria de los diversos sistemas costeros del estado,
3) las relaciones tróficas en la comunidad zooplánctica,
4) los ciclos de vida y cultivo de los crustáceos,
principalmente de los decápodos, y 5) el efecto de la
dinámica hidrográfica (balance de aguas dulces y
marinas, flujos de mareas, tiempo de residencia de las
aguas, variaciones estacionales) en la comunidad del
zooplancton en distintas escalas espaciales y
Misidáceos
Este es un grupo de crustáceos que ha sido muy poco
estudiado en aguas del Caribe mexicano; su presencia
en las muestras de zooplancton es frecuentemente baja
y en la Bahía sólo se ha llegado a identificar un género:
Bowmaniella sp. (Gasca et al. 1994) (Tabla 2). El
estudio taxonómico y de la distribución de este grupo
representa también una invitación a nuevas iniciativas
de investigación.
Tanaidáceos
Son crustáceos peracáridos comunes en las muestras y
suelen predominar en el bentos tropical; están
asociados a distintos tipos de ambientes (pastos
marinos, manglar, algas y arena). Se encuentran
ocasionalmente en las muestras de zooplancton,
principalmente en ambientes costeros someros, como
resultado de su integración temporal a la columna de
agua o por efecto del paso de la red de muestreo. En la
bahía de Chetumal sólo se reconoce la presencia de tres
especies (Suárez-Morales et al. 2004) (Tabla 2); sin
embargo, se trata de un grupo muy interesante y con
una notable complejidad taxonómica que merece ser
estudiado con mayor detalle en este sistema.
Peces
Los huevos y larvas de peces (ictioplancton) son
elementos importantes del zooplancton y se encuentran
durante todas las épocas del año. El estudio de estas
etapas nos permite conocer la biología de las diferentes
especies en relación con las condiciones ambientales,
para detectar las posibles áreas de concentración de los
66
Zooplancton
temporales. La apertura reciente del canal de Zaragoza
que conecta la zona costera del Mar Caribe con la bahía
de Chetumal se presenta como una oportunidad para
comparar los indicadores básicos de la comunidad
actual con la que se describe aquí, antes de esta
conexión. De esta manera se podrá evaluar el efecto de
esta apertura en la composición, distribución y
abundancia de los distintos grupos que conforman el
zooplancton local.
Castellanos, I. 1992. Distribución y abundancia del
zooplancton en la Bahía de Chetumal, Q. Roo
(agosto 1990-junio 1991). Tesis de Licenciatura.
ITCh. Chetumal, México.
Castellanos, I., R. Gasca y G. Esnal. 1995.
Apendicularias de dos sistemas costeros del Mar
Caribe. Sian Ka’an. Ser. Documentos 2:18-22.
Chavira, M. D. 1988. Resultados preliminares del
estudio de la calidad del agua en la Bahía de
Chetumal, Q. Roo. SEDUE. Delegación Estatal
en Quintana Roo. Informe interno:1-18.
Chavira-Martínez, D., J. Briseño-González, A. Negroe,
J. A. Pérez-Cetina, T. Sánchez y R. Hoil. 1992.
Diagnóstico de la calidad del agua en la Bahía de
Chetumal, Q. Roo. Avacient. 13:16-61.
Contreras, F. 1985. Las lagunas costeras. México, D.F.
Centro de ecodesarrollo. Secretaría de Pesca.
Gasca, R. e I. Castellanos. 1993. Zooplancton de la
Bahía de Chetumal, Mar Caribe, México. Rev.
Biol. Trop. 41(3):619-625.
Gasca, R., I. Castellanos y E. Suárez-Morales. 1994.
Análisis preliminar y perspectivas de una
comunidad ecológica fronteriza: el zooplancton
de la Bahía de Chetumal. En Estudio integral de
la frontera México-Belice. Recursos Naturales,
ed. E. Suárez, 119-132. Chetumal, México:
CIQRO.
Gasca, R., E. Suárez-Morales y J. N. Alvarez-Cadena.
1996. Chaetognath assemblages in the Mexican
Caribbean Sea (1991). Carib. Mar. Stud. 5:41-50.
Gasca, R., E. Suárez-Morales y L. Vasquez-Yeomans.
1994. Estudio comparativo del zooplancton
(biomasa y composición) en dos bahías del Mar
Caribe mexicano. Rev. Biol. Trop. 42(3):595-604.
Gasca, R., E. Suárez-Morales, L. Vasquez-Yeomans, I.
Castellanos-Osorio, R. M. Hernández-Flores y A.
González-Vera. 1996. Composición específica,
distribución, abundancia y aspectos ecológicos
del zooplancton del Mar Caribe mexicano.
Informe
Técnico.
ECOSUR/CONACYT.
Chetumal, México:122+ apéndices.
González, T. y P. Caballero. 1983. Análisis preliminar de
las características hidrobiológicas y producción en
la Bahía de Chetumal, Q. Roo, durante 1983. 16 p.
(sin publicar).
Hernández-Flores, R. M., E. Suárez-Morales y R.
Gasca.
2005.
Seasonal
distribution
of
Chaetognatha in a Mexican neotropical bay
during a year cycle. J. Coast. Res. 21:183–189.
Huerta, L. y A. Garza. 1980. Contribución al
conocimiento de la flora marina de la zona sur del
litoral de Quintana Roo, México. An. Esc. Nac.
Cienc. Biol. 23:25-44.
Lankford, R.R. 1977. Coastal lagoons of Mexico. Their
origins and classification. En Estuarine proceses,
Recomendaciones
Es necesario monitorear mensual o estacionalmente las
poblaciones de zooplancton, con el propósito de
evaluar sus variaciones y el efecto que sobre esta
comunidad de organismos tendrían las concentraciones
de agentes contaminantes que ingresan a la Bahía en
las áreas donde hay asentamientos humanos.
También es importante realizar estudios sobre
los procesos físicos, químicos y biológicos que regulan
la dinámica del sistema y que contribuyen a las
variaciones de las poblaciones de organismos dentro de
la Bahía.
Ya que la Bahía es un refugio para la
población del manatí del Caribe, que se encuentra en
esta región limítrofe (México-Belice), es necesario
poner particular importancia a las áreas de pastos
marinos y manglares, ya que no solo son zonas de
alimentación y protección para esta especie de
mamífero marino, sino también son áreas de crianza y
refugio para muchas larvas, juveniles y adultos de
especies de peces y decápodos, algunos de importancia
comercial.
Reconocimientos
Al Dr. Eduardo Suárez y a la M.C. Rebeca Gasca por
sus valiosos comentarios y sugerencias que sirvieron
para enriquecer este trabajo.
Literatura citada
Álvarez-Cadena, J. N., E. Suárez-Morales y J.
McLelland. 1996. Observations on an isolated
population
of
Sagitta
hispida
Conant
(Chaetognatha) in a tropical lagoon system of
Northeast Yucatan (Mexico). Gulf. Res. Rep.
9(3):197-204.
Cano, I. G. y J. R. Flores, 1989. Estudio del efecto que
causan las descargas de aguas negras y el drenaje
pluvial sobre la vida bacteriana, planctónica y en
las variaciones de algunos parámetros físicoquímicos en la zona colindante de la Cd. de
Chetumal con su bahía. SEDEMAR. Informe
Técnico:23+ 40 figuras y tablas.
67
Castellanos-Osorio
ed. M. Wiley, 182-215. New York: Academic
Press.
Rodríguez, G. 1975. Some aspects of the ecology of the
tropical estuaries. En Ecological studies. Tropical
ecological systems. Vol. II, eds. E. Goley y E.
Medina. 313-333. New York: Springer-Verlag.
Quan-Young, L. I., S. G. Jiménez-Flores y J. EspinozaAvalos. 2006. Benthic flora and reproduction of
Batophora
spp.
algae
(Chlorophyta:
Dasycladaceae) in a polluted coastal lagoon
(Chetumal Bay, Mexico). Rev. Biol. Trop.
54(2):341-355.
Santillán, G. y G. Negrete. 1987. Colecta y determinación
de plancton de la bahía de Chetumal, Q. Roo,
durante el período verano-otoño de 1987. Reporte
de Servicio. UNAM. 69.
Segura-Puertas, L. 2002. Las medusas (Cnidaria) del
Caribe mexicano. En Planctología Mexicana, eds,
M. T. Barreiro-Guemes, M. E. Meave-Castillo,
M. Signoret-Poillon y M. G. Figueroa-Torres.
213-218. México: Sociedad Mexicana de
Planctología, A. C.
Segura-Puertas, L., E. Suárez-Morales, y R. Gasca.
1995. Sistemática e identificación de las medusas
(Cnidaria: Hydrozoa) de la Bahía de Chetumal.
AvaCient. 13:28-39.
Suárez-Morales, E. 1994. Copépodos pláncticos de la
Bahía de Chetumal, México (1990-1991). Carib.
J. Sci. 30(3-4):181-188.
Suárez-Morales, E. 1995. Clave ilustrada para la
identificación de los copépodos pláncticos de la
Bahía de Chetumal. AvaCient. 12:16-24.
Suárez-Morales, E. y R. Gasca. 1992. Zooplankton
composition of two different bays of the eastern
coast of Yucatán Peninsula, Mexico: a
comparative study. Plankton Newsletter. 17:2822.
Suárez-Morales, E. y R. Gasca. 1996. Planktonic
copepods of Bahía de la Ascensión, Caribbean
coast of Mexico: a seasonal survey. Crustaceana.
69(2):162-174.
Suárez-Morales, E. y R. Gasca. 2000. Epipelagic
copepod assemblages in the Western Caribbean
Sea (1991). Crustaceana. 73 (10):1247-1257.
Suárez-Morales, E., L. Segura-Puertas y R. Gasca.
1995. Medusas (Cnidaria: Hydrozoa) de la Bahía
de Chetumal, Quintana Roo, México (19901991). Carib. J. Sci. 31:234-251.
Suárez-Morales, E., L. Segura-Puertas and R.Gasca.
1999. Medusan (Cnidaria) assemblages of the
Caribbean coast of Mexico. J. Coast. Res. 15
(1):140-147.
Suárez-Morales, E., M. O. Zamponi y R. Gasca. 1997.
Hydromedusae (Cnidaria: Hydrozoa) of Bahía de
la Ascensión, Caribbean coast of Mexico: a
seasonal survey. Proc. of the 6th International
Conference on Coelenterate Biology. National
Natuurhistorisch
Museum,
Leiden,
The
Netherlands: 465-472.
Suárez-Morales, E., R. Gasca, L. Vásquez-Yeomans,
R. M. Hernández, A. González-Vera y I.
Castellanos. 1991. Fauna planctónica. En
Estudios ecológicos preliminares de la zona sur
de Quintana Roo, eds, Camarena-Luhrs, T. y S.
Salazar-Vallejo. 92-116. Chetumal, México:
CIQRO.
Suárez-Morales, E., R. W. Heard, S. García-Madrigal,
J. J. Oliva-Rivera y E. Escobar-Briones. 2004.
Catálogo de los tanaidáceos (Crustacea:
Peracarida)
del
Caribe
mexicano.
SEMARNAT/ECOSUR/CONACYT: 1-121.
Vásquez-Yeomans, L. y M. A. González-Vera. 1994.
Ictioplancton de la Bahía de Chetumal. En
Estudio integral de la frontera México-Belice.
Recursos Naturales, ed. E. Suárez-Morales, 133142. Chetumal, México: CIQRO.
Vásquez-Yeomans, L., A. González-Vera, R. GascaSerrano, E. Suárez-Morales, R. M. HernándezFlores. e I. Castellanos-Osorio. 1993. El
ictioplancton costero del Caribe mexicano:
análisis comparativo de dos bahías. Reporte final.
CIQRO/CONACYT. Chetumal, México: 1-189.
Zamponi, M.O. y E. Suárez-Morales. 1991. Algunas
hidromedusas del Mar Caribe mexicano, con la
descripción de Tetraotoporpa siankanensis gen. et
sp. nov. (Narcomedusae: Aeginidae). Spheniscus.
9:41-46.
Zamponi, M.O., E. Suárez-Morales y R. Gasca. 1999.
Dos especies nuevas de Irenium (Cnidaria,
Hydrozoa, Leptomedusae) en una bahía del
Caribe Mexicano. Rev. Biol. Trop. 47
(Supl.1):213-220.
68
9
Distribución y abundancia de los nemátodos
en el gradiente salino río Hondo - Bacalar Chico
A. DE JESÚS-NAVARRETE Y Z.V. GÓNGORA-PECH
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México.
alberto@ecosur.mx
Resumen
Se investigaron la distribución y la abundancia espacio - temporal de los nemátodos en el
gradiente salino río Hondo-Bacalar Chico en tres temporadas climáticas: lluvias, nortes y
secas. En la columna de agua se midieron la temperatura, el oxígeno disuelto y la
salinidad. En el sedimento se determinaron la temperatura, pH y Eh. Se recolectaron
sedimentos por duplicado con un tubo de PVC de 5 cm de diámetro; una muestra se
destinó para el análisis de fauna y la otra para el análisis de los sedimentos. Los
organismos se separaron de los sedimentos por elutriación, se montaron en laminillas de
vidrio y se identificaron a nivel de género. Se separaron a los organismos de acuerdo con
su tipo de alimentación y se determinaron la diversidad (H'), la riqueza de géneros (R) y la
equidad (E). Los datos de abundancia se sometieron a un análisis de clasificación
jerárquica con el índice de Bray-Curtis. La temperatura del agua osciló de 26.1 ºC a 30.0
ºC, mientras que en los sedimentos fue de 23.5 ºC como mínimo y 31.4 ºC como máximo.
El contenido de oxígeno osciló de 2.9 mg l-1 a 7.4 mg l-1. La salinidad varió de 1.5 ‰ a
35.8 ‰. Los sedimentos fueron arenas medianas y gruesas bien clasificadas, con
relativamente altos contenidos de materia orgánica (2.3 % a 17.7 %). Para las tres épocas
se obtuvieron 4322 organismos, representados en 134 géneros: los más abundantes fueron
Spirinia, Paradesmodora sp. 2, Viscosia, Desmodora sp. 1, Theristus, Terschellingia,
Paradesmodora sp. 1, Axonolaimus, Daptonema, Ceramonema, Ptycholaimellus,
Desmodora sp. 5, y Leptonemalla. En el sitio M6 hubo mayor abundancia de nemátodos
(811), seguida por los sitios M3 y M8 con 774 y 732 respectivamente. M7 y M9 tuvieron
la menor abundancia, con 147 y 136 organismos. Los nemátodos carroñeros dominaron en
lluvias (38 %), mientras que los alimentadores de depósito dominaron en nortes y secas
(40 % y 56 %, respectivamente). La diversidad más alta (4.83 bits ind-1) se encontró en
nortes, en la estación M6, y la más baja (0.92 bits ind-1) en lluvias, en el sitio M7. El
análisis de conglomerados reveló la presencia de tres grupos bien definidos, relacionados
con las características ambientales. A pesar de las diferencias en la abundancia y en el
número de géneros, se observó que la distribución de los organismos fue amplia, lo que
indica que tienen alta tolerancia a fluctuaciones ambientales; sin embargo, se debe
considerar que la distribución de los nemátodos depende de muchos otros factores físicos
y biológicos, como la composición de los sedimentos y la cantidad de alimento disponible.
Abstract
The distribution and abundance of nematodes along the saline gradient of río HondoBacalar Chico was studied during three climatic seasons: rainy, cold and dry.
Temperature, dissolved oxygen and salinity were measured in the water column. In
sediment, temperature, pH and Eh were determined. Sediment samples were collected by
duplicate with a PVC tube 5 cm in diameter: one sample was used for fauna analysis and
the other one for sediment analysis. Organisms were separated by elutriation and mounted
in glass slides, being identified to a generic level. Organisms were classified according to
ECOSUR, 2009
De Jesús-Navarrete y Góngora-Pech
their type of feeding. Diversity (H'), genera richness (RE) and eveness (E) were
determined. An analysis of hierarchical classification with Bray-Curtis's index was carried
out using nematode abundance data. Temperature in the water column oscillated from
26.1 ºC to 30.0 ºC, while in sediment varied from 23.5 ºC to 29.0 ºC. The oxygen content
oscillated from 2.9 mg l-1 to 7.4. mg l-1. Salinity varied from 1.5 ‰ to 35.8 ‰. Sediments
were well sorted, medium and coarse sands, with high content of organic matter (2.3 % to
17.7 %). 4322 organisms were obtained for the three seasons, represented in 134 genera
and the most abundant were: Spirinia, Paradesmodora sp. 2, Viscosia, Desmodora sp. 1,
Theristus, Terschellingia, Paradesmodora sp. 1, Axonolaimus, Daptonema, Ceramonema,
Ptycholaimellus, Desmodora sp. 5, and Leptonemalla. Nematodes were most abundant in
Site M6 (811 nematodes), followed by sites M3 and M8 with 774 and 732 nematodes,
respectively. M7 and M9 sitesw had the lesser abundance with 147 and 136 organisms.
Scavengers nematodes dominated during the rainy season (38 %) while deposit feeders
dominated in the cold and dry seasons (40 % and 56 %, respectively). Highest diversity
(4.83 bits ind-1) was registered in site M6 in the cold season, while the lowest value (0.918
bits ind-1) was found in site M7 in the rainy season. Conglomerate analysis revealed the
presence of three well defined groups, related with the environmental characteristics.
Despite the differences in abundance and genera number, organisms had a wide
distribution possibly indicating a high tolerance of nematodes to environmental
fluctuations. However, it should be considered that the distribution of the nematodes
depends on many other physical and biological factors such as sediment type and food
availability.
Introducción
Los nemátodos de vida libre están considerados entre
los organismos más abundantes del planeta
(Lambshead et al. 2003). Ecológicamente son un grupo
exitoso, ya que su estructura es sencilla y poseen una
alta capacidad de adaptación; el número de especies
presentes en un hábitat es superior a cualquier otro
taxón (Platt y Warwick 1980, Boucher y Lambshead
1995).
Los nemátodos acuáticos de vida libre han
demostrado ser candidatos viables para determinar las
condiciones de impacto ambiental, vía indicadores
biológicos, debido a modificaciones naturales,
principalmente en ambientes costeros (Zullini 1976,
Zullini y Rice 1986, Lambshead 1986). Aunque la
mayoría de los trabajos realizados hasta ahora están
enfocados a la taxonomía, existen también
investigaciones sobre ecología y estudios metabólicos
(Warwick y Price 1979); de su uso como indicadores de
contaminación en ríos (Zullini 1976) y sobre
contaminación
con
base
a
la
relación
nemátodos/copépodos (Rafaelli y Masson 1981).
En el norte del Golfo de México y las islas del
mar Caribe, las investigaciones han sido principalmente
taxonómicas (Chitwood y Timm 1954, Hopper 1961,
Hopper et al. 1973, Jensen 1985, Keepner 1986).
Castillo y Lambshead (1990) realizaron una revisión del
género Elzalia en el Golfo de México, e incluyeron la
descripción de tres nuevas especies, mientras que
Gourbault y Decramer (1986) describieron la familia
Draconematidae en Guadalupe y otras islas del Caribe.
De Jesús-Navarrete (1993 a) determinó, en la
sonda de Campeche, la distribución, abundancia y
diversidad de los nemátodos bénticos y su relación con
los hidrocarburos del petróleo. Para Quintana Roo se
han realizado estudios en la laguna de Bacalar y en la
bahía de Chetumal (de Jesús-Navarrete 1993b; de JesúsNavarrete y Herrera-Gómez 1999; de Jesús-Navarrete y
Herrera-Gómez 2002). Aún cuando se han estudiado la
composición y diversidad de los nemátodos en la bahía
de Chetumal, los trabajos previos sólo consideraron la
zona urbana que representa una cobertura limitada, por
lo que el objetivo de este trabajo fue investigar la
distribución y abundancia espacio - temporal de los
nemátodos en un gradiente salino, desde la
desembocadura del río Hondo en la bahía de Chetumal,
hasta Bacalar Chico en el mar Caribe.
Métodos
La recolecta de organismos se realizó de septiembre de
1997 a marzo de 1998 y abarcó las épocas de lluvias,
nortes y secas. Los nueve sitios de muestreo,
georreferenciados (Fig. 1), cubrieron un gradiente
salino de 1.0 ‰ a 35.0 ‰.
En cada sitio se midieron (en la parte media de
la columna de agua) la temperatura y el oxígeno
disuelto, con un oxímetro YSI modelo 58; la salinidad,
con un conductivímetro marca ORION modelo 140. En
el sedimento se determinaron la temperatura, pH y Eh,
con un potenciómetro modelo Perkin-Elmer 05669-00.
70
Nemátodos en río Hondo – Bacalar Chico
En cada sitio se recolectaron sedimentos con
un tubo de PVC de 5 cm de diámetro y 20 cm de largo.
El tubo se introdujo perpendicularmente hasta una
profundidad de 10 cm, el sedimento se recolectó por
duplicado y se depositó en bolsas de polietileno
etiquetadas; una muestra se destinó para el análisis de
fauna y la otra para el análisis de los sedimentos.
Se calcularon la diversidad (H'), (ShannonWiener 1974), la riqueza de géneros (R) (Margalef
1978) y la equidad (E) (Pielou 1966). Los valores de
abundancia fueron sometidos a un análisis de
clasificación jerárquica en la que se usó el índice de
similitud de Bray-Curtis y se construyó un dendograma
de similitud en modo Q por medio de la unión flexible,
utilizando el programa computacional ANACOM. La
línea de corte para la definición de grupos fue al 27 %
de la similitud.
Resultados
En la época de lluvias no pudieron medirse los
parámetros ambientales en la columna de agua, debido
a las condiciones climáticas. De aquí en adelante los
sitios de colecta se determinarán anteponiéndoles la
letra M. Los valores de temperatura en nortes oscilaron
de 27.5 °C a 29.5 °C, y en general fueron más elevados
que en secas. En secas, la temperatura máxima (30.0
ºC) se midió en el sitio M9, en tanto que la mínima
(26.1 ºC) se registró en M2 (Fig. 2). El contenido más
bajo de oxígeno (2.9 mg l-1) se registró en M5 en la
época de nortes y la concentración más alta (8.0 mg l-1)
ocurrió en secas en el sitio M8 (Fig. 2). A diferencia de
la temperatura, el oxígeno presentó los valores más
altos en secas (con excepción de M2) y los más bajos
en nortes. El comportamiento de la salinidad fue
homogéneo en ambas épocas y tuvo su mínimo (1.5 ‰)
30
28
26
24
Oxígeno disuelto mg/l
En el laboratorio los organismos se separaron
de los sedimentos por elutriación (Platt y Warwick
1983), recogiéndolos en un tamiz de 53 micras. La
separación de los nemátodos de la meiofauna se realizó
manualmente. Los organismos se montaron en porta
objetos planos de vidrio y cada preparación se etiquetó
con los datos de localidad, número de muestra,
temporada climática y un número secuencial que la
identificó. Los nemátodos se identificaron a nivel
género, siguiendo las claves de Tarjan (1980) y de Platt
y Warwick (1983), utilizando un microscopio
compuesto Zeiss con 100 aumentos. Se utilizó la clave
Jensen (1978) para la familia Microlaimidae, la de
Gerlach (1950) para la Desmodoridae, y la de Keppner
y Tarjan (1994) para las Microlaimidae y
Desmodoridae. Los organismos se depositaron en la
colección de referencia de nemátodos de El Colegio de
la Frontera Sur – Unidad Chetumal.
La materia orgánica se determinó por el
método de pérdida por calcinación (Dean 1974). Para
el análisis granulométrico se utilizaron tamices
estándar de las aberturas (Ø) 1.70, 1.40, 1.0, 0.71, 0.60,
0.425, 0.30, 0.18, 0.15, 0.125, 0.116 y 0.75 mm,
siguiendo el criterio de clasificación de Buchanan
(1971).
32
10
8
6
4
2
0
Salinidad ppm
Temperatura °C
Figura 1. Localización del área de estudio y sitios de
muestreo en el gradiente salino río Hondo-Bacalar
Chico.
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
1
2
3
4
1
2
3
4
Nortes
5
6
5
5
7
6
6
Secas
8
7
7
9
8
8
9
9
Sitios
Figura 2. Variación en la columna de agua de la
emperatura (A), oxígeno disuelto (B) y salinidad (C) en
los sitios de muestreo del gradiente salino río HondoBacalar Chico.
71
Temperatura(°C)
en M1 y se incrementó gradualmente hasta el sitio M9
(35.8 ‰) que tiene influencia marina (Fig. 2).
En los sedimentos, y considerando las tres
temporadas climáticas, la temperatura osciló de 23.5 ºC
a 31.4 ºC. La temperatura mínima se registró en M3 en
lluvias (23.5 ºC) y la máxima (31.4 °C) en secas en el
sitio M7 (Fig. 3). El pH en los sedimentos se mantuvo
de neutro a ligeramente alcalino (7.0 - 7.66) en casi
todas las estaciones. La excepción fue M1, en secas,
con un pH ácido (5.5) (Fig. 3). En lluvias el valor
mínimo de Eh fue de 187 (M6) y el máximo de 225
(M5). El valor mínimo se registró en nortes (183 mv),
en M4, y el máximo (231 mv) en M7. El valor de Eh
mínimo fue de 173 mv (M6) y el máximo de 225 (M5)
en la época de secas (Fig. 3).
mediana (1.50 Ø); el mínimo (0.41 Ø) se presentó en
M7. Los sedimentos corresponden a arenas, con un
rango de arena mediana (1.24 Ø) a arena muy gruesa
(0.42 Ø). Los sedimentos estuvieron bien clasificados.
En total, para las tres épocas, se identificaron
4322 organismos, representados en 134 géneros, siendo
los más abundantes Spirinia (389 individuos),
Paradesmodora sp. 2 (266), Viscosia, (216),
Desmodora sp. 1 (185), Theristus (167), Terschellingia
(151), Paradesmodora sp. 1 (132), Axonolaimus (132),
Daptonema
(113),
Ceramonema,
(109),
Ptycholaimellus (106), Desmodora sp. 5 (104) y
Leptonemalla (100 individuos) (Tabla 2).
El sitio M6 fue el que tuvo la mayor cantidad
de organismos en todo el período de muestreo (811
nemátodos), seguida por los sitios M3 y M8 con 774 y
732 nemátodos, respectivamente. Los sitios M7 y M9
fueron los que presentaron menor abundancia, con 147
y 136 organismos cada una (Tabla 2). En lluvias se
recolectaron 1012 organismos, de los cuales se
determinaron 977, distribuidos en 5 órdenes, 24
familias y 67 géneros, quedando en los siguientes
órdenes: Enoplida (5 familias), Dorylaimida (1
familia), Chromadorida (11 familias), Monhysterida (6
familias) y Araeolaimida (1 familia). En nortes, se
recolectaron 1517 organismos, de los cuales se
determinaron 1481, distribuidos en 5 órdenes, 27
familias y 97 géneros, en los siguientes órdenes:
Enoplida (7 familias), Dorylaimida (1 familia),
Chromadorida (11 familias), Monhysterida (7
familias), Araeolaimida (1 familia). En secas se
recolectaron 2107 organismos y se determinaron 2069,
los cuales se distribuyeron en 5 órdenes, 30 familias y
103 géneros, repartidos en los siguientes órdenes:
Enoplida (9 familias), Dorylaimida (1 familia),
Chromadorida (12 familias), Monhysterida (7 familias)
y Araeolaimida (1 famlia). La diferencia entre el
número total de organismos por temporada (4636) y el
número de organismos identificados (4322)
corresponde a organismos contados en las muestras,
pero que se registraron como juveniles, no
identificados o maltratados (314 organismos).
En lluvias, el 38 % de los organismos
correspondió a los alimentadores de epistrato (AE), los
carroñeros representaron el 30 %, y el menor
porcentaje correspondió a los depredadores, con el 2 %.
En la época de nortes, los alimentadores de depósito
representaron el 40 %, mientras que el 37 % fue de
carroñeros; los alimentadores de epistrato tuvieron el
21 % y los depredadores el 2 %. En la época de secas,
los alimentadores de depósito fueron los más
abundantes, con un 56 %, seguidos por los carroñeros
(27 %), los alimentadores de epistrato o superficie (16
%) y los depredadores con sólo 1 % (Fig. 4).
Considerando las tres épocas climáticas, la
diversidad más alta se encontró en nortes, con 4.83 bits
32
30
28
26
24
22
1
2
3
4
5
6
7
8
9
1
2
3
4
5
6
7
8
9
2
3
4
pH
8
7,5
7
6,5
6
5,5
5
Eh(mv)
240
220
200
180
160
1
Lluvias
5
Nortes
6
7
8
Secas
9
Sitios
Figura 3. Variación de la temperatura (A), pH (B) y Eh
(C) en el sedimento.
Los porcentajes de materia orgánica (MO) se
observan en la tabla 1. En lluvias, los valores máximos
correspondieron a M1 (14.05 %) y M8 (11.45 %),
mientras que los menores se presentaron en M2 (4.18
%) y M3 (3.95 %). En época de nortes, los valores
máximos correspondieron a los sitios M8 (13.83 %),
M3 (9.61 %), y el mínimo a los sitios M6 (2.87 %) y
M1 (3.53 %). En la época de secas, el porcentaje
máximo de MO se registró en M1 (17.74 %), seguidos
por M5 (7.65 %) y M9 (7.13 %), mientras que los
menores porcentajes se encontraron en M4 (3.10 %) y
M6 (2.72 %). El sedimento para las tres épocas fueron
arenas. En lluvias, el tamaño medio de grano (TMG)
máximo fue de 2.30 Ø, se presentó en M1 y
correspondió a arena fina, con tendencia hacia arena
72
Tabla 1. Porcentaje de materia orgánica (MO), tamaño medio de grano (TMG), y tipo (AF= arena fina, AM= arena
media, AG= arena gruesa) y clasificación de los sedimentos (Mode= moderadamente, Cl= clasificado), en lluvias
(LL), nortes (NO) y secas (SE), de 9 sitios (M1-M9) del gradiente salino río Hondo – Bacalar Chico.
Sitio
LL
M1
M2
M3
M4
M5
M6
M7
M8
M9
MO (%)
NO SE
14.055
4.18
3.95
8.07
6.04
8.10
7.46
11.45
6.31
3.53
5.08
9.61
5.38
6.51
2.87
8.93
13.83
5.87
LL
17.74
4.74
5.79
3.10
7.65
2.72
6.11
6.53
7.13
TMG (Ø)
NO SE
2.30
1.01
0.71
0.85
1.31
0.80
0.41
0.43
0.96
2.10
1.14
1.05
0.77
0.76
0.63
1.35
1.10
1.31
1.77
1.13
0.92
0.65
0.27
0.29
1.03
0.90
0.88
LL
Tipo
NO SE
LL
AF
AM
AG
AG
AM
AG
AG
AG
AG
AF
AM
AM
AG
AG
AG
AM
AM
AM
Mode
Mal
Bien
Bien
Mal
Bien
Bien
Bien
Bien
AM
AM
AG
AG
AG
AG
AM
AG
AG
Clasificación
NO
SE
Mode
Mal.
Mal.
Bien
Bien
Bien
Mal
Mal
Mal
Mal
Mal
Bien
Bien
Bien
Bien
Mal
Bien
Bien
Tabla 2. Distribución y abundancia de los nemátodos en 9 sitios (M1-M9) del gradiente salino río Hondo -Bacalar
Chico.
Entidades taxonómicas / Sitio
ENOPLIDA
Thoracostomopsidae
Enoploides
Epacanthion
Mesacanthion
Anaplostomatidae
Anaplostoma
Anticomidae
Anticoma
Odontanticoma
Ironidae
Syringolaimus
Oxystominidae
Halalaimus
Nemanema
Oxystomina
Wieseria
Oncholaimidae
Adoncholaimus
Oncholaimus
Metoncholaimus sp.1
Metoncholaimus sp. 2
Prooncholaimus
Viscosia
Meyersia
Enchelidiidae
Calyptronema
Eurystomina
Pareurystomina
Symplocostoma
Tripyloides
Bathylaimus
Polygastrophora
Tripyloides
Pandolaimidae
Pandolaimus
DORYLAIMIDA
Dorylaimidae
M1
M2
M3
M4
M5
M6
M7
M8
3
1
1
3
M9
1
29
3
1
1
1
18
48
7
13
2
2
2
1
7
2
1
1
1
1
1
26
39
2
45
6
2
7
5
21
4
2
3
2
1
1
2
1
73
6
2
1
17
3
65
1
1
3
4
Total
3
4
2
0
29
0
3
4
0
69
0
29
1
2
1
0
1
1
19
4
2
216
10
0
7
6
3
2
0
1
1
2
0
1
0
0
Dorylaimus
CHROMADORIDA
Chromadoridae
Actinonema
Chromadora
Chromadorella
Chromadorina
Chromadorita
Dichromadora sp. 1
Dichromadora sp. 2
Euchromadora
Graphonema
Hypodontolaimus
Neochromadora
Prochromadora
Prochromadorella
Ptycholaimellus
Spilophorella
Neotonchoides
Gomphionchus
Gomphionema sp. 1
Gomphionema sp. 2
Nannolaimus
Cyatholaimidae
Acantonchus
Cyatholaimus
Longicyatholaimus
Marylynnia
Paracyatholaimus
Pomponema
Selachinematidae
Cheironchus
Halichoanolaimus
Ritchtersia
Synonchiella
Epsilonematidae
Epsilonema
Draconematidae
Dracognomus
Draconema
Dracogallus
Microlaimidae
Microlaimus
Monoposthiidae
Monoposthia
Leptolaimidae
Diodontolaimus
Halaphanolaimus
Leptolaimus
Aegialoalaimidae
Aegialoalaimus
Ceramonematidae
Ceramonema sp. 1
Ceramonema sp. 2
Desmoscolecidae
Desmoscolex sp. 1
Desmoscolex sp. 2
Desmoscolex sp. 3
Tricoma
Desmodoridae
Acanthopharynx
Catanema
Bolbonema
Croconema
M1
4
1
M2
1
M3
M4
M5
M6
2
4
8
19
5
4
4
1
3
1
2
2
6
2
5
4
1
1
2
14
1
2
M7
1
2
1
4
M8
2
M9
32
1
4
3
1
1
8
2
2
2
4
1
23
61
1
0
5
6
1
3
2
9
1
11
1
11
4
6
7
64
2
3
1
2
5
1
5
1
3
2
2
1
26
4
23
8
28
1
6
4
3
2
1
3
1
1
34
2
3
4
1
1
1
20
18
7
16
1
1
1
18
1
19
1
17
2
79
5
4
8
5
2
3
3
1
12
4
1
1
74
4
2
4
24
1
4
1
2
2
1
2
1
6
4
23
3
1
1
1
1
10
1
1
10
24
5
4
1
1
3
1
1
2
5
1
1
11
32
8
1
3
88
1
2
Total
7
0
0
63
13
21
1
3
42
8
5
2
4
1
34
50
106
4
66
24
20
1
4
0
2
3
19
39
92
7
0
4
36
2
6
0
13
0
1
21
19
0
60
0
1
0
1
1
38
0
1
0
109
11
0
16
7
10
32
0
3
3
89
1
Desmodora sp. 1
Desmodora sp. 2
Desmodora sp. 3
Desmodora sp. 4
Desmodora sp. 5
Desmodorella
Pseudochromadora sp. 1
Pseudochromadora sp. 2
Pseudodesmodora
Zalonema
Eubostrichus
Leptonemella
Chromadoropsis
Metadesmodora
Onyx
Paradesmodora sp. 1
Paradesmodora sp. 2
Paradesmodora sp. 3
Paradesmodora sp. 4
Paradesmodora sp. 5
Polisigma
Spirinia
Metachromadora sp. 1
Metachromadora sp. 2
Comesomatidae
Comesoma
Paracomesoma
Paramensonchium
Sabatieria
Vasostoma
MONHYSTERIDA
Monhysteridae
Diplolaimella
Monhystera sp. 1
Monhystera sp. 2
Xyalidae
Ammotheristus
Daptonema
Metadesmolaimus
Paramonohystera
Steineria
Stylotheristus
Theristus
Sphaerolaimidae
Sphaerolaimus
Linhomoeidae
Desmolaimus
Eleuterolaimus
Linhomoeus
Megadesmolaimus
Metalinhomoeus
Terschellingia
Axonolaimidae
Axonolaimus
Odontophora
Parodontophora
Diplopeltidae
Araeolaimus
Campylaimus
ARAEOLAIMIDA
Aphanolaimidae
Aphanolaimus
ABUNDANCIA POR SITIO
M1
M2
90
11
M3
61
10
M4
26
M5
M6
7
2
2
5
10
22
1
30
M7
13
18
1
45
3
2
61
19
4
13
2
13
3
1
8
M8
M9
1
6
1
2
6
70
2
1
4
5
1
3
1
2
76
22
4
2
1
28
28
41
4
1
21
193
69
26
17
1
1
8
1
1
110
99
9
3
13
1
2
137
1
10
4
2
6
4
7
1
1
1
1
1
2
12
9
8
7
1
6
1
16
8
3
2
1
1
3
3
7
6
14
1
5
1
3
3
2
4
36
8
17
4
3
1
51
3
16
33
16
1
1
13
1
1
58
1
46
4
51
12
4
11
12
5
2
3
3
1
10
2
1
1
35
6
17
3
6
1
12
130
4
12
5
3
1
1
4
14
11
1
64
3
5
1
4
3
8
16
1
9
3
1
31
5
61
14
1
2
34
25
10
4
2
2
2
7
3
29
4
7
2
2
37
297
1
651
774
75
561
1
213
811
147
5
732
Total
185
29
5
6
104
93
23
4
1
5
89
100
28
66
8
132
266
24
34
2
7
389
10
2
0
24
11
8
13
1
0
0
2
4
36
0
4
113
3
16
55
97
167
0
2
0
1
1
64
13
95
151
0
132
34
61
136
44
4322
Porcentaje
M7, en lluvias. De acuerdo con las temporadas
climáticas, en lluvias el sitio más diverso (D) fue M6,
con 4.065 bits ind-1 y con el valor más alto de riqueza
específica (R), con 5.490; M7 fue el menos diverso
(0.918 bits ind-1) y tuvo la menor R (0.91), con una
equidad muy alta, de 0.918. Para nortes la mayor
diversidad (4.83 bits ind-1) se registró nuevamente en el
sitio M6, presentando también la mayor R de 8.62 y
una equidad de 0.832; le siguió el sitio M7, con 4.472
bits ind-1 y con una R de 6.42, registrando la más alta
equidad para esta época (0.930). El sitio M5 fue el
menos diverso, con 2.799 bits ind-1, presentando
equidad de 0.809 y R de 3.235; el sitio M1 tuvo una
diversidad de 2.983 bits ind-1, con el valor más bajo de
R; la equidad fue de 0.832 (Tabla 3).
60
50
40
30
20
10
0
lluvias
A.Depósito
nortes
A. Epistrato
secas
temporada
Carroñeros
Depredadores
Figura 4. Tipos de alimentación de los nemátodos en el
gradiente salino río Hondo-Bacalar Chico.
ind-1 en el sitio M6, y la más baja de 0.918 bits ind-1 en
Tabla 3. Datos ecológicos (D= diversidad, E= equidad, R= riqueza específica, G= géneros) en las tres épocas
climáticas y en 9 sitios (M1-M9) del gradiente salino río Hondo-Bacalar Chico.
Sitio
D
M1
M2
M3
M4
M5
M6
M7
M8
M9
2.574
3.259
3.349
3.080
2.453
4.065
0.918
2.156
3.120
Lluvias
E
R
0.659
0.782
0.730
0.691
0.818
0.899
0.918
0.928
0.902
2.658
3.596
3.951
3.890
2.264
5.490
0.910
1.924
3.146
G
D
15
18
24
22
8
23
2
5
11
2.938
3.277
3.340
3.218
2.799
4.832
4.472
4.198
3.630
Nortes
E
R
0.832
0.724
0.817
0.702
0.809
0.832
0.930
0.904
0.826
2.655
4.140
3.180
4.206
3.235
8.623
6.422
5.729
4.551
G
D
12
23
17
24
11
56
28
25
21
2.755
4.100
3.897
3.852
3.549
4.318
2.737
4.571
3.731
Secas
E
R
0.769
0.781
0.794
0.864
0.755
0.829
0.633
0.791
0.849
2.841
6.054
5.014
4.513
5.112
6.732
4.631
8.316
4.926
G
12
38
30
22
26
37
20
55
21
Total 4.533 0.747 9.587 67 5.443 0.825 13.14 97 5.511 0.824 13.36 103
En secas el sitio más diverso fue M8, con
4.571 bits ind-1, ocupando el valor más alto de R, con
8.316, y una equidad de 0.791; seguido por el sitio M6,
con una diversidad de 4.318 bits ind-1 y con una
equidad alta, de 0.829; M7 nuevamente fue la menos
diversa, con 2.737 bits ind-1, teniendo una baja R
(4.361) y registrando el valor más bajo de equidad para
esta época, de 0.633 (Tabla 3).
El análisis de conglomerados reveló la
presencia de tres grupos bien definidos (Fig. 5). El
primer grupo lo constituyen las estaciones M2, M3,
M4, M8 y M6, y representa una mezcla de sitios con
características similares en términos del tipo de
sedimento y ligeramente distintas en lo que se refiere a
la salinidad. El segundo grupo se formó con los sitios
M5, M7 y M9, que prácticamente corresponden a un
ambiente marino, lo que se refleja en la composición de
los géneros; sin embargo, comparado con el grupo
anterior, encontramos aquí las estaciones con baja
abundancia como la M9 y la M7. El tercer grupo lo
Figura 5. Árbol de clasificación de los nemátodos en el
gradiente salino río Hondo-Bacalar Chico.
76
constituyó sólo M1, que corresponde a un ambiente de
baja salinidad (1.6 ‰) en el cual se encontró una
composición de géneros ligeramente diferente al resto
de las estaciones.
Selachinematidae y Microlaimidae, que comprendieron
el 38.5 % del total. Estas diez familias constituyeron el
92.5 % de los individuos en Guadeloupe. Algunas
familias, como la Desmodoridae, se han establecido
como exclusivamente marinas (Riemann 1966); sin
embargo, la bahía de Chetumal estuvo bien
representada con los géneros Pseudochromadora,
Desmodora y Spirinia, en sitios donde la salinidad es
muy baja (12.9 °/oo). Varios géneros considerados
estrictamente marinos parecen tener un intervalo de
tolerancia salina muy alto, lo que muestra su notable
capacidad adaptativa (Heip et al. 1982). No obstante, y
dado el poco conocimiento de estos organismos a nivel
de especie, es posible que existan diferencias
importantes cuando se comparen con aquellas de otros
sistemas estuarinos de diferente latitud, lo que se irá
corroborando en tanto que se avance en la taxonomía
del grupo en nuestra región.
La dominancia de organismos alimentadores
de depósito y alimentadores de superficie tiene una
clara relación con las características encontradas en la
bahía: altos contenidos de materia orgánica, baja
energía y poca profundidad, lo que contribuye a una
mayor abundancia de alimento para los nemátodos
relacionados con la filtración y el consumo de
microalgas (Moens y Vincx 2000b, Schratzberger y
Warwick 1998).
Los valores de diversidad encontrados en este
trabajo son comparables a lo informado por Tietjen
(1991), quien encontró una diversidad de 3.35-4.08 bits
ind-1 en sedimentos de arena gruesa. Nuestros valores
son más altos a los encontrados por Alongi (1990) en
arena fina (1.65 bits ind-1) y arena gruesa (1.62 bits ind1
). Gourbault et al. (1995) registraron 3.06 bits ind-1 y
3.7 bits ind-1 en sedimentos gruesos del Indopacífico.
Es claro que existe un gradiente salino del río
Hondo a Bacalar Chico que es notorio desde los puntos
de vista espacial y temporal porque allí encontramos
desde agua dulce hasta valores salinos ligeramente
mayores al promedio reportado en el Caribe (36 ‰).
Este gradiente se vio reflejado en los grupos que se
formaron en el árbol de clasificación, en el que,
claramente, están separados tres grupos y, aunque el
análisis toma en consideración la abundancia y
composición de especies, esta separación podría
indicarnos ambientes distintos en función de la
salinidad y que los nemátodos pueden ser capaces de
tolerar un intervalo amplio de salinidad (Jensen 1984).
También se debe considerar que la distribución de los
nemátodos depende de muchos otros factores físicos y
biológicos (Coull 1988); entre los más importantes
están la composición de los sedimentos y la cantidad de
alimento disponible (Moens y Vincx 2000). En
conjunto, estas características ambientales confieren a
las comunidades ecológicas una mayor diversidad
(Gray 2000). Se debe reconocer que aún hacen faltan
Discusión
Los valores de los parámetros ambientales encontrados
en este trabajo pueden considerarse dentro del intervalo
de variación de sistemas tropicales y, evidentemente,
estas características influyen en la distribución y
abundancia de los nemátodos (Jensen 1984, Moens y
Vincx 2000a). En general podemos decir que, en
ambientes de baja energía donde el intercambio de
agua es lento, las características del fondo están sujetas
al origen de las partículas sedimentarias y a los
procesos biológicos como remineralización y químicos
como la óxido reducción, que producen valores de pH
ligeramente ácidos en los sedimentos; esto afecta la
distribución y abundancia de la fauna (Alongi 1990).
Este aspecto fue evidente en el sitio M1, en la
desembocadura del río Hondo. Los contenidos de
materia orgánica en los sedimentos encontrados en este
trabajo pueden considerarse altos y contribuyen de
manera importante a definir la composición de la
nematofauna, ya que la distribución y abundancia de
los nemátodos depende en gran medida de la
disponibilidad de alimento y por tanto influyen en la
distribución de los tipos de alimentación de los
nemátodos (Schratzberger y Warwick 1998, Danovaro y
Gambi 2002). Un aspecto adicional, que influye en la
composición y abundancia de la fauna, es la composición
de los sedimentos en términos de la distribución de
partículas; los sedimentos bien clasificados permiten una
mayor disponibilidad de hábitat para los organismos
intersticiales y por lo tanto contribuyen a una mayor
diversidad (Hulings y Gray 1977).
Es importante mencionar que todos los
géneros encontrados en el gradiente salino río HondoBacalar Chico habían sido reportados previamente en
la bahía de Chetumal (de Jesús-Navarrete y HerreraGómez 1999), especialmente los encontrados en el sitio
M1: géneros típicos de agua dulce como Dorylaimus y
Neotonchoides, que han sido descritos en ambientes
similares de la región, como la laguna de Bacalar (de
Jesús-Navarrete 1993b).
La mayor parte de los géneros dominantes
encontrados corresponden a un grupo de familias
típicamente marinas y son comparables a las
encontradas en otros lugares del Caribe. En las Islas
Guadeloupe, Boucher y Gourbault (1990) observaron
que las asociaciones de nemátodos en sedimentos de
carbonatos son dominados por las familias
Desmodoridae (33 %) y Xyalidae (21.5 %), seguidos
por Chromadoridae, Cyatholaimidae, Ethmolaimidae,
Linhomoeidae,
Oncholaimidae,
Comesomatidae,
77
investigaciones sobre este grupo de organismos en la
bahía de Chetumal, tanto en el aspecto de taxonomía de
las especies como en algunos aspectos ecológicos y
biológicos que nos permitirán entender de una mejor
manera las interacciones entre las comunidades
bénticas.
de Jesús-Navarrete, A. y J. Herrera-Gómez. 1999.
Nemátodos de la Bahía de Chetumal, Quintana
Roo, México. Rev. Biol. Trop. 47:867-875.
Gerlach, S. A. 1950. Uber einige Nematoden aus der
Familia der Desmodoriden. Zoologischer Anzeiger,
Neue Ergebnisse und Probleme der Zoologie (KlattFestschrift). Leipzig 1950 (Erganzungsband zu Bd.
45):178-198.
Gourbault, N. E., M. Warwick y M. Hellèouet. 1995. A
survey of intertidal Meiobenthos (Especially
nematoda) in coral sandy Beach of Moorea (French
Polynesia). Bull. Mar. Sci. 57:476-488.
Gourbault, N. y W. Decraemer. 1986. Nematodes marins
de Guadeloupe 111.Epsilonematidae des genres
nouveaux Metaglochinnema n. g. (Glochinematinae)
et Keratonema n.g. (Keratonema n. subfam.). Bull.
Mus. Nat. Hist., Paris. 4 ser. 8, secc. A. (1):171-1183.
Gray, J. S. 2000. The measurement of marine diversity,
with application to the benthic fauna of the
Norwegian continental shelf. J. Exp. Mar. Biol.
Ecol. 250:23-49.
Heip, C., M. Vincx,, N. Smol y G. Vranken. 1982. The
Systematics and Ecology of Free-living Marine
Nematodes. Helminthol. Abst. 51:1-31.
Hopper, B. E. E. 1961. Marine nematodes from the
coast line of the Gulf of México. Can. J. Zool.
39:184-199.
Hopper, B. E. E., E. Bruce y R. C. Cefalu. 1973. Freeliving marine nematodes from Biscayne Bay,
Florida. VII. Enoplidae: Enoplus species in
Biscayne.Bay with observations on the culture and
Bionomics of E. Paralittoralis wieser, 1953. Proc.
Helmithol. Soc. Wash. 40:265-272.
Hulings, N. C. y J. S. Gray. 1971. A manual for the study
of Meiofauna. Smithsonian Institution Press.
Jensen, P. 1978. Revision of Microlaimidae, Erection
of Molgolaimidae fam. N., and Remarks on the
Systematic
Position
of
Paramicrolaimus
(Nematoda, Desmodorida). Zool. Scr. 7:159-173.
Jensen, P. 1984. Ecology of benthic and epiphytic
nematodes in brackish waters. Hydrobiologia.
108:201-217.
Jensen, P .1985. The nematode fauna in the sulphiderich brine seep and adjacent Bottoms of the East
Flower Garden, NW Gulf of México.
Chromadorida Zool. Scr. 14: 247-263.
Jensen, P. 1987. Feeding ecology of free-living aquatic
nematodes. Mar. Ecol. Prog. Ser. 35:187-196.
Keppner, E. J. 1986. New species of free-living marine
nematodes (Nematoda: Enoplida) From Bay
County, Florida. U.S.A. Trans. Am. Microsc.
105:319-337.
Keppner, E. J. y A. C. Tarjan. 1994. Ilustrated key to
the Genera of free-living Marine Nematodes of the
Microlaimoidea and Desmodoroidea (Nematoda:
Literatura citada
Alongi, D. M. 1990. Community Dynamics of Freeliving Nematodes in some tropical Mangrove and
Sanflat Habitats. Bull. Mar. Sci. 46:358-373.
Boucher, G. y N. Gourbault. 1990. Sublittoral meiofauna
and diversity of nematode assemblages off
Guadeloupe islands (French West Indies). Bull. Mar.
Sci. 47:448-463.
Boucher, G. y P. J. Lambshead. 1995. Ecological
Biodiversity of Marine Nematodes in samples from
Temperate, Tropical and Deep-Sea Regions.
Conserv. Biol. 9:1594-1604.
Buchanan, J. B. 1971. Measurement of physical and
chemical environment. En Methods for the study of
marine benthos, ed. N. A. Holme and A. D. McIntyre,
38-50. IBP Handbook Nº 16 Blackwell, Londres.
Castillo-Fernandez, D. y P. J. D. Lambshead. 1990.
Revision of the genus Elzalia Gerlach,
1957.(Nematoda: Xyalidae) including three new
species from an oil producing Zone in the Gulf of
Mexico, with a discussion of the sibling species
problem. Bull. Br. Mus. Nat. Hist. 56:63-71.
Coull, B. C. 1988. Ecology of the marine meiofauna.
En Introduction to the study of Meiofauna, ed. R.
Higgings y H. Thiel, 18-38. Eds. Smithsonian Inst.
Press. Washington.
Chitwood, B. G. y R. W. Timm. 1954. Free-living
nematodes of the Gulf of Mexico. Fish. Bull. 55:313322.
Danovaro, R. y C. Gambi. 2002. Biodiversity and trophic
structure of nematode assemblages in seagrass
system: evidence for a coupling with changes in food
availability. Mar. Biol. 141:667-677.
Dean, W. E. 1974. Determination of carbonate and
organic matter in calcareous sediments and
sedimentary rocks by loss on ignition: comparison
with other methods. J. Sedim. Petrol. 14: 42-248.
de Jesús-Navarrete, A. 1993a. Distribución, abundancia y
diversidad de Nemátodos (Phylum Nematoda)
bénticos en la Sonda de Campeche, México, Enero
de 1987. Rev. Biol. Trop. 41:57-63.
de Jesús-Navarrete, A. 1993b. Nemátodos (Nematoda) de
la laguna de Buena Vista, Quintana Roo, México.
Rev. Biol. Trop. 41:649-652.
de Jesús-Navarrete, A. y J. Herrera-Gómez. 2002.
Vertical Distribution and feeding type of nematodes
from Chetumal Bay, Quintana Roo, Mexico.
Estuaries 25:1131-1137.
78
Chromadorida:chromadorina).
University
of
Florida.
Lambshead, P. J. D., C. J. Brown, T. J. Ferrero, L. E.
Hawkins, C. R. Smith y N. J. Mitchell. 2003.
Biodiversity of nematode assemblages from the
region of the Clarion-Clipperton Fracture Zone, an
area of commercial mining interest. BMC Ecol. 3:1
http:biomedcentral.com/1472-6785/3/1
Lambshead, P. J. D. 1986. Sub-catastrophic sewage
and industrial waste contamination by marine
nematodes faunal analysis. Mar. Ecol. Prog. Ser.
29: 247-260.
Moens, T. y M. Vincx. 2000a. Temperature and salinity
and food thresholds in two brackish water
bacteriovorus nematode species: assessing niches
from food absorption and respiration experiments. J.
Exp. Mar. Biol. Ecol. 243:137-154.
Moens, T. y M. Vincx. 2000b. Temperature and salinity
constraints on the life cycle of two brackish-water
nematode species. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 243:115135.
Pielou, E. C. 1975. Ecological diversity. Wiley, Nueva
York.
Platt, H. M. y R. M. Warwick. 1980. The significance
of free-living Nematodes to the littoral Ecosystem.
En The shore environment, ed. Price, J.H.y
Farnham Vol. 2, 729-759. Academic Press. London.
Platt, H. M. y R. M. Warwick. 1983. A synopsis of freeliving marine nematodes, part 1. British Enoplids.
Cambridge University Press.
Rafaelli, D. y C. F. Masson. 1981. Pollution monitoring
with meiofauna using the ratio of nematode to
copepods. Mar. Poll. Bull. 12:158-163.
Riemann, V. F. 1966. Die Gattung Trefusia De Man
1983 (Enoplida:Oxystominidae) Beitrag zum
natürlichen System freilebender Nematoden. Veröff.
Inst. Meeresforsch. Bremerh. 10(2):1-29
Schratzberger M. y R. M. Warwick. 1998. Effects of the
intensity and frequency of organic enrichment on two
estuarine nematode communities. Mar. Ecol. Prog.
Ser. 164:83-94.
Tarjan, A. C. 1980. Marine nematodes. Institute of
Food and Agricultural Sciences. University of
Florida.
Tietjen, J. H. 1991. Ecology of Free-living Nematodes
from the Continental Shelf from the Central Great
Barrier Reef Province. Est. Coast. Shelf Sci. 32:421438.
Warwick, R.M. y R. Price. 1979. Ecological and
metabolic studies on free-living marine nematodes
from an estuarine mudflat. Est. Coast. Mar. Sci.
9:257-271.
Zullini, A. 1976. Nematodes as indicators of river
pollution. Nematol. Medit. 4:13-22pp.
Zullini, A. y G. Rice. 1980. Bdelloid rotifer and
nematodes in a small Italian stream. Fresh. Biol.
10:67-72.
79
10
Nemátodos parásitos del pargo mulato
Lutjanus griseus (Linnaeus, 1758)
D. GONZÁLEZ-SOLÍS (✉), V.M. TUZ-PAREDES Y M.A. QUINTAL-LORIA
El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal. Av. Centenario km. 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900,
México. dgs@ecosur.mx
Resumen
En el presente trabajo se muestra la fauna nematológica parasitaria de las poblaciones de
pargo mulato que habitan en la bahía de Chetumal y en la zona costera sur del estado de
Quintana Roo. Los resultados se reportan en términos de la riqueza de especies,
parámetros de infección, modo de transmisión y especificidad hospedatoria de las
especies de nemátodos. Un total de 19 especies (6 adultos y 13 larvas) fueron encontradas
en 360 pargos colectados de 12 localidades, durante el periodo junio 2004 a junio 2005.
Las larvas de Pseudoterranova sp. y Contracaecum sp. tipo 2 fueron las más prevalentes
y abundantes; la primera estuvo presente en las 12 localidades muestreadas. El mayor
porcentaje de las especies de nemátodos fue autogénico (63%) y generalista (74%).
Probablemente dos de las especies aquí reportadas sean nuevas para la ciencia. El pargo
mulato presenta una de las nematofaunas más ricas de los peces marinos estudiados hasta
la fecha en México.
Abstract
In this chapter we present the parasitic nematode fauna of wild populations of the grey
snapper (L. griseus) from the Chetumal Bay and southern coastal zone of Quintana Roo.
Species richness, infection parameters, transmission and host specificity of the nematode
species are analyzed. A total of 19 species (6 adults and 13 larvae) were found in 360
specimens, collected in 12 localities, during June 2004 to June 2005. Larvae of
Pseudoterranova sp. and Contracaecum sp. type 2 were the most prevalent and abundant
species, the former occurred in the 12 sampled localities. The highest percentages of
nematode species were autogenic (63%) and generalists (74%). Two nematodes reported
in this survey probably represent undescribed species. The grey snapper harbors one of
the richest nematode fauna among the marine fishes so far studied in Mexico.
Introducción
La pesca de escama en las aguas costeras e interiores
en la zona sur del estado de Quintana Roo, más que una
tradición representa una fuente importante de alimento
para la población, además de ser una de las actividades
económicas y pesqueras más importantes para la
región. Una de las especies de peces que forma parte de
este selecto grupo es el pargo mulato, Lutjanus griseus
(Linnaeus, 1758), cuyos volúmenes de captura y
aceptación en el mercado son muy altos. Como ocurre
con la mayoría de las poblaciones silvestres de
organismos, el pargo está expuesto a sufrir infecciones
parasitarias debido a su tipo de alimentación, a las
interacciones biológicas con otras especies y a las
condiciones medioambientales de los sitios donde
habita.
Los nemátodos son uno de los grupos de
helmintos parásitos que puede afectar a las poblaciones
naturales de peces; los vuelven menos valiosos
comercialmente y limitan sus poblaciones. Son el
segundo grupo mejor representado en peces, en cuanto
al número de especies y su abundancia; sólo es
superado por los Trematoda, que tienen alrededor de
ECOSUR, 2009
16,000 especies descritas a la fecha (Anderson 2000).
Los nemátodos son importantes agentes causales de
enfermedades, ya que tanto en estado larval como
adulto son capaces de infectar casi cualquier órgano de
sus hospederos. Las infecciones causadas por ellos
pueden provocar pérdidas en peso y talla, disminuir la
resistencia de los organismos ante otros agentes
infecciosos o ante cambios extremos en las condiciones
ambientales, e inducir morbilidad o mortalidades en
poblaciones de peces (Esch y Fernández 1993);
además, son agentes de serias enfermedades en peces
cultivados (Moravec 1998), y causan varias
enfermedades parasitarias en humanos (zoonosis).
Los reportes sobre parásitos de lutjánidos en el
continente americano, provienen de estudios con peces
marinos de Florida (Linton 1910, Manter 1947,
Overstreet 1969), Puerto Rico (Siddiqi y Cable 1960,
Dyer et al. 1985, Bunkley-Williams et al. 1996), Belice
(Fischthal 1977), Jamaica (Nahhas y Carlson 1994) y
Venezuela (Fischthal y Nasir 1974). Hasta la fecha,
muy pocas investigaciones se han enfocado
exclusivamente hacia el estudio de los parásitos de
peces de la familia Lutjanidae (Vélez 1987, Zhukov
1976), mientras que sólo un trabajo consideró al pargo
mulato (Fuentes-Zambrano et al. 2003). Una
característica de estos trabajos es que en su mayoría
tratan únicamente sobre la descripción de especies de
tremátodos y algunos acantocéfalos; los nemátodos
fueron escasamente reportados.
En México se han hecho solamente estudios
puntuales con peces salobres o marinos en la bahía de
Chetumal. Gran parte de estos trabajos representan
hallazgos aislados de nuevos registros geográficos y de
hospederos (Salgado-Maldonado 1979, Bravo-Hollis y
Salgado-Maldonado 1983, Bravo-Hollis 1984, 1989,
Bravo-Hollis y Lamothe-Argumedo 1988). Sólo
algunas especies de peces marinos y dulceacuícolas
han sido estudiadas en las costas de Quintana Roo
(Moravec et al. 1995a, b, 1999, Scholz et al. 1995 a, b,
1999, Mendoza-Franco et al. 1999, Vidal-Martínez et
al. 2001). Recientemente se realizaron investigaciones
sobre los parásitos del pargo mulato en las costas del
estado de Yucatán (González-Solís et al. 2002, ArgáezGarcía 2003). Aguirre-Macedo et al. (2002) realizaron
un estudio de la helmintofauna de 4 especies de peces
de importancia comercial dentro de la Bahía; sin
embargo, el pargo no fue incluido en éste.
A pesar de la importancia económica del
pargo y del gran auge de la industria pesquera en esta
región, es evidente que los trabajos sobre los parásitos
que afectan a las poblaciones de peces de alto valor
comercial y pesquero son escasos y limitados. Esta
falta de conocimiento sobre la fauna helmintológica de
los peces marinos y estuarinos es aún más evidente en
la región sur de la costa de Quintana Roo, donde sólo
existen reportes de parásitos en algunas especies de
peces presentes en cuerpos de agua continentales y
marinos.
En virtud de esta escasez en el conocimiento
de los helmintos en peces marinos y por la alta
diversidad biológica presente en esta zona, es
importante identificar a las especies de nemátodos que
parasitan a una de las especies de peces de mayor
importancia pesquera y comercial en la zona sur del
estado de Quintana Roo. De igual manera, el
determinar parámetros de infección (prevalencia,
abundancia e intensidad), modo de transmisión y
especificidad hospedatoria de las especies permitirá
evaluar su importancia como parásitos del pez y como
indicadores del posible comportamiento alimenticio y
ecológico del mismo.
El conocer las especies de nemátodos
parásitos que afectan a las poblaciones naturales de
organismos acuáticos, así como sus características
biológicas y de transmisión, nos permitirá identificar
las posibles fuentes de infección, y desarrollar y aplicar
medidas de control para evitar su dispersión cuando sea
necesario. Esta información es de particular interés no
sólo en relación a la salud del pez, sino para tratar de
entender los problemas ecológicos y generar
información sobre la presencia de hospederos
adicionales que son necesarios para completar el ciclo
de vida de los helmintos.
Métodos
Los peces fueron capturados de junio 2004 a junio
2005 en 12 localidades distribuidas dentro de la bahía
de Chetumal y en las aguas costeras del Mar Caribe
(desde Punta Allen hasta Bacalar Chico) (Tabla 1; Fig.
1). Se usaron diversos artes de pesca (anzuelos, redes
de arrastre, atarrayas y redes agalleras) para las
capturas de peces, en algunas ocasiones éstos últimos
se compraron a pescadores locales.
Los peces se transportaron en hieleras, con
abundante hielo, para evitar su descomposición. Una
vez en el laboratorio se les tomaron los datos de
longitud total y longitud patrón (mm) con un ictiómetro
y un vernier, también se registró su peso no eviscerado
(g) con una balanza granataria.
El examen helmintológico incluyó la revisión
externa e interna de los organismos. El examen externo
comprendió la revisión de los tejidos y órganos
conectados con el ambiente externo (piel, escamas,
ojos, etc.). Para el examen interno se hizo una incisión
en la parte ventral del pez, a fin de dejar al descubierto
las vísceras. El tracto digestivo y demás órganos se
disectaron y revisaron por separado bajo el
microscopio de disección. La revisión de los órganos
con cavidades se hizo desgarrando el tejido para dejar
expuesta dicha cavidad, y posteriormente se hizo un
raspado de la mucosa para ser revisada por separado.
81
González-Solís et al.
Tabla 1. Localidades del sur de Quintana Roo donde se colectaron pargos a lo largo del período de muestreo.
Localidad
Dos Hermanos
La Aguada
Río Krik
Punta Calentura
Tamalcab
UQROO
Punta Has
Bacalar Chico
Xcalak
Tampalam
Uvero
Punta Gorila
Total
Tipo
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Estuarina
Marina
Marina
Marina
Marina
No. de peces
48
26
22
16
21
20
25
49
83
15
18
17
360
Coordenadas
18° 35’ 02”N
88° 03’ 15”O
18° 15’ 12”N
87° 53’ 39”O
18° 51’ 32”N
88° 02’ 50”O
18° 28’ 45”N
88° 04’ 32”O
18° 38’ 21”N
88° 11’ 02”O
18° 31’ 33”N
88° 15’ 55”O
18° 23’ 37”N
87° 56’ 32”O
18° 11’ 41”N
87° 51’ 15”O
18° 19’ 32”N
87° 49’ 23”O
19° 09’ 20”N
87° 32’ 32”O
19° 06’ 23”N
87° 34’ 09”O
19° 08’ 04”N
87° 33’ 44”O
Mes y año
Jun, Oct 04
Ago 04
Sept 04
May 05
Abr 05
Abr 05
Abr, May 05
Jul-Sept 04, Feb 05
Jul, Sept, Oct 04, Mar, Jun 05
Nov 04
Ene 05
Dic 04
helmintológicas convencionales (Vidal Martínez et al.
2001). Cada nemátodo fue fijado en formalina al 4%
con solución salina y posteriormente se aclararon con
glicerina y agua en diferentes proporciones (1:20, 1:10,
1:5, 1:2) y se conservaron en alcohol al 70% o
formalina al 4% con solución salina.
La identificación taxonómica a nivel de
especie se basó en las características de las formas
adultas, mientras que aquéllas que se recolectaron en
estado larval fueron identificadas hasta nivel de familia
o género. El material biológico se depositó en las
colecciones helmintológicas de El Colegio de la
Frontera Sur, del CINVESTAV-Mérida y del Instituto
de Biología de la UNAM.
Los parámetros de infección: prevalencia
(porcentaje de hospederos infectados con una especie
de parásito), intensidad promedio (número promedio de
parásitos por hospedero infectado) y abundancia media
(promedio de parásitos por hospedero en la muestra),
fueron usados de acuerdo a lo propuesto por Margolis
et al. (1982). Para las especies autogénicas (aquellas
que completan su ciclo de vida dentro del medio
acuático) y alogénicas (que completan su ciclo de vida
fuera del ambiente acuático) se utilizaron los conceptos
propuestos por Esch et al. (1988). Se consideraron
como especialistas a las especies que sólo parasitan una
familia, género, o especie de hospederos; y como
generalistas a las que tienen la capacidad de infectar a
más de una familia, género o especie de hospederos.
Los términos comunidad componente (parásitos
encontrados en toda la especie) e infracomunidad
(encontrados en un individuo) se usaron de acuerdo al
criterio de Holmes (1990).
Figura 1. Localidades de captura de pargo mulato
(Lutjnaus griseus) en la zona sur del estado de
Quintana Roo.
Los órganos parenquimatosos (hígado, músculo, riñón)
se revisaron por compresión entre dos vidrios planos
(Vidal-Martínez et al. 2001). Todos los nemátodos
fueron colectados, contados y se anotó su posición en
el hospedero, así como su estado de desarrollo y
madurez.
La fijación y preservación de cada especie de
nemátodo se hizo siguiendo
las técnicas
Un total de 360 individuos pertenecientes a la especie
Lutjanus griseus fue colectado en las 12 localidades.
82
La revisión helmintológica de estos ejemplares mostró
la presencia de 19 especies de nemátodos (6 adultos y
13 larvas) (Tabla 2).
Los resultados muestran que la riqueza
específica (número de especies) de la nematofauna del
pargo mulato a nivel de comunidad componente e
infracomunidad es relativamente rica (Tabla 3). Los
estudios previos sobre los helmintos de peces marinos
reportan números menores en cuanto a la riqueza de
especies encontradas en comparación con este trabajo.
Para el pámpano (Trachinotus carolinus), pargo (L.
griseus) y mero (Epinephelus morio) en costas del
estado de Yucatán, sólo se presentaron 7, 4 y 8 especies
de nemátodos, respectivamente (Moravec et al. 1997,
González-Solís et al. 2002, Sánchez-Ramírez y VidalMartínez 2002, Argáez-García 2003). Esta diferencia
puede estar relacionada con los distintos hábitos
alimenticios de las especies de peces, sus distintos
requerimientos de hábitat y sus movimientos
migratorios del ambiente estuarino-dulceacuícola al
marino.
Los nemátodos de los géneros Cucullanus y
Philometra probablemente representan nuevas especies
para la ciencia, y serán descritas en otro trabajo.
Procamallanus (S.) sp. es muy similar a la especie P.
(S.) cricotus Fusco y Overstreet, 1978, que ha sido
reportada de L. griseus en Alabama (Williams 1993).
La mayoría de las otras especies representan nuevos
registros de hospedero y geográficos, ya que sólo
Dichelyne (D.) bonacii fue previamente descrita en el
pargo mulato por González-Solís et al. (2002).
Los valores de infección para los parásitos
encontrados en el pargo mulato son presentados en la
Tabla 2. Podemos notar que las larvas de
Pseudoterranova sp. (41.9%, 10.86) fueron las más
prevalentes y abundantes, seguidas de Contracaecum
sp. tipo 2 (40%, 7.12). A su vez, Pseudoterranova sp.
resultó ser la especie dominante en el estudio, con un
Tabla 2. Lista taxonómica de los nemátodos parásitos encontrados en el pargo mulato, Lutjanus griseus, (n= 360)
en la costa sur de Quintana Roo. AL= Alogénica, AU= Autogénica, Ca= Cavidad abdominal, E= Especialista, G=
Generalista, I= Intestino, M= Músculo, Me= Mesenterios, Pe= Pared estomacal, S= Estómago. Ver métodos para
más detalles.
Especie
Hábitat
Estatus
Peces
infectados
Prevalencia
(%)
Individuos
(no.)
Abundancia
Intensidad
Adultos
Capillariidae gen. sp.
S
?/AU
1
0.3
1
0.003
1
Cucullanus sp.
I
E/AU
98
27.2
208
0.58
2.12
Dichelyne (Dichelyne) bonacii
I
E/AU
50
13.9
99
0.27
1.98
Hysterothylacium pelagicum
I
G/AU
8
2.2
6
0.02
0.75
Philometra sp.
M
E/AU
66
18.3
177
0.49
2.68
Procamallanus (Spirocamallanus) sp.
I
G/AU
8
2.2
24
0.07
3
Acuariidae gen. sp.
Pe
G/AL
15
4.2
59
0.16
3.93
Anisakidae gen. sp.
Me
G/?
1
0.3
1
0.003
1
Contracaecum sp. tipo 1
Me, Ca
G/AL
47
13.1
80
0.22
1.70
Contracaecum sp. tipo 2
Me, Ca
G/AL
144
40.0
2562
7.12
17.79
Contracaecum sp. tipo 2B
Me, Ca
G/AL
14
3.9
24
0.07
1.71
Echinocephalus sp.
Me
G/AU
4
1.1
9
0.03
2.25
Hysterothylacium sp. tipo MD
Me
G/AU
2
0.6
2
0.005
1
Larvas
Hysterothylacium pelagicum
Me
G/AU
7
1.9
12
0.03
1.71
Hysterothylacium reliquens
Me
G/AU
3
0.8
3
0.01
1
Pseudoterranova sp.
Me, Ca
G/AU
151
41.9
3909
10.86
25.89
Physocephalus sp.
Me, Pe
G/AL
26
7.2
151
0.42
5.81
Spirocerca sp.
Me
G/AL
2
0.6
6
0.02
3
Spiroxys sp.
Me
G/AU
2
0.6
2
0.005
1
Spiruridae gen sp.
Me
G/?
1
0.3
1
0.003
1
83
Tabla 3. Parámetros poblacionales de los nemátodos parásitos en el pargo mulato Lutjanus griseus (n= 360).
Parámetro
Número total de especies de nemátodos
Número promedio (± d.e.) de especies por localidad
Número total de individuos
Porcentaje de especies en estado larval/adulto
Índice Berger-Parker (especie dominante)
Número máximo de especies en un hospedero
Número de hospederos con 0 ó 1 especie
Media (± d.e.) del número de individuos por hospedero
Número máximo de individuos en un hospedero
Número mínimo de individuos en un hospedero
valor de 0.60 en el índice de Berger-Parker (Tabla 3), y
la que estuvo presente en las 12 localidades
muestreadas. Estas especies completan su ciclo de vida
en mamíferos marinos y aves ictiófagas, utilizando a
peces presa como hospederos intermediarios que
adquieren la infección al consumir copépodos
parasitados. Las abundantes poblaciones de aves
ictiófagas (pelícanos, cormoranes, garzas) que habitan
en la región, la presencia de mamíferos marinos y las
adecuadas cantidades de hospederos intermediarios o
pasajeros favorecen que los ciclos de vida se completen
más ágilmente. Además, estas dos especies generalistas
han sido reportadas en la mayoría de los peces que
habitan en cuerpos de agua totalmente marinos o
salobres. Por otra parte, las especies menos prevalentes
y abundantes fueron las larvas de Capillariidae gen. sp.,
Anisakidae gen. sp. y Spiruridae gen. sp., cuyo estado
de desarrollo fue tan pobre que sólo permitió la
identificación a nivel de familia. La presencia de estos
nemátodos, así como de las especies Hysterothylacium
sp. tipo MD, H. reliquens, Spirocerca sp. y Spiroxys
sp. puede considerarse como infecciones accidentales,
debido a que tuvieron una prevalencia menor al 1% y
un bajo número de individuos encontrados (Tabla 2).
Durante este estudio se pudo determinar que
existe un grupo de nemátodos con una alta
especificidad hacia el pargo, el cual está formado por
Cucullanus sp., Dichelyne (Dichelyne) bonacii y
Philometra sp. Sin embargo, estas especies sólo
representan una pequeña proporción (16%) del número
total de nemátodos encontrados. Esto concuerda con lo
mencionado por Holmes (1990), quien sugiere que las
comunidades de helmintos de peces marinos están
mayormente formadas por generalistas que por
especialistas.
De acuerdo al modo de transmisión y al lugar
donde completan su ciclo de vida, la mayoría de los
nemátodos del pargo (12) representan especies
19
7 ± 2.35
7,336
68/32
0.60 (Pseudoterranova sp.)
7
122
20.38 ± 37.77
372
0
autogénicas que completan este ciclo dentro del mismo
cuerpo de agua; el resto de las especies (7) son larvas
que maduran en aves o mamíferos terrestres y por tanto
son consideradas como alogénicas. Aquellos parásitos
que no pudieron ser identificados hasta nivel de género,
debido a su estado de desarrollo, mantienen un estatus
incierto. De igual manera, el pargo tuvo un menor
porcentaje de nemátodos adultos (32%) que de estadios
larvales (68%), lo que puede sugerirnos que esta
especie, además de ser un depredador, también sirve de
alimento para especies colocadas en la parte superior
de la cadena alimenticia (depredadores superiores).
La especificidad no sólo se dio a nivel de
hospedero, sino que los nemátodos también tuvieron
preferencias hacia el sitio de infección. Esto fue más
evidente en los estadios adultos, los cuales fueron
encontrados parasitando el tracto digestivo de los peces
(estómago e intestino), con excepción de Philometra
sp., la cual se aisló de los músculos. Las larvas tuvieron
una menor especificidad hacia el microhábitat (cavidad
corporal, mesenterios, pared estomacal e hígado), ya
que sólo usan al pez como un hospedero intermediario
para pasar hacia el hospedero definitivo.
De las especies de nemátodos encontradas, las
que tienen cierto potencial zoonótico son de la familia
Anisakidae: Anisakidae gen. sp., Contracaecum,
Pseudoterranova e Hysterothylacium. Estos taxa
pudieran involucrarse en la infección de humanos
cuando éstos consumen peces crudos, mal cocidos o
ahumados. Sin embargo, es importante señalar que
todos estos organismos fueron encontrados en tracto
digestivo y órganos adyacentes, los cuales
generalmente son retirados del pez antes de ser
consumido.
Es importante señalar que aun cuando las
cargas parasitarias fueron altas en algunos casos, es
evidente que su presencia podría considerarse como
una infección “normal”, ya que todos los peces
84
colectados mostraban, a simple vista, un buen estado de
salud. Una posible explicación al respecto podría estar
relacionada con el proceso de coevolución que han
sufrido ambos grupos, y que ha permitido a uno
(hospedero) sobrevivir con relativamente alta densidad
de parásitos.
Este trabajo representa el primer estudio
sistemático sobre la nematofauna de una especie con
alto valor pesquero y comercial en la costa sur del
estado de Quintana Roo; por tanto, los resultados
obtenidos incrementan el conocimiento sobre la
diversidad de parásitos en poblaciones silvestres de
peces salobre-marinos. Los escasos reportes sobre
parásitos en el pargo mulato de México sólo han
incluido registros aislados y puntuales de helmintos
encontrados en unos pocos peces revisados de
localidades particulares. En comparación, este estudio
fue desarrollado durante un año, con muestras
colectadas mensualmente en diferentes localidades
dentro de la bahía de Chetumal y la costa sur de
Quintana Roo, lo que permite tener una mejor
representatividad de las especies de helmintos que
pueden estar infectando a los peces en su medio
natural.
Recomendaciones
Es evidente que realizar investigaciones anuales con
muestreos mensuales nos permitirá tener una mejor
representatividad de lo que ocurre en el área de estudio
y en la especie objeto del estudio. Esto favorecerá el
análisis de un mayor número de muestras y permitirá
evaluar las variaciones estacionales de los parásitos y
sus hospederos.
Falta un mayor esfuerzo en el estudio de los
parásitos de peces de la costa de Quintana Roo para
conocer la presencia y distribución de las especies y
sus hospederos y, de esa manera, evaluar los posibles
intercambios de parásitos entre los peces. También se
requieren estudios biológicos tanto de los hospederos
definitivos como de aquellos utilizados como
hospederos intermediarios y pasajeros durante el ciclo
de vida de los parásitos, con el fin de tener alternativas
para el control de las infecciones parasitarias, en el
dado caso de utilizar a algunas especies de peces para
sistemas de cultivo. Lo anterior puede agilizar la
colaboración con colegas de áreas afines que se vea
reflejada en trabajos multidisciplinarios que faciliten la
solución de problemas regionales.
Recientemente, varios estudios de impacto
ambiental han utilizado a los parásitos para proveer
información valiosa sobre el estado químico, físico,
biológico y ecológico del ambiente contrastando los
cambios en la diversidad y en la estructura de la
comunidad con su presencia y ausencia. Considerando
que la bahía de Chetumal puede sufrir de cambios
ambientales producto de la actividad antropogénica, los
parásitos pudieran ser un buen modelo para monitorear
dichas modificaciones al ambiente.
Conclusiones
Los resultados de la presente investigación muestran la
presencia de una fauna de nemátodos rica en el número
de especies. De cierto modo, esta relativa alta riqueza
puede darnos una idea del estado de salud del medio
acuático en la costa sur de Quintana Roo, donde
aparentemente se presentan poblaciones adecuadas de
vertebrados e invertebrados que actúan como
hospederos intermediarios y pasajeros dentro de los
complejos ciclos de vida de los nemátodos
encontrados. Al respecto, Overstreet (1997) mencionó
que cuando se usan parásitos con ciclos de vida
complejos como bioindicadores del estado de salud de
peces de un hábitat específico, y que tienen infecciones
fuertes y con una alta prevalencia, los datos soportan la
idea de que se trata de una ambiente relativamente
saludable.
Cualquier alteración a las condiciones actuales
puede repercutir en la desaparición de algunas de estas
poblaciones de parásitos y en la aparición de otras, lo
cual podría provocar cambios drásticos en la salud de
los peces. Todo esto está relacionado con los diferentes
tipos de interacción que ocurren entre cada parásito y el
factor estresante (calidad del agua, modificación del
hábitat, pesquerías, especies exóticas). Aunque algunos
parásitos pueden incrementar sus poblaciones, más a
menudo parece que sus poblaciones decrecen con
dichos efectos (Lafferty y Kuris 1999).
Reconocimientos
Los autores agradecen a H. del Ángel Coral, F.
Gallegos Torres y R. Herrera Pavón por su valiosa
colaboración durante la colecta y revisión de los peces.
A los pescadores B. Vellos Gaburel y J. A. Batún
Catzin por su ayuda en la captura de los peces. Este
trabajo fue financiado por los Fondos Sectoriales
SAGARPA-CONACYT 2003-048.
Literatura citada
Aguirre-Macedo, M. L., V. M. Vidal-Martínez, D.
González-Solís, C. M. Vivas-Rodríguez, A. M.
Sánchez-Manzanilla, G. Arjona-Torres y P. I.
Caballero-Pinzón. 2002. Helmintofauna de cuatro
especies de peces de importancia comercial en la
bahía de Chetumal, Quintana Roo, México. En
85
integrado de la bahía de Chetumal y su área de
influencia, eds. F. J. Rosado-May, R. Romero May y
A. de Jesús Navarrete, 93-100. Chetumal, Quintana
Roo, México: Universidad de Quintana Roo.
Anderson, R. C. 2000. Nematode parasites of
vertebrates: their development and transmission. 2nd
Edition. Wallingford, UK: CABI Publishing.
Argáez-García, N. 2003. Comunidades de helmintos
parásitos intestinales del “pargo mulato” Lutjanus
griseus Linneo, 1758 (Pisces: Lutjanidae) en un
ambiente marino y uno estuarino del estado de
Yucatán, México. Tesis de Licenciatura. Mérida,
Yucatán: Universidad Autónoma de Yucatán.
Bravo-Hollis, M. 1984. Monogenea (van Beneden,
1858) Carus, 1963, de peces del litoral Mexicano del
Golfo de México y del Mar Caribe X. Nuevas
localidades de colecta de seis especies conocidas. An.
Inst. Biol., UNAM, Ser. Zool. 55:61-71.
Bravo-Hollis, M. 1989. Monogenea (van Beneden,
1858) Carus, 1963, de peces del Golfo de México y
del Mar Caribe XII. Nuevas localidades de colecta de
especies conocidas de Gastrocotilidos. An. Inst. Biol.,
UNAM, Ser. Zool. 59:1-14.
Bravo-Hollis, M., y R. Lamothe-Argumedo. 1988.
Monogenea de peces del Golfo de Mexico y del Mar
Caribe XIII. Redescripción de Pseudochauhanea
mexicana Lamothe, 1967, parásito de Sphyraena
barracuda (Walbaum) (Pisces). An. Inst. Biol.,
UNAM, Ser. Zool. 58:1-10.
Bravo-Hollis, M. y G. Salgado-Maldonado. 1983.
Monogenea (van Beneden, 1858) Carus, 1863 de
peces del litoral Mexicano del Golfo de México y del
Caribe. VIII. Presentación de siete especies
conocidas con nuevas localidades geográficas y una
nueva combinación. An. Inst. Biol., UNAM, Ser.
Zool. 53:1-18.
Bunkley-Williams, L., G. W. Dyer y E. H. Williams Jr.
1996. Some aspidogastrid and digenean trematodes
of Puerto Rican marine fishes. J. Aquat. Anim Heal.
8:87-92.
Dyer, W. G., E. H. Williams Jr. y L. BunkleyWilliams. 1985. Digenetic trematodes of marine
fishes of the western and southwestern coast of
Puerto Rico. Proc. Helminthol. Soc. Wash. 52:85-94.
Esch, G. W., C. R. Kennedy, A. O. Bush y J. M. Aho.
1988. Patterns in helminth communities in
freshwater fish in Great Britain: alternative strategies
for colonization. Parasitology 96:519-532.
Esch, G. W. y J. C. Fernandez. 1993. A Functional
biology of parasitism. Cambridge: Chapman and
Hall.
Fischthal, J. H. 1977. Some digenetic trematodes of
marine fishes from the barrier reef and reef lagoon of
Belize. Zool. Scrip. 6:81-88.
Fischthal, J. H., y P. Nasir. 1974. Some digenetic
trematodes from freshwater and marine fishes of
Venezuela. Nor. J. Zool. 22:71-80.
Fuentes-Zambrano, J. L., C. Silva-Rojas e Y. ReyesLeón. 2003. Parásitos en juveniles de Lutjanus
griseus (Pisces: Lutjanidae) de la laguna de la
Restinga, Isla de Margarita, Venezuela. Interciencia
28:1-6.
González-Solís, D., N. Argaéz-García, y S. GuillénHernández. 2002. Dichelyne (Dichelyne) bonacii sp.
n. (Nematoda: Cucullanidae) from the grey snapper
Lutjanus griseus and the black grouper
Mycteroperca bonaci off the coast of Yucatan,
Mexico. Syst. Parasitol. 53:109-113.
Holmes, J. C. 1990. Helminth communities in marine
fishes. En Parasite communities: Patterns and
processes, eds. G. Esch, A. Bush and J. Aho, 101156, New York: Chapman and Hall.
Lafferty, K. D., y A. M. Kuris. 1999. How
environmental stress affects the impact of parasites.
Limnol. Oceanogr. 44:925-931.
Linton, E. 1910. Helminth fauna of the Dry Tortugas
II. Trematodes. Carng. Inst. Wash. Publ. 133:11-98.
Manter, H. W. 1947. The digenetic trematodes of
marine fish of Tortugas, Florida. Amer. Midl. Nat.
38:257-416.
Margolis, L., G. W. Esch, J. C. Holmes, A. M. Kuris,
and G. M. Schad. 1982. The use of ecological terms
in parasitology. J. Parasitol. 68:131-133.
Mendoza-Franco, E. F., T. Scholz, C. Vivas-Rodríguez,
and J. Vargas-Vázquez. 1999. Monogeneans of
freshwater fishes from cenotes (sinkholes) of the
Yucatan Peninsula, Mexico. Folia Parasitol. 46:267273.
Moravec, F. 1998. Nematodes of freshwater fishes of
the neotropical region. Prague: Academia.
Moravec, F., C. Vivas-Rodríguez, T. Scholz, J. VargasVázquez, E. Mendoza-Franco y D. González-Solís.
1995a. Nematodes parasitic in fishes of cenotes (=
sinkholes) of the Peninsula of Yucatan, Mexico. Part
1. Adults. Folia Parasitol. 42:115-129.
Moravec, F., C. Vivas-Rodríguez, T. Scholz, J. VargasVázquez, E. Mendoza-Franco, J. J. Schmitter-Soto y
D. González-Solís. 1995b. Nematodes parasitic in
fishes of cenotes (= sinkholes) of the Peninsula of
Yucatan, Mexico. Part 2. Larvae. Folia Parasitol.
42:199-210.
Moravec, F., V. M. Vidal-Martínez, J. VargasVázquez, C. Vivas-Rodríguez, D. González-Solís, E.
Mendoza-Franco, R. Simá-Álvarez y J. GüemezRicalde. 1997. Helminth parasites of Epinephelus
morio (Pisces: Serranidae) of the Yucatan Peninsula,
southeastern Mexico. Folia Parasitol. 44:255-266.
Moravec, F., J. Vargas-Vázquez y D. González-Solís.
86
1999. Nematode parasites from the blind fish Ogilbia
pearsei from the Nohoch cave system with remarks
on Rhabdochona kidderi (Nematoda) from fishes of
Yucatan, Mexico. Acta Soc. Zool. Bohem. 63:295300.
Nahhas, F. M. and K. Carlson. 1994. Digenetic
trematodes of marine fishes of Jamaica, West Indies.
Hofstra University Marine Laboratory, Ecological
Survey of Jamaica, Publication 2.
Overstreet, R. M. 1969. Digenetic trematodes of
marine teleost fishes from Biscayne Bay, Florida.
Tul. Stud. Zool. Bot. 15:1-119.
Overstreet, R. M. 1997. Parasitological data as
monitors of environmental health. Parassitologia
39:169-175.
Salgado-Maldonado, G. 1979. Acantocéfalos de peces
VI. Hallazgo de Gorgorhynchoides bullocki Cable y
Mafarachisi,
1970
(Acanthocephala:
Arhythmacanthidae) y descripción de algunos
estados juveniles. An. Inst. Biol., UNAM, Ser. Zool.
50:35-50.
Sánchez-Ramírez, C. y V. M. Vidal-Martínez. 2002.
Metazoan parasite infracommunities of the Florida
pompano (Trachinotus carolinus) from the coast of
the Yucatan Peninsula, Mexico. J. Parasitol.
88:1087-1094.
Scholz, T., J. Vargas-Vázquez, F. Moravec, C. VivasRodríguez y E. Mendoza-Franco. 1995a. Cenotes
(sinkholes) of the Yucatan Peninsula, Mexico, as a
habitat of adult trematodes of fish. Folia Parasitol.
42:37-47.
Scholz, T., J. Vargas-Vázquez, F. Moravec, C. VivasRodríguez, y E. Mendoza-Franco. 1995b.
Metacercariae of trematodes of fishes from cenotes
(= sinkholes) of the Yucatan Peninsula, Mexico.
Folia Parasitol. 42:173-192.
Scholz, T., M. L. Aguirre-Macedo, G. SalgadoMaldonado, J. Vargas-Vázquez, V. M. VidalMartínez, J. Wolter, R. Kuchta y G. Körting. 1999.
Redescription of Pseudoacanthostomum panamense
Caballero, Bravo-Hollis and Grocott, 1953 (Digenea:
Acanthostomidae), a parasite of siluriform fishes of
the family Ariidae, with notes on its biology. J.
Helminthol. Soc. Wash. 66:146-154.
Siddiqi, A. H. y R. M. Cable. 1960. Digenetic
trematodes of marine fishes of Puerto Rico.
Scientific Survey of Puerto Rico and the Virgin
Islands. N. Y. Acad. Sci. 17:257-369.
Vélez, I. 1987. Sobre la fauna de trematodos en peces
marinos de la familia Lutjanidae en el Mar Caribe.
Act. Biol. 61:70-84.
Vidal-Martínez, V. M., M. L. Aguirre-Macedo, T.
Scholz, D. González-Solís, E. Mendoza Franco.
2001. Atlas of the helminth parasites of cichlid fish
of Mexico. Prague: Academia.
Williams, E. H. Jr. 1983. New host records for some
nematode parasites of fishes from Alabama and
adjacent waters. Proc. Helminthol. Soc. Wash.
49:323-325.
Williams, H. H. y A. Jones. 1994. Parasitic worms of
fish. London: Taylor and Francis.
Zhukov, E. V. 1976. New species of the genus
Haliotrema Johnston and Tiegs, 1922, from the Gulf
of Mexico fishes of the family Lutjanidae. En Fauna,
systematics and phylogeny of Monogenoidea.
Proceedings of the Institute of Biology and
Pedology, Far East Science Centre, Academy of
Sciences of the U.S.S.R., New Series 35: 33-47 (en
Ruso).
87
11
Macrobentos
N.E. GONZÁLEZ, L.F. CARRERA-PARRA, P. SALAZAR-SILVA,
C. LLANES-BAEZA, L.E. GONZÁLEZ-ESCALANTE Y S.I. SALAZAR-VALLEJO
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77014, México. emilia@ecosur.mx
Resumen
Se estudió el efecto sobre el macrobentos de la bahía de Chetumal por el aporte de materia
orgánica y contaminantes del río Hondo y de la ciudad, lo que hipotéticamente generaría un
gradiente desde el río hacia la parte norte de la Bahía, y se evaluó el potencial de algunas
especies como bioindicadoras. Se analizaron muestras de cuatro transectos que resultaron
en 4,000 organismos repartidos en 36 especies. Los perfiles mostraron cambios por una
sedimentación severa en la estación más cercana al muelle fiscal, la cual tuvo signos de
estar impactada, según curvas de abundancia y de biomasa de organismos. Un análisis de
hidrocarburos-plaguicidas y comunidades sublitorales mostró mayores concentraciones
desde la laguna Guerrero hacia el sur de la Bahía, por lo que se sugiere la presencia de dos
fuentes de enriquecimiento de materia orgánica o contaminación. Los mejillones
Brachidontes exustus y Mytilopsis sallei y los neréididos Laeonereis culveri y Nereis
garwoodi fueron evaluados como bioindicadores. Así, M. sallei fue más abundante en la
estación más enriquecida de materia orgánica, mientras que B. exustus abundó sólo en una
de las estaciones menos impactadas. Su número indica que la primera es resistente y la otra
es sensible al aporte de materia orgánica. De los poliquetos, N. garwoodi es perforador de
roca y herbívoro, y fue más abundante en la estación más enriquecida; empero, esta
abundancia puede relacionarse con la disponibilidad de sustrato y con la abundancia de
isópodos depredadores, ya que donde había muchos isópodos, había pocos poliquetos. Por
otro lado, L. culveri es excavador y sedimentívoro y su abundancia fue similar en los sitios
de muestreo. Sin embargo, la densidad y biomasa del sedimentívoro podrían detallarse para
usarse como bioindicadores. Se recomiendan mantener algunas acciones, como estudios en
ecología del bentos y, a futuro, programas de monitoreo con las especies más relevantes.
Abstract
The main results of studies on macrobenthos from the Chetumal bay are presented. The
effect of organic matter and pollutants from the Hondo River and the Chetumal city, which
would generate a decreasing gradient from the river mouth to the North part of the Bay was
studied, and some species were evaluated as bioindicators. Four transects were made
resulting in 4,000 organisms distributed in 36 species. Benthic profiles indicated severe
sedimentation in the nearest station to the harbor, and that it was impacted. An analysis on
hydrocarbon-pesticides and sublittoral communities showed enrichment from Guerrero
Lagoon, thus, there are two sources of contamination or gradients in the bay. The mussels
Brachidontes exustus and Mytilopsis sallei, and the nereidids Laeonereis culveri and Nereis
garwoodi, were evaluated as bioindicators. Thus, M. sallei was more abundant in the
enriched station, while B. exustus was only plentiful in one of the less-impacted sites. Their
numbers indicate that the first one is resistant while the second is sensitive to the organic
matter load. For polychaetes, N. garwoodi is a borer in rocks and a herbivore which was
more abundant in the enriched station; this abundance can depend on substrate availability
and abundance of predatory isopods (many isopods, fewer worms). On the other hand, L.
culveri is burrower and sedimentivore, and its abundance is similar along sampling sites.
ECOSUR, 2009
Macrobentos
However, the sedimentivore density and biomass could be refined to be used as
bioindicators. Some future actions are recommended for benthic ecology, especially the
promotion of monitoring programs for the more relevant species.
Introducción
Las especies del zoobentos pueden separarse por su
tamaño en macro-, meio- y micro-bentos, aunque en su
desarrollo pueden transitar a través de estas categorías.
Para esta contribución, definimos al macrobentos como
aquellos metazoos que son retenidos por una malla de
500 µm. Para la presentación de los resultados,
separamos las zonas más someras (litoral y circalitoral)
de las de mayor profundidad (sublitoral). De las
primeras, la litoral se define por la acción de las mareas
y puede llegar hasta 50 cm de profundidad, mientras
que la circalitoral es la que se extiende hasta 1.5 m de
profundidad. La zona sublitoral es más distante a la
costa y contiene organismos que no se exponen al aire
en mareas bajas.
La estructura de la comunidad del
macrobentos ha sido usada para evaluar el impacto
biológico de la contaminación en el ambiente marino,
porque integra las condiciones ambientales locales a
las cuales se han expuesto los organismos, y porque da
una idea de las consecuencias sobre actividades de
valor económico y social que ocurren en el ecosistema,
como las pesquerías y la recreación (Salazar-Silva
1998). La composición faunística es también función
de la variación en las condiciones ambientales, por lo
que diferencias en las variables ambientales pudieran
evidenciar cambios faunísticos, o los sitios dentro de
una misma área geográfica que tienen alto grado de
similitud en su composición faunística (Field et al.
1982).
En el estudio de la macrofauna del bentos
como indicadora del efecto de la contaminación, se
requiere analizar cambios espaciales o temporales en
alguna de las características ecológicas, como la
composición
biológica,
abundancia,
biomasa,
distribución y diversidad, y su correlación con las
concentraciones de contaminantes más que con otras
variables ambientales. De acuerdo con Bayne et al.
(1988), cuando no se tiene conocimiento del patrón de
la composición y distribución de los organismos antes
del evento de contaminación, o se desconoce la
extensión del disturbio, el análisis de los cambios
puede realizase comparando los sitios a lo largo de un
gradiente espacial de contaminación.
Diversas actividades humanas se han presentado
en las inmediaciones de la Bahía durante el desarrollo
económico y el crecimiento demográfico de la ciudad,
modificando la integridad funcional de las comunidades
litorales. Durante el auge de la explotación forestal
(caoba y cedro), hubo mayor aporte de taninos al tratar o
transportar maderos; también ligado con la deforestación,
hubo incremento en sedimentación y en aporte de agua
dulce. Las actividades urbanas han repercutido en aporte
directo o indirecto de materia orgánica (MO), por drenaje
y desde los basureros, así como de contaminantes como
aceites y gasolina, mientras que las actividades
agropecuarias han ocasionado aportes de plaguicidas y
fertilizantes, principalmente usados para la caña de
azúcar, en ambos lados de la frontera. El efecto crónico
de estos impactos parece ser severo en las inmediaciones
de la ciudad porque los vientos tienden a acumular
partículas y desechos sobre su litoral, pero es de menor
cuantía a cierta distancia de la costa (Ortíz y Sáenz 1997,
Ortíz et al. 1997).
Aunque en época de lluvias la pluma del río
Hondo puede atravesar la bahía, el efecto de los vientos y
de la circulación costera mueve las aguas vertidas a lo
largo del margen occidental de la Bahía. Por ello, se
considera que podría haber un gradiente de impacto
desde la boca del río Hondo hacia la parte norte de la
Bahía (Sáenz 2001). Así, cualquier efecto por el centro
urbano o ligado a las actividades agrícolas, cuyos
desechos llegan en parte por el río, debe acentuarse en las
inmediaciones de la ciudad y decrecer al alejarse del
sitio.
Pocos son los estudios sobre la fauna béntica
litoral de la Bahía. Salazar-Vallejo et al. (1991)
reportaron la presencia del gasterópodo Cerithidea
pliculosa, el bivalvo Mytilopsis sallei (cit. Congeria
leucophaeta), el poliqueto serpúlido Ficopomatus
miamensis, algunos neréidos (Neanthes spp.), y una
ocurrencia ocasional del cangrejo Eurypanopeus
dissimilis. Por otros estudios no publicados se sabe que
en el sedimento pueden encontrarse poliquetos pilárgidos
(Sigambra sp.) y capitélidos (Capitella sp.). Se consideró
que el impacto crónico de la ciudad y áreas agrícolas
vecinas podría implicar diferencias en la composición y
fisonomía de las comunidades litorales y que, aunque los
principales componentes fueron caracterizados, sus
abundancias serían distintas y esos cambios podrían
considerarse como indicación del efecto de la
contaminación.
Métodos
Bentos litoral y circalitoral
Carrera-Parra et al. (1997) realizaron dos muestreos en
septiembre de 1996 en cuatro estaciones: Chetumal (E1), Alacranes (E-2), Luis Echeverría (E-3) y Cayo
Venado (E-4); se utilizó un transecto de 100 m
perpendicular a la costa, con puntos de muestreo a
89
González et al.
intervalos de 0, 20, 40, 60, 80 y 100 m. Se recogieron
rocas de cada cuadrante (1 m2) para obtener organismos
crípticos y complementar la infauna del estudio
faunístico, y con un núcleo de PVC de 10 cm de
diámetro se tomaron muestras de sedimento. El material
se fijó en formol y se separó a grandes grupos,
preservándolos en alcohol al 70 % para su determinación
taxonómica. Todos los organismos fueron depositados en
la Colección de Referencia ECOSUR. Con un tubo de
PVC (diám. 2.5 cm) graduado en centímetros se estimó
la profundidad del sedimento libre al enterrarlo en el
sustrato. La MO total fue calculada por la pérdida de
peso por ignición a 500 °C, por una hora, en tres
muestras de sedimento seco (Dean 1974). Los análisis de
diversidad ecológica se realizaron mediante el índice de
Shannon-Wiener, y se realizaron curvas de abundancia y
biomasa (ABC), cuya interpretación gráfica brinda
información sobre el nivel de impacto de un sitio
(Warwick 1986).
Análisis y descripción de la comunidad
Para describir y caracterizar la estructura de la
comunidad del macrobentos, con la abundancia
numérica de cada estación de colecta se obtuvieron los
siguientes parámetros ecológicos: número de familias
(S), número de individuos por familia (A), biomasa de
cada familia (B), diversidad con el índice de ShannonWiener (H’) en base log-2, riqueza de Margalef,
dominancia de Simpson y equidad ecológica de Pielou.
Con el fin de determinar indicios de estrés inducido por
la contaminación, se construyeron las curvas ABC, de
acuerdo con Warwick (1986) y Clarke (1990). Se
realizaron análisis de varianza (ANOVA-I) para
determinar diferencias significativas en sus medias
entre y dentro de las estaciones. La homogeneidad de
varianza de los índices se evaluó por la prueba C de
Cochran y la normalidad con el estadístico de WilkShapiro. Se aplicó la prueba de Fisher para
comparaciones múltiples, LSD para determinar qué
estaciones diferían. Se hizo la prueba de Kruskal Wallis y se realizaron pruebas de Tukey para
comparaciones múltiples a los índices que no
presentaron homogeneidad de varianza. Se realizaron
análisis multivariados para detectar diferencias
espaciales en la composición y abundancia de las
familias. Previamente a los análisis, los datos de la
matriz de abundancia se transformaron con raíz cuarta
para ponderar la contribución de las familias más
abundantes en la similitud de las muestras. Se utilizó el
índice de Bray-Curtis como medida de similitud entre
cada par de muestras.
Bentos sublitoral
Considerando la importancia ecológica de la Bahía, y
que los contaminantes como hidrocarburos de petróleo
y plaguicidas organoclorados son tóxicos para los
organismos, Salazar-Silva (1998) se enfocó en
describir la estructura de la comunidad béntica a lo
largo de un supuesto gradiente de contaminación, y a
evaluar su relación con la concentración de
contaminantes. La exploración de los datos se realizó
con técnicas uni- y multi-variadas. Las muestras se
colectaron en octubre de 1996. Siete estaciones de
muestreo (A-G, Tabla 1) se establecieron a lo largo de
la costa occidental de la Bahía, y una de referencia (H,
que se consideró sin influencia urbana) se estableció en
la costa oriental. Se registraron la salinidad y la
profundidad de la columna de agua, y se tomaron
muestras de sedimento con una draga Birge Ekman (15
x 15 cm). De una muestra de cada sitio se determinaron
el tamaño de grano, el contenido de MO y la
concentración de contaminantes orgánicos. Los
métodos para el análisis fisicoquímico y los resultados
son descritos en Noreña-Barroso et al. (1998). Para la
obtención de la macrofauna se tomaron 5 réplicas en
cada sitio, se lavaron a través de un tamiz de 1 mm de
luz de malla y lo retenido fue preservado en formol al 4
%. En el laboratorio, los organismos se colocaron en
etanol al 10, 30 y 50 % durante 10, 20 y 30 min para
deshidratarlos, luego se preservaron en etanol al 70 %
con glicerina al 1 %. Los organismos de cada familia
se contaron y pesaron para estimar la biomasa como
peso húmedo drenado. Fueron identificados a nivel
familia, considerando que varios estudios han indicado
que dicho nivel es apropiado para evaluar el impacto
sobre la macrofauna (Hernández-Arana 1995,
Somerfield y Clarke 1995, Vanderklift et al. 1996).
Tabla 1. Localización geográfica de las estaciones
(Salazar-Silva 1998).
Estación
Latitud N
Longitud W Localidad
A
18º 43'03”
88º 07'47”
B
18º38'34”
88º11'34”
C
18º35'24”
88º13'21”
D
18º32'32”
88º12'47”
E
18º31'56” 88º15'26”
Ciudad Chetumal
Sur de la boca de la laguna
Guerrero
Norte de Isla Tamalcab
Parte media de Isla
Tamalcab
Sur de Isla Tamalcab
F
18º29'38”
88º16'36”
Ciudad Chetumal
G
18º29'25”
88º19'35”
Boca del río Hondo
H
18º36'57”
88º01'33”
Lado este de la Bahía
También se realizó un análisis de agrupación
en dendrogramas, por el método jerárquico
aglomerativo y el algoritmo de unión de distancia
promedio, con el fin de comparar la afinidad entre
estaciones en cuanto a composición faunística e
identificar grupos de muestras con composición y
abundancia similar. El análisis de ordenación se realizó
con un escalamiento multidimensional no métrico
(MDS) (Clarke y Green 1998). Los resultados se
90
Macrobentos
de cada roca empleando las siguientes fórmulas A= πr2,
D= P/π, CE= LR/LL, p= W/V, en las que, además de lo
indicado antes, A= Área, r= radio, CE= complejidad
estructural, y p= densidad. Cada roca fue fragmentada
para extraer los organismos. De los sedimentos se
tomaron 10 muestras con un núcleo cilíndrico (10 cm
diámetro) que se introdujo 10 cm. en el sedimento. De
cada roca se extrajeron los poliquetos para determinar
su biomasa y longitud.
presentan en diagramas de ordenación en dos
dimensiones, en los cuales el orden del rango de
distancia entre las muestras concuerda con el orden de
rango de afinidad tomadas en la matriz, de manera que,
muestras afines en composición y abundancia se
localizan más cerca unas de otras. La significancia
estadística de las diferencias entre las estaciones en
relación a la composición faunística se determinó por
medio del análisis de similitud ANOSIM de una vía
(Clarke y Green 1988).
Resultados y discusión
Variables ambientales
Cada grupo de las variables ambientales determinadas
(hidrocarburos, plaguicidas, etc.) se analizó por
separado, mediante análisis de componentes
principales (PCA), con el propósito de evaluar el
gradiente que describiera a cada uno de ellos, o de
detectar si presentaban las mismas condiciones. Los
datos fueron trasformados y normalizados para
hacerlos comparables.
Bentos litoral y circalitoral
Perfiles
Chetumal (E1) está situada a un lado de la fuente del
Pescador y es una ensenadita con descargas de aguas
pluviales y residuales. Presentaba rocas de gran tamaño,
basura en la parte expuesta, y en la zona de descarga
había algas filamentosas rojas (Heterosiphonia sp.) y
verdes (Cladophora sp.) con cobertura del 70 %; la
visibilidad en el agua era de 15 cm. A los 10 y 20 m el
fondo era homogéneo, con valvas vacías de mejillones y
rocas con tubos de serpúlidos cubiertos con sedimento (1
cm de espesor). A los 30 m, la capa de sedimento
alcanzaba 7 cm, con olor de drenaje. A los 50 m
abundaban restos de mejillones y la capa de sedimento
libre era de 3 cm; visibilidad nula. A los 70 m no hubo
variación en el fondo y había algas filamentosas;
visibilidad 20 cm. A 90 m, el fondo era 100 %
sedimento, más compacto y con presencia del pasto
Ruppia maritima (altura 3 cm) y algunas rocas con tubos
de serpúlidos.
Alacranes (E2). Playa frente a la punta sur de la
isla Tamalcab, visitada por bañistas. Acantilado con
raíces de mangle blanco expuestas, piedras y grava,
algunas cubiertas por cianobacterias. En la zona de
rompiente, el 20 % del fondo era compacto con gravilla,
había algas de color oscuro sobre las rocas. A los 10 m
estaba el alga verde Batophora sp. Hacia los 20 m el
fondo era 100 % rocoso, sin sedimento; visibilidad de 20
cm (profundidad 65 cm) y Batophora cubría el 100 % de
las rocas. A los 40 m el fondo era rocoso con muchos
mejillones adheridos, menor cobertura por la clorofita;
visibilidad 21 cm (profundidad 90 cm). A los 60 m había
un lecho rocoso (no estaban sueltas las rocas), el 95 %
del fondo cubierto por la clorofita (profundidad 1 m). A
los 80 m la cobertura de la clorofita era del 85 %, sus
talos eran de mayor longitud que los anteriores; había
rocas grandes sueltas con mejillones en las oquedades y
tubos de serpúlidos. A los 100 m el tamaño de las rocas
disminuyó; visibilidad 25 cm (profundidad 1.35 m),
fondo cubierto por Batophora. En todo el transecto no
hubo olor a drenaje.
Luis Echeverría (E3). Playa mixta frente a la
punta norte de la isla Tamalcab; es pequeña, arenosa y
con una porción rocosa, tiene restos de material vegetal
Correlación faunística y variables ambientales
Se evaluó la correlación entre los datos de la
composición faunística y los datos ambientales a partir
de los coeficientes de correlación de rangos armónicos
del análisis BIO-ENV (Clarke y Ainsworth 1993). Los
índices de la estructura de la comunidad y el análisis
multidimensional se realizaron con el programa
PRIMER (Clarke y Warwick 1994), y el StatGraphics
Plus para las pruebas estadísticas.
Bioindicadores potenciales
Bivalvos. Este grupo de organismos ha recibido una
mayor atención por reflejar los niveles ambientales de
contaminantes en los ecosistemas estuarinos y marinos.
En un estudio reciente se evaluaron dos mejillones,
Mytilopsis sallei (Recluz, 1894) y Brachidontes
exustus (Linné, 1758), como posibles bioindicadores
de MO en la Bahía (Llanes-Baeza y González 2002).
Se realizaron dos muestreos, uno en época de secas
(mayo) y el otro en época de lluvias (octubre), en cinco
estaciones de muestreo a lo largo del litoral occidental
de la Bahía: Nieves, Alacranes, Luis Echeverría, La
Barra y Cayo Venado.
Neréididos. Dos poliquetos neréididos: Nereis
garwoodi (González-Escalante y Salazar Vallejo,
2003) y Laeonereis culveri (Webster 1879) fueron
evaluados como bioindicadores del contenido de MO
en la Bahía (González-Escalante 2001). Se
recolectaron rocas durante un año, a 1 m de
profundidad en el litoral occidental de la Bahía, y
sedimentos en Nieves y Luis Echeverría. En cada una
de las estaciones se recolectaron tres rocas a las cuales
se les midieron : diámetro (D), perímetro (P), longitud
lineal (LL) y real (LR), peso (W, en kg) y volumen (V,
por desplazamiento); con estos datos se calculó el área
91
González et al.
muerto y de origen terrestre. A los 10 m el fondo era 70
% rocas desnudas con poco sedimento, algunas clorofitas
(Batophora); visibilidad 100 % (profundidad 40 cm). A
los 20 m, el fondo era 100 % arenoso, con olor
desagradable y MO en descomposición, con una capa de
12 cm de sedimento libre (profundidad de 56 cm). A los
40 m el sedimento era más compacto; visibilidad 100 %
(profundidad 70 cm). A los 60 m, el fondo era rocoso,
cubierto al 60 % por Batophora con talos largos libres de
sedimento, con algunos tubos de serpúlidos debajo de las
rocas. A los 90 m, el fondo era rocoso cubierto en un 70
% por Batophora; se observaron peces botetes o cochis,
Sphoeroides testudineus (profundidad 1 m).
Cayo Venado (E4). Playa arenosa a unos 800 m
al sur de la boca de la laguna Guerrero. Ensenada con
playa arenosa, sin rocas emergentes; lomo costero bajo
con pastos y halofitas que emergen desde una sabana,
con diversos árboles como botoncillo (Conocarpus
erectus), uva de mar (Coccoloba uvifera), ciricote
(Cordia dodecandria) y palma chit (Thrinax radiata). La
zona intermareal presentó una capa de sedimento libre de
8 cm. A los 10 m el fondo era pedazos de sascab-fango,
fragmentos de raíces, troncos, y abundantes restos de
almejas y conchas de caracoles terrestres, con una capa
de sedimento de 5 cm; visibilidad 20 cm (profundidad 40
cm). A los 30 m el sedimento era más compacto. A los
50 m, la capa de sedimento libre era de 8 cm, se
observaron lunares de fango con muchas raíces,
fragmentos de sascab con Batophora; visibilidad 100 %
(profundidad 65 cm). A los 70 m el fondo era pedregoso
con una capa de 5 cm de sedimento con muchas raíces;
visibilidad del 50 % (profundidad 65 cm). A los 100 m el
fondo era rocoso con una cobertura del 80 % de
Batophora, se observaron tubos de serpúlidos y
características similares al punto anterior hasta los 150 m
en una profundidad de 90 cm.
Comparando con los datos de Salazar-Vallejo et
al. (1991), se pudo apreciar que sólo en E1 (Chetumal) se
presentaron cambios marcados tanto en la fisonomía de
la zona como en la composición del bentos (Fig. 1),
debido a un evento de sedimentación que propició la
desaparición de los pastos, los cuales ocurrían con
abundancia a una distancia de 25 m desde la playa, y la
de especies bénticas adherida a las rocas (por ejemplo, el
serpúlido Ficopomatus miamensis), ya que las rocas
fueron completamente cubiertas por una capa de
sedimento. Además, se observaron cambios cualitativos
en la dominancia de la fauna, siendo ahora más
abundantes el isópodo Exosphaeroma diminuta y los
anfípodos Corophium tuberculatum y Mellita nitida, los
cuales desplazaron a los poliquetos, que eran más
abundantes en 1991.
La MO presentó un gradiente relacionado con la
urbanización. E1 valor más alto, con 4.0 %, y el valor
más bajo (1.2 %) se presentaron en la E4. Las
Salazar-Vallejo et al. 1991
a
.3
Profundidad (m)
.6
.9
25
.2
50
75
Carrera-Parra et al 1997
100
b
.4
.6
.8
1.0
30
60
Distancia a la costa (m)
90
Figura 1. Perfil comparativo de la estación 1
(Chetumal).
diferencias, tanto en los valores de granulometría como
de MO, parecen estar influenciadas por las descargas de
MO de las áreas urbanizadas y por los aportes del río
Hondo.
Estructura de la comunidad
Se examinaron 3,818 organismos, de 36 especies
(Tabla 2). La riqueza específica no varió en las tres
primeras estaciones (18), siendo ligeramente mayor en
la última (20). En la abundancia de estas especies hubo
una diferencia significativa, siendo más alta en E1 y E2
(1837 y 1399 orgs., respectivamente) y disminuyendo
en las dos estaciones más alejadas de las influencias
tanto del río Hondo como de las descargas de los
centros urbanos (3,309 y 4,273 orgs.) (Fig. 2). La
diferencia en la abundancia se explica porque algunas
especies,
principalmente
de
anfípodos
(C.
tuberculatum, M. nitida y E. brasiliensis), isópodos (E.
diminuta) y un tanaidáceo (H. rapax), fueron muy
abundantes en las dos primeras estaciones o no se
presentaron en las otras estaciones. La abundancia de
la mayoría de estas especies estuvo relacionada con la
presencia de las algas filamentosas que se encontraron
en los sitios cercanos a las descargas de los desechos
urbanos, y en el sedimento cercano a estas áreas.
El análisis de diversidad mostró un patrón en
relación con la influencia del río Hondo y las descargas
de MO urbana: E1 y E2, cercanas a estas fuentes, fueron
las que presentaron los valores más bajos (2.7-2.9 bits
ind.-1), mientras que E3 y E4 presentaron los valores más
altos (3-3.6 bits ind.-1).
Para evaluar si estas zonas presentaban efectos
de contaminación sobre la fauna béntica se utilizó el
92
Macrobentos
Tabla 2. Abundancia de las especies de macrofauna
litoral en cuatro estaciones de colecta en la bahía de
Chetumal (Carrera-Parra et al. 1997).
Especie
1
Poliquetos
Augeneriella hummelincki
hummelincki
Boccardiella ligerica
Capitella “capitata”
Ficopomatus miamensis
Laeonereis culvieri
Nereis garwoodi
Sigambra grubei
Bivalvos
Brachidontes exustus
Mytilopsis sallei
Gasterópodos
Assiminea sp.
Haminoea succinea
Hydrobia sp.
Pyrgophorus cisterninus
Rissoella caribbaea
Anfípodos
Corophium tuberculatum
Erichtonius brasiliensis
Grandidierella bonnieroides
Hyale media
Melita nitida
Isópodos
Anopsilana jonesi
Cassidinidea ovalis
Exocorallana tricornis tricornis
Exosphaeroma diminuta
Mesanthura fasciata
Tanaidáceos
Hargeria rapax
Tanais dulongi
Tanaidaceo A
Decápodos
Alpheus heterochaelis
Eurypanopeus depressus
Rhitropanopeus harrisii
Peces
Paraclinus fasciatus
Otros
Cumáceos
Oligoquetos
Sipuncúlidos
Nemátodos
Larvas de insectos
Estación
2
3
método ABC, resultando sólo la E1 como
moderadamente contaminada; las tres restantes parecen
estar normales o no contaminadas (Fig. 3). Esto puede
explicarse por los procesos de sedimentación,
propiciados principalmente por las actividades de
dragado en las inmediaciones del muelle fiscal, por el
arrastre del sedimento suspendido de áreas vecinas, por
las descargas residuales de la ciudad, y por la
influencia del río Hondo.
4
0
8
0
0
17
4
0
55
0
0
5
0
0
4
6
0
19
52
9
21
0
0
0
4
0
7
0
1
0
0
0
188
0
0
1
0
42
0
0
5
88
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1
30
0
0
314
113
2
0
242
430
615
26
94
195
17
40
8
37
28
16
2
25
0
69
4
1
0
391
2
1
13
5
1
30
0
28
1
0
6
0
0
0
1
6
0
26
56
204
5
0
14
0
0
81
0
0
0
0
0
0
7
0
1
6
0
0
6
1
0
0
0
1
0
35
2
0
0
0
0
0
0
0
3
3
0
0
16
3
3
0
1
14
100
%
100
%
Est. I
Est. II
A
B
A
B
Est. III
Est. IV
A
B
A
B
1
30
Rango
1
30
Rango
Figura 3. Curvas ABC (Abundancia/Biomasa). Sólo en
la estación 1 (Chetumal) las curvas se entrelazan, por
lo que se considera moderadamente contaminada.
Bentos sublitoral
Condiciones ambientales. Los resultados de las
condiciones ambientales en las estaciones se presentan
en las tablas 3, 4 y 5. La salinidad fue entre 9.24 y
10.75 ‰, excepto en la estación G, la cual presenta
condiciones dulceacuícolas; también presentó la mayor
profundidad (5 m). En todas las estaciones
predominaron las arenas y el menor contenido de MO
(en %) fue en las estaciones B (1.65), H (1.93) y E
(1.96), y con mayor contenido en G (2.7), F (2.83), A
(2.96) y D (3.6). Las concentraciones de hidrocarburos,
PCBs y plaguicidas organoclorados se presentaron en
Noreña-Barroso et al. (1998). Los alifáticos totales
fueron más altos que los PAHs (hidrocarburos
aromáticos polinucleares). Las estaciones B y F
presentaron las menores concentraciones de ambos
compuestos. Respecto a los plaguicidas, los niveles
más altos fueron para DDTs, PCBs y HCHs. Los
niveles de DDTs y PCBs encontrados en la bahía
fueron menores que los valores medios ajustados en el
programa de Quintana Roo y de las tendencias para el
noroeste del Golfo de México.
Los resultados obtenidos en los PCA
indicaron que las estaciones muestran diferencias en
Figura 2. Abundancia y número de especies en las
cuatro estaciones señaladas en el texto.
93
González et al.
Tabla 3. Composición granulométrica y materia
orgánica (MO) del sedimento, salinidad y profundidad
de ocho estaciones de estudio (Salazar-Silva 1998).
Estación
A
B
C
D
E
F
G
H
Arena
(%)
81.26
89.01
93.00
89.25
91.26
83.27
81.25
89.00
Arcilla
(%)
12.25
8.49
4.50
6.25
8.74
12.23
16.25
6.25
Limo
(%)
6.50
2.50
2.50
4.50
0.00
4.49
2.50
4.75
Salinidad
(‰)
10.68
10.32
10.56
9.24
9.54
10.20
0.00
10.75
MO
(%)
2.96
1.64
2.16
3.16
1.96
2.83
2.70
1.93
Tabla 4. Concentración de hidrocarburos de petróleo
(ng g-1 de peso seco) en sedimentos (SalazarSilva1998). UCM= Mezcla compleja no resuelta,
PAH= Hidrocarburos aromáticos policíclicos.
Profundidad
(m)
4.50
3.00
1.50
4.00
2.50
3.00
5.00
3.00
Estación
A
B
C
D
E
F
G
H
Alifáticos
UCM PAH2
totales
3125.24
2978.75
57.37
598.25
828.42
12.76
4583.40
2173.83
12.92
7951.77
6958.80
69.10
3735.51
4650.87
21.34
1488.79 10131.10 69.70
3520.69
8472.38
80.26
4171.86
2838.57
20.63
PAH3
PAH4
PAH5
393.86
162.21
79.84
278.22
214.88
244.77
186.87
156.82
1086.59
64.53
580.15
244.49
1285.12
299.61
1719.75
428.61
1957.30
1127.31
1517.14
1195.31
680.46
766.04
1258.20
1737.19
PAH
totales
3495.12
1367.23
2190.04
1787.11
2201.79
1380.10
3245.07
2343.24
Tabla 5. Concentración de plaguicidas organoclorados (ng g-1 de peso seco) en sedimentos de ocho estaciones (Est.)
de la bahía de Chetumal (Salazar-Silva 1998).
Est. TCB HCH Clordano Drines DDT tot Mirex Endosulfan Pentacloramiz Plag.tot PCBtot
A
0.28 3.29 0.84
0.01
1.710
0.170 0.350
0.460
7.22
3.32
B
0.2
1.12 0.92
0.23
0.702
0.207 0.000
0.046
3.65
1.26
C
0.35 1.46 0.87
0
1.768
0.185 0.000
0.441
5.20
2.96
D
0.18 1.53 0.33
0.21
1.703
0.178 0.274
0.052
4.79
2.71
E
0.92 1.96 1.48
0.31
2.901
0.182 0.201
0.226
8.39
2.05
F
0.51 0.99 1.61
0.47
3.211
0.000 0.504
0.565
8.12
6.12
G
0.29 0.88 0.74
0.12
5.826
0.233 0.439
0.078
8.92
1.90
H
0.43 0.94 1.02
0
1.243
0.000 0.000
0.583
4.58
1.96
Las variables fisicoquímicas medidas en el sedimento.
El gradiente descrito en los diagramas de ordenación
fue diferente para cada grupo de variables medidas.
Los análisis de componentes principales indicaron que
el gradiente no fue completamente decreciente hacia el
norte de la Bahía, como se esperaba.
En las estaciones G (boca del río Hondo) y A
(sur de la boca de la laguna Guerrero), hubo mayor
concentración de hidrocarburos y concentraciones
intermedias de plaguicidas, sugiriendo la importancia
de estos contaminantes para la Bahía. Las estaciones C
(costa occidental de la isla Tamalcab) y H (costa
oriental de la Bahía), aunque ubicadas en lados
opuestos y siendo la estación H una zona con escasa
actividad urbana, con el análisis fueron identificadas
con concentraciones intermedias de hidrocarburos y de
plaguicidas. La estación B (norte de la isla Tamalcab)
fue la que presentó la menor concentración de
plaguicidas e hidrocarburos. La estación F (frente a la
ciudad de Chetumal) tuvo la mayor concentración de
plaguicidas.
familias abundantes en orden de importancia numérica
fueron: Paratanaidae, Veneridae, Aoridae, Pilargidae,
Spionidae, Chironomidae y Corophiidae. Las más
ampliamente distribuidas fueron Paratanaidae (33 %
del total) y estuvieron en el 72.5 % de las muestras.
Aoridae se presentó en el 77.5 % de las muestras,
aunque su abundancia fue del 11 % del total.
Chironomiidae se presentó en el 70 % de las muestras,
pero su abundancia relativa fue de 4.7 %; Veneridae
fue encontrada en el 62.5 % de las muestras, aunque su
abundancia representó el 12 % de la abundancia total.
Estructura de la comunidad
Hubo diferencias significativas sólo entre algunas
estaciones (Fig. 4). En general, todos los índices de la
estructura de la comunidad indicaron que los sitios B y
G difieren entre sí y de los demás. La estación B
presentó el mayor número de familias (21) y la más
alta diversidad y riqueza de especies. La estación H,
que se consideró podría ser utilizada como una
estación de referencia por localizarse fuera de la
influencia urbana, presentó un número de familias alto
(19) y difiere de B, aunque su riqueza y diversidad no
mostraron diferencias significativas respecto a las
estaciones C, D, E y F, debido a la dominancia
numérica de los tanaidáceos en dicha estación. Para las
demás estaciones, la mayoría de los índices indicaron
estructura similar, puesto que no presentaron
diferencias significativas.
El análisis de agrupación también indicó
diferencias en su composición faunística sólo entre
Composición faunística
Se cuantificaron 1804 organismos correspondientes a
26 taxa, 23 familias y tres se dejaron a categorías
mayores: Oligochaeta, Nemertea y Platyhelminthes. La
composición taxonómica, la abundancia relativa de los
grupos, la frecuencia de distribución y el coeficiente de
dominancia simple se muestran en las tablas 6 y 7. Los
más abundantes fueron los crustáceos peracáridos (53
%), los poliquetos (16 %) y los bivalvos (15.6 %). Las
94
Macrobentos
Tabla 6. Composición taxonómica de la fauna
observada (Salazar-Silva 1998).
Grupo
taxonómico
Familia
Annelida
Polychaeta
Abundancia
relativa (%)
pasaTabla 7. Abundancia y biomasa total e índices de
dominancia simple (por abundancia y biomasa) por
familias (Salazar-Silva 1998).
Frecuencia
(%)
Familias
Abundancia Biomasa
total
total
Paratanaidae
597
0.22
Veneridae
220
1.04
Aoridae
203
0.14
Pilargidae
114
0.13
Spionidae
107
0.03
Chironomiidae
86
0.14
Corophiidae
82
0.02
Tellinidae
49
0.15
Sabellidae
43
0.00
Nemertino
42
0.08
Rissoidae
42
0.01
Potamididae
30
0.02
Cirolanidae
25
0.05
Phascolosomatidae
21
0.06
Melitidae
21
0.01
Sphaeromatidae
28
0.02
Oligoqueto
16
0.01
Capitellidae
17
0.03
Golfingiidae
15
0.02
Dreissenidae
12
0.01
Bodotriidae
11
0.00
Policladido
11
0.01
Cerithidae
7
0.06
Nereidae
3
0.02
Anthuridae
1
0.00
Amphilochidae
1
0.00
15.74
Capitellidae
Nereididae
Pilargidae
Spionidae
Sabellidae
Oligochaeta
15.0
7.5
57.5
27.5
10.0
0.088
Familia 1
Crustacea
Tanaidacea
17.5
33.09
Paratanaidae
Isopoda
Sphaeromatidae
Anthuridae
Cirolanidae
Amphipoda
72.5
2.99
32.5
2.5
22.5
17.01
Aoridae
Corophiidae
Amphilochidae
Melitidae
Cumacea
77.5
30.0
2.5
15.5
0.60
Bodotriidae
Mollusca
Bivalvia
7.5
Gastropoda
42.5
62.5
10.0
4.38
Cerithidae
Rissoidae
Potamididae
Insecta
Diptera
15.0
12.5
20.0
4.76
Chironomiidae
Sipunculida
Phascolosomatidae
Golfingiidae
70.0
1.99
30.0
27.5
Nemertea
Familia 1
Turbellaria
Polycladida
Familia 1
2.33
0.60
27.5
Dominancia
(biomasa)
9.62
45.82
6.06
5.69
1.13
6.39
0.72
6.74
0.03
3.54
0.38
0.89
2.22
2.49
0.44
0.74
0.28
1.25
0.94
0.55
0.84
0.29
2.74
0.92
0.009
0.004
por arriba de la de abundancia. En el caso de las
estaciones B, E, F y H las curvas se sobreponen
indicando una condición de contaminación moderada
(Fig. 6).
El valor del R global (RG) del ANOSIM,
aunque no fue relativamente alto, confirmó que entre
las estaciones hay diferencias significativas en su
composición faunística, ya sea considerando a la
estación G (RG= 0.75, p= 0.000) como no haciéndolo
(RG= 0.69). También confirmó que H y B difieren
significativamente (RG= 0.79 p ≥ 0.8). En el caso de F,
C, A, E y D, los análisis de agrupación y de ordenación
identificaron afinidad faunística entre ellas; el
estadístico R tomó valores intermedios por lo que se
considera que son estadísticamente diferentes en su
composición, aunque las diferencias son bajas. El
análisis SIMPER indicó que las diferencias faunísticas
entre las estaciones fueron en la abundancia relativa de
las familias, más que en su composición.
El análisis de correlación BIO-ENV entre la
composición faunística y los tres grupos de variables
medidos (con y sin G) mostró mayor correlación
positiva con los plaguicidas que con los hidrocarburos
o con las otras variables ambientales medidas (SalazarSilva 1998). Los plaguicidas explicaron en mayor
medida las diferencias identificadas en la composición
de la fauna. La combinación de variables que
presentaron la mayor correlación positiva fueron:
DDTs-Mirex-plag. Tot.-PCBs-salinidad (ρw= 0.743),
con la estación G, y Mirex-Endosulfan-IIPentacloramiz-Plag. tot-PCBs (ρw= 0.671), sin la
estación G.
15.58
Tellinidae
Veneridae
Dresseinidae
Dominancia
(abundancia)
33.09
12.19
11.25
6.32
5.93
4.77
4.54
2.72
2.38
2.33
2.33
1.66
1.38
1.16
1.16
1.55
0.88
0.94
0.83
0.66
0.61
0.61
0.38
0.16
0.55
0.55
50.0
algunas estaciones. Separó a la estación G de las demás
y diferenció a H, indicando que su composición
faunística fue más afín a la de la estación B (Fig. 5). El
análisis de ordenación NMDS, a pesar de su
coeficiente de estrés 0.01 (representación buena),
separó a G de las demás y diferenció poco a las
restantes estaciones, sugiriendo que el resto de
estaciones son más similares entre sí. Al excluir del
análisis a G, se notó que B, H y F difieren entre sí y
respecto a las demás; A, C, D y E son muy afines en su
composición, como lo indicaron el análisis de los
índices y el de agrupación.
En los resultados de las curvas ABC, las
gráficas para cada estación mostraron que las
estaciones A, C y D presentaron condiciones de no
contaminación, puesto que la curva de biomasa
95
González et al.
Número de familias
18
4
15
3
12
2
9
6
1
3
0
A
B
C
D
E
F
G
H
2
1.5
1
0.5
B
C
D
E
F
G
H
Índice de Simpson
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
E
F
G
H
200
150
100
50
0
-50
A
B
C
D
E
F
G
H
A
B
C
D
E
F
G
H
A
B
C
D
E
F
G
H
1.2
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
-0.2
-0.2
A
Biomasa (g) peso húmedo
D
250
Índice de equidad Pielou (J’) Índice de equidad Pielou (J’)
datos de biomasa
datos de abundancia
A
C
350
300
0
1.2
B
A
2.5
Número de individuos
Riqueza de Margalef
0
B
C
D
E
F
G
0.30
0.26
Min - Max
0.22
25% - 75%
0.18
Promedio
H
0.14
0.10
0.06
0.02
0
1.1
0.9
0.7
0.5
0.3
0.1
-0.1
A
B
C
D
E
F
G
H
Figura 4. El Análisis de varianza de los índices ecológicos de la estructura de la comunidad mostró que las
estaciones B y G son diferentes entre sí y con respecto a los demás sitios.
Como conclusión se puede señalar que hay
evidencias de que los organoclorados son un factor que
está teniendo un impacto en la composición y
abundancia del macrobentos, y por esto representan un
riesgo potencial para otros organismos que se
alimentan de ellos. Esto se debe principalmente a que
la Bahía recibe aportes de forma crónica, presenta
escasa renovación de agua, los organoclorados son
persistentes en el ambiente y, por su carácter
hidrofóbico, se acumulan en el material suspendido
que luego llega al fondo. Los organismos del bentos,
por su alimentación y contacto con el fondo, están
expuestos a estos contaminantes. Las principales rutas
de exposición pueden ser a través de la ingestión,
entrada de agua intersticial a través de la pared del
cuerpo o superficies respiratorias.
En el caso de los hidrocarburos de petróleo, su
toxicidad varía porque son rápidamente metabolizados.
96
Macrobentos
A
B
Abundancia
10
10
20
20
30
30
40
40
50
50
60
60
70
70
80
80
90
90
100
100
H B F
C E
A D G
Tabla 8. Materia orgánica (en gramos) por estación en
cada época de muestreo (mayo= lluvias, octubre=
secas) (Llanes-Baeza y González 2002). En Alacranes
no se obtuvo muestra en mayo.
Biomasa
Estaciones
Nieves
Alacranes
Luis Echeverría
La Barra
Cayo Venado
H B
F
C A
Mayo
1.7251
-1.3292
2.1085
1.8589
Octubre
2.0622
1.3145
1.1209
1.8627
2.1061
fina; y Cayo Venado tuvo arena mediana bien
clasificada y simétrica.
El mejillón M. sallei se presentó en todas las
estaciones y su número disminuyó desde la zona
urbana (Nieves) hacia la estación más alejada (Cayo
Venado). Por otro lado, B. exustus no se recolectó en
Nieves y su abundancia aumentó hacia las estaciones
más alejadas de la ciudad. Por estas tendencias, se
considera que B. exustus es una especie sensible y que
M. sallei es tolerante al aporte de MO. El tamaño de M.
sallei en mayo mostró dos gradientes: uno desde
Nieves (7.11 mm) donde se observó un incremento
hasta llegar a La Barra, alcanzando un máximo de
12.54 mm; de ahí descendió en Cayo Venado, a 8.08
mm, y la menor longitud se registró en Alacranes. Para
octubre, la mayor talla se registró en Cayo Venado
(9.37 mm) y la menor fue en Alacranes (7.04 mm). La
longitud de los organismos resultó significativamente
diferente entre estaciones de muestreo y entre cada una
de las temporadas, con excepción de Cayo Venado. La
longitud de las dos especies reflejó las variaciones en
la cantidad de MO en la Bahía y aunque tuvieran
diferente tamaño, M. sallei fue mayor que B. exustus
en todas las estaciones. Esta relación cambió
ligeramente en el segundo muestreo, cuando los
mejillones fueron menores que en el previo. Se
esperaría que esta relación mantuviera un tamaño
similar, pero el descenso implicaría reclutamiento, o
que se recolectó en diferentes estratos de la población.
Esto podría aclararse con muestreos mensuales para
determinar la dinámica poblacional.
La biomasa de los mejillones varió con
relación a la MO, con excepción de Nieves, en la que
no hubo concordancia. Ambas especies presentaron
talla y biomasa mínimas en Alacranes, y se
encontraron valores bajos de MO. El enriquecimiento
en algunos cuerpos de agua puede ser mayor en las
zonas urbanas y en particular en sitios sujetos al aporte
por drenaje (doméstico y pluvial) o en aquellos donde
las corrientes son tan limitadas que promueven la
acumulación y depósito del material suspendido. En las
dos temporadas se percibieron dos gradientes en lugar
de uno; es decir, se esperaba que la MO se redujera
E D G
Figura 5. Dendogramas del análisis de agrupación, con
datos transformados a raíz cuarta y algoritmo de unión
de distancia promedio: a) abundancia numérica y b)
biomasa en peso húmedo.
Los aromáticos no son bio-magnificados en la
cadena alimenticia, debido a su rápida degradación y
depuración en la mayoría de los organismos. Con éstos
no detectamos correlación con la composición
faunística, pero representan un riesgo puesto que
algunos de los aromáticos policíclicos son
carcinogénicos,
mutagénicos
o
teratogénicos,
principalmente los de alto peso molecular (4-5 anillos),
que se encontraron en mayor concentración que los de
bajo peso molecular (2-3 anillos).
Bioindicadores potenciales
Bivalvos
Entre los principales resultados destacan que en La
Barra se presentó el máximo valor de MO (2.10 g) en
mayo, y el mínimo en Luis Echeverría (1.32 g). Nieves
presentó un valor intermedio (1.75 g) que, junto con La
Barra, tiene enriquecimiento orgánico. En octubre, dos
estaciones presentaron los mayores valores de MO:
Cayo Venado (2.10 g) y Nieves (2.06 g). Luis
Echeverría fue la que registró el valor mínimo (1.12 g)
(Tabla 8). En Nieves aumentó la cantidad de MO en
comparación con la temporada anterior, y en las
estaciones más distantes se invirtieron los valores en
este período. Para ambas temporadas de muestreo se
detectaron dos patrones de gradiente de MO: uno desde
Nieves hasta Luis Echeverría y otro desde La Barra
hasta Cayo Venado. Estos podrían explicarse por el
aporte del río Hondo y la ciudad, y el otro por el aporte
de la laguna Guerrero. Los sedimentos difieren: en
mayo, Nieves tuvo arena mediana muy bien clasificada
y simétrica a los tamaños gruesos; Alacranes presentó
fondo rocoso; L. Echeverría tuvo arena muy fina bien
clasificada y casi simétrica; La Barra dominó la arena
97
González et al.
A)
B)
A)
100
90
90
80
80
70
70
60
60
50
50
40
40
30
30
20
20
10
10
0
0
1
C)
10
1
D)
C)
10
D)
100
100
90
% Do minancia acu mulada / % Bio masa acu mulada
B)
100
90
80
80
70
70
60
60
50
50
40
40
30
30
20
20
10
10
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
1
E )E)
F )F)
1 00
10
10
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
G)
1
10
H)
G)
1 00
90
9 0
8 0
80
7 0
A BU N D A NC I A
6 0
B IO M A SA
70
% DOMINANCI A A CUMULA DA
% DOMI NANCIA ACUM ULADA
10
H)
100
60
50
40
30
Abundancia
20
*
10
Bio masa
A B U N DA N C
B IO M AS A
5 0
4 0
3 0
2 0
1 0
0
0
1
2
R A NG O D E E S PE C IE S
3
1
Rango de especies
10
R A N G O DE E S PE CIE S
Figura 6. Curvas ABC (Abundancia/Biomasa) y parciales de dominancia.
desde la zona urbana de Chetumal (drenaje + río
Hondo) hasta la cabeza de la Bahía. Sin embargo,
también la laguna Guerrero exporta MO en forma
considerable, ya sea disuelta o en partículas aportadas
por los manglares y la sabana (Salazar-Silva 1998).
Durante la época de lluvias, el contenido de MO fue
mayor, lo que confirma el efecto que tiene el arrastre o
la suspensión de los sedimentos en la misma Bahía.
En un estudio posterior, Llanes-Baeza (2002)
hizo muestreos mensuales, de junio de1999 a mayo de
2000, en dos sitios: Nieves y L. Echeverría. Se
recolectaron rocas a 1 m de profundidad, y muestras de
sedimento para determinar la MO y la granulometría.
Se midió la longitud de cada organismo, se preparó una
tabla de frecuencia de tallas, y posteriormente se
calcularon los porcentajes mensuales de frecuencia de
organismos por talla. Se procesaron 6644 mejillones
recolectados en ambas estaciones; 5878 pertenecían a
M. sallei y 766 a B. exustus.
El promedio anual de MO fue mayor en
Nieves (9.43 %) que en L. Echeverría (6.97 %). Nieves
fue el sitio más enriquecido por los diferentes aportes
que ahí existen. Los valores máximos se presentaron en
junio (23.28 %), julio (18.53 %) y mayo (17.19 %),
mientras que los mínimos fueron en los meses
intermedios. Para L. Echeverría, los valores máximos
se presentaron en los mismos meses que el sitio
anterior. No hubo relación entre el contenido de MO
con la precipitación pluvial, la fracción fina de los
sedimentos, la longitud de organismos, ni su biomasa.
La abundancia de M. sallei fue mayor en
Nieves aunque no estable, observándose un pico de
mayor abundancia en octubre (1185) y un mínimo en
febrero (198); en L. Echeverría el bivalvo tuvo
98
Macrobentos
abundancia baja y variable, ya que sus valores altos
fueron en diciembre (54) y junio (42), y en agosto fue
muy baja (8). Estos valores son marcadamente
inferiores a los registrados en Nieves. La especie B.
exustus sólo se localizó en L. Echeverría; la
abundancia máxima fue en agosto (122) y su mínimo
en abril (31). Dado que no hubo cambios marcados en
la disponibilidad de sustrato, se considera que M. sallei
es una especie resistente al enriquecimiento orgánico,
mientras que B. exustus es sensible al mismo.
Con respecto al tamaño de M. sallei, en
Nieves hubo varios picos de tamaños grandes, en
septiembre (7.35 mm), octubre (7.33 mm) y febrero
(7.42 mm); el menor tamaño se presentó en julio y
noviembre (5.57 mm); en L. Echeverría, el mayor
tamaño ocurrió en septiembre, enero, febrero y mayo
(8.76 mm) y el menor en noviembre y diciembre (6.45
mm). Entre estaciones, la longitud de M. sallei mostró
diferencias significativas en la mayoría de los meses.
En Nieves, casi todos los meses tuvieron diferencias
significativas (p≤ 0.045), y en L. Echeverría fueron
pocos los meses en que hubo diferencias significativas
(p≤ 0.04). Para B. exustus, el mayor tamaño fue en
octubre, enero, febrero, abril y mayo (7.67 mm), y el
menor en junio, septiembre y diciembre (6.36 mm). La
comparación de su longitud mostró que en Nieves
hubo diferencias significativas en la mayoría de los
meses (p≤ 0.031).
La biomasa de M. sallei fue en general mayor
en L. Echeverría (promedio global 0.1174 g) que en
Nieves (0.0790 g). La comparación de la biomasa entre
estaciones indicó diferencias significativas entre la
mayoría de los meses de muestreo; en Nieves hubo
varios meses con diferencias significativas (p≤ 0.003) y
en L. Echeverría fueron pocos los meses en que se
presentaron diferencias significativas (p≤ 0.008). Se
considera que el enriquecimiento orgánico puede
explicar este efecto negativo sobre el crecimiento del
organismo.
Respecto a la estructura de tallas, en Nieves
M. sallei parece reclutarse en noviembre y diciembre, y
los adultos en septiembre y octubre; mientras que en L.
Echeverría parece reclutarse en junio, julio y
noviembre, y adultos en septiembre y octubre. Para B.
exustus se encontraron reclutas en un lapso mayor
(junio-septiembre, diciembre y marzo) y adultos en
enero, febrero, abril y mayo. El reclutamiento de esta
especie se presentó casi todo el año.
Las dos especies de bivalvos fueron
abundantes en los sitios de recolecta, sésiles y de fácil
determinación taxonómica, que son atributos para ser
considerados como bioindicadores. Por tanto, estas
especies podrían ser consideradas como indicadoras de
contaminación orgánica para futuros estudios sobre
contaminación orgánica en la Bahía. Sin embargo, se
requiere monitoreo anual de ambas especies para que
esta afirmación sea más sólida, y es necesario conocer
aspectos reproductivos y dinámica poblacional, así
como las concentraciones de otros contaminantes en
los organismos y en el ambiente.
Neréididos
El contenido de MO fue significativamente diferente,
siendo mayor en Nieves (9.5 %), lo cual correspondió
al sitio con mayor impacto. También se registraron
valores altos de MO en Luis Echeverría, pero sólo unos
meses, mientras que en Nieves se mantuvieron altos,
con un 2.52 % más de MO con respecto a Luis
Echeverría (Tabla 9).
Tabla 9. Materia orgánica (%) por mes y estación de
muestreo (González-Escalante 2001).
Mes
Jun
Jul
Ago
Sep
Oct
Nov
Dic
Ene
Feb
Mar
Abr
May
Nieves
23.2878
18.5335
5.8825
6.4709
6.3690
3.8542
5.1163
5.2825
7.2107
6.2766
7.7484
17.8054
L. Echeverría
18.3031
13.9771
3.7055
3.5379
3.5874
2.9110
3.1687
4.1366
4.5663
3.7101
6.8815
15.1032
Las rocas fueron más densas en Luis
Echeverría (0.409 kg l-1) que en Nieves (0.350 kg l-1),
pero no hubo diferencia significativa. Se encontraron
1639 neréididos; 1107 perforadores de roca
corresponden a Nereis garwoodi, un herbívoro, y 532
del sedimento corresponden a Laeonereis culveri, un
sedimentívoro.
El herbívoro (N. garwoodi) presentó
diferencias
significativas
en
abundancia
(y
densidad),siendo mayores en Nieves: 1091 organismos
(0.05 org. cm-2), con la mayor abundancia en mayo (n=
244) y la menor en agosto (n= 33); hubo disparidad
entre las abundancias de todos los meses de muestro
aunque se registró un ligero incremento de diciembre a
mayo. En Luis Echeverría se encontraron sólo 16
organismos y ninguno en noviembre, diciembre,
febrero y marzo. No hubo diferencia en longitud y
biomasa (p≥ 0.05). Para L. culveri no hubo diferencia
en la abundancia (a lo más 18 ejemplares), pero sí
fueron significativamente distintas la longitud, la
biomasa y la densidad (siendo mayores en Nieves:
24.16 mm, 0.0103 g, 0.0094 org. cm-2,
respectivamente). Se considera que las dos especies
tienen atributos que pueden usarse como indicadores
del contenido de MO: la densidad de N. garwoodi, y la
densidad-biomasa de L. culveri.
El grado de
99
González et al.
sensibilidad para cada especie es diferente, debido a
sus hábitos alimenticios y hábitat.
Por las diferencias encontradas, consideramos
que los gradientes de enriquecimiento por MO (y
contaminación) reflejan la combinación de varios
factores: urbanización, descarga de aguas residuales,
distancia al efluvio principal, abundancia de vegetación
costera, tipo de sustrato, corriente costera y eventos de
sedimentación reciente. La fracción fina ligada al
contenido de MO resultó mas alta en Luis Echeverría
que en Nieves y, aunque las correlaciones fueron bajas,
la relación para ambas estaciones fue positiva, lo que
indica una mayor resuspensión y entrada de partículas
finas en Nieves debido al efecto del río Hondo,
mientras que en Luis Echeverría la fracción fina varió
durante todo el período de muestreo debido a que es
una zona más expuesta a la circulación; la gran
cantidad de partículas finas registradas sólo puede
explicarse por la cercanía del manglar, el cual las
atrapa y luego las aporta, como lo han reportado
Salazar et al. (1991).
Por otra parte, la densidad de las rocas no
determinó la abundancia ni la densidad de poliquetos,
pudiendo deberse a la composición mineralógica o
dureza de éstas y a que quizá la especie no logra
perforarla. También la variación en la abundancia se
puede atribuir a la relación depredador-presa. En Luis
Echeverría se notó la abundancia de un isópodo
(Exosphaeroma
diminuta)
que
podría
estar
disminuyendo a la población, como ya lo habían
reportado previamente Carrera-Parra et al. (1997).
Ellos señalaron cambios en la dominancia de algunos
organismos como los poliquetos, que eran abundantes
en 1991 y fueron desplazados por isópodos y
anfípodos, y mencionaron que esto se debía
posiblemente a problemas de sedimentación.
Por los resultados obtenidos, se considera que
las dos especies de poliquetos presentaron atributos
para usarse como potenciales indicadores de
contaminación orgánica; por ejemplo, la densidad de
Nereis sp. y la densidad-biomasa de L. culvieri.
tratamientos, y c) determinación de las fluctuaciones
naturales de la abundancia y su varianza; 4) entrenar a
estudiantes y participantes en proyectos de
investigación con cursos sobre ecología de estuarios, y
5) incrementar, especialmente para la fauna
dulceacuícola, el contenido de la Colección de
Referencia que ya existe en ECOSUR, la cual mantiene
un buen acervo sobre el conocimiento de las especies
locales.
Literatura citada
Álvarez-Legorreta, T., D. Medina y A. Zavala. 2000.
Plaguicidas organoclorados y metales pesados en
sedimentos y organismos bénticos de la Bahía de
Chetumal. Inf. Téc. Semarnap-Ecosur.
Bayne, B. L., K.R Clarke y J. S Gary. 1988.
Background and rationale to a practical workshop
on biological effects of pollutants. Mar. Ecol. Prog.
Ser. 46:1-5.
Carrera-Parra, L. F, N. E. González y S. I. Salazar.
1997. Bentos litoral de la bahía de Chetumal,
Quintana Roo. 46-69 En: Estudio Emergente sobre
la mortalidad de bagres en la Bahía de Chetumal,
Q. R. M. C. Ortíz (coord.) ECOSUR-SIMAP Inf.
Téc.:1-86
Clarke, K. R. 1990. Comparisons of dominance curves.
J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 138:143-157.
Clarke, K. R. y R. H.Green. 1988. Statistical design
and analysis for a biological effects study. Mar.
Ecol. Prog. Ser. 46:213-226.
Clarke, K. R. y M. Ainsworth. 1993. A method of
linking multivariate community structure to
environmental variables. Mar. Ecol. Progr. Ser.
92:205-219.
Clarke, K. R. y R. M. Warwick. 1994 Changes in
marine communities. Plymouth Marine Lab.
Plymouth.
Dean, W. E. 1974. Determination of carbonate and
organic matter in calcareous sediments and
sedimentary rocks by loss on ignition. Comparison
with other methods. J. Sedim. Petrol. 44:242-248.
Díaz-Merlano, J. M. y M. Puyana-Hegedus. 1994
Moluscos del Caribe Colombiano. Un catálogo
ilustrado. Colciencias, Natura, Invemar, Bogotá.
Field, J. G., K. R. Clarke y R. M Warwick. 1982. A
practical strategy for analysing multispecies
distribution patterns. Mar. Ecol. Prog. Ser. 8:37-52.
González-Escalante, L. E. 2001. Evaluación de los
poliquetos neréididos Nereis sp. y Laeonereis
culveri (Webster 1879), como bioindicadores del
contenido de materia orgánica en la Bahía de
Chetumal, Q. R. Tes. Lic. Inst. Tecnológico de
Chetumal.
González-Escalante, L. y S. I. Salazar-Vallejo. 2003. A
new
estuarine
species
Nereis
garwoodi
Recomendaciones para el Manejo
Es necesario mantener las siguientes actividades: 1)
Efectuar estudios sobre biología reproductiva de las
especies comunes localizadas en la zona, para evaluar
su potencial como posibles especies indicadoras de
algún tipo de contaminante; 2) Estudiar las relaciones
ecológicas de las especies ubicadas en sitios con gran
aporte de MO y sus respuestas ante dicho afluente; 3)
Establecer programas de monitoreo de, por lo menos,
las especies más relevantes; éstos deberán incluir tres
puntos medulares: a) recolecta a lo largo del gradiente
de contaminación, b) inclusión de sitios en condiciones
extremas que maximicen las diferencias entre control y
100
Macrobentos
Ortiz, M. C. (coord.) 1997. Estudio Emergente sobre la
mortandad de bagres en la bahía de Chetumal, Q. R.
ECOSUR-SIMAP Inf. Tec.
Sáenz-Morales, J. R. 2001. Hidrocarburos aromáticos
policíclicos en sedimentos superficiales de la Bahía
de Chetumal. Tes. Maestría ECOSUR.
Salazar-Silva, P. 1998. Cambios en la estructura de la
comunidad de macrobentos y su relación con
contaminantes orgánicos en sedimentos de la bahía
de Chetumal, Quintana Roo. Tes. Maestría
CINVESTAV-Mérida.
Salazar-Vallejo, S. I. 1991. Contaminación Marina:
Métodos de Evaluación Biológica. CIQRO &
Fondo Públic. Gob. Q. Roo, Chetumal.
Salazar-Vallejo, S. I., S. Jiménez, J. J. Oliva y N. E.
González. 1991. Fauna Béntica. In Estudios
Ecológicos Preliminares de la Zona Sur de Quintana
Roo, eds. T. Camarena-Luhrs y S.I. Salazar-Vallejo
117-134 CIQRO, Chetumal, Q.R.
Somerfield, P. J. y K. R. Clarke 1995 Taxonomic levels
in marine community studies, revisited. Mar. Ecol.
Prog. Ser. 27:113-119
Vanderklift, M. A., T. J. Ward y C. A. Jacoby. 1996.
Effect of reducing taxonomic resolution on
ordinations to detect pollution-induced gradients in
macrobenthic infaunal assemblages. Mar. Ecol. Prog.
Ser. 136:137-145.
Warwick, R. B. 1986. A new method for detecting
pollution effects on marine macrobenthic
communities. Mar. Biol. 92:557-562.
(Polychaeta: Nereididae) from Bahía Chetumal,
mexican caribbean coast. Rev. Biol. Trop. 51:155164.
Hernández-Arana, H. A. 1995. El concepto de
suficiencia taxonómica aplicado a comunidades
bentónicas tropicales. Tes. Maestría CinvestavIPN, Mérida.
Llanes-Baeza, C. A. 2002. Variación espacial y
temporal de los mejillones Mytilopsis sallei (Recluz
1849) y Brachidontes exustus (Linné 1758) y
utilidad como indicadores de contaminación
orgánica en la bahía de Chetumal, Q. Roo. Tes.
Lic. Inst. Tec. Chetumal.
Llanes-Baeza, C. A. y N. E. González. 2002.
Evaluación de los mejillones Mytilopsis sallei
(Recluz) y Brachidontes exustus (Linné) como
bioindicadores de materia orgánica en la bahía de
Chetumal, México. Universidad y Ciencia
18(35):27-39.
Noreña-Barroso, E., O. Zapata-Pérez, V. Ceja Moreno
y G. Gold-Bouchot. 1998. Hydrocarbon and
organochorine residue concentration in sediment
from Bay of Chetumal, México. Bull. Environ.
Cont. 61:81-87.
Ortíz, M. C. y J. R. Sáenz. 1997. Detergents and
orthophosphates input from urban discharges to
Chetumal Bay, Quintana Roo, Mexico. Bull. Environ.
Contam. Toxicol. 59:486-491.
101
12
Peces
J.J. SCHMITTER-SOTO1 (✉), L. VÁSQUEZ-YEOMANS1, E. PIMENTEL-CADENA1,
R. HERRERA-PAVÓN1, G. PAZ2 Y N. GARCÍA-TÉLLEZ1
1
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México
Greenreef, 100 Coconut Drive, San Pedro Town, Ambergris Caye, Belice. jschmit@ecosur.mx
2
Resumen
Se enlistan 188 especies (61 sólo en estado larvario) de elasmobranquios y peces en la
bahía de Chetumal. La lista sistemática incluye algunas observaciones de uso de hábitat y
de aprovechamiento pesquero. Se discute el valor ecológico de la ictiofauna de la Bahía;
como principales amenazas a su permanencia se identifican la contaminación y la
introducción de tilapia.
Abstract
A list including 188 species (61 only as larvae) of elasmobranchs and fishes of Chetumal
Bay is presented. The systematic list is partially annotated with observations on habitat
use and fisheries. The ecological value of the bay ichthyofauna is discussed; the main
threats to its conservation are pollution and the introduction of tilapia.
Introducción
La bahía de Chetumal, en su parte mexicana, contó con
un inventario formal de su ictiofauna cuando se
concluyó un proyecto apoyado por CONABIO
(Schmitter-Soto et al. 2001; Pimentel-Cadena 2001),
parte de cuyos resultados se publican en este capítulo;
este inventario está basado en un muestreo sistemático
en toda la Bahía, con visitas en todas las épocas del
año. Las únicas listas disponibles con anterioridad
(Camarena y Cobá 1991, repetida casi al pie de la letra
por Carriquiriborde-Harispe 1994) mencionaron sólo
29 especies en la bahía de Chetumal, con base en
información pesquera, generalmente indirecta (i.e.,
mediante entrevistas a los pescadores). Posteriormente,
Vega-Cendejas y Hernández de Santillana (2002)
recolectaron 16 especies, todas ya conocidas en la
Bahía (Pimentel-Cadena y Schmitter-Soto 2000),
excepto Diapterus rhombeus.
A los estudios ictiofaunísticos es preciso
añadir los registros aislados provenientes de
investigaciones biológico-pesqueras específicas, o bien
resultados colaterales de proyectos con enfoques
diferentes. Por ejemplo, Herrera (1991) analizó las
capturas de especies comerciales y de otras especies
capturadas de manera incidental, incluidas las tortugas
marinas, en trampas de atajo para peces. Salazar-
Vallejo et al. (1991), en un trabajo sobre fauna béntica,
observaron botete (Sphoeroides testudineus), bagre y
un lenguado cinoglósido “aparentemente no descrito ”
(que resultó ser Symphurus plagiusa, obs. pers.), así
como peces de la familia Poeciliidae. Existen dos
informes técnicos sobre la mortandad masiva del bagre
(Ariopsis assimilis) a principios de los noventa (Ortiz
1996 y Vidal et al. 1996). Medina-Quej y Domínguez
(1997) modelaron el crecimiento de la sierra
(Scomberomorus maculatus), mientras que Herrera
Pavón (2002) enlistó 14 especies de importancia
deportiva existentes en la Bahía, y García-Téllez (2002)
estudió la pesquería de la cherna (Epinephelus itajara).
Por
otro
lado,
algunos
esfuerzos
ictiofaunísticos de ámbito más amplio consideraron
también registros en la Bahía. Castro-Aguirre y
Espinosa (1996) incluyeron en su catálogo de los
batoideos de México cuatro rayas de nuestra área de
estudio. Greenfield y Thomerson (1997) mencionaron a
Gobiosoma yucatanum frente al muelle de Chetumal y
a Batrachoides gilberti. Castro-Aguirre et al. (1999)
enlistaron ocho especies.
Sobre el río Hondo y otros tributarios de la
Bahía existen algunos datos ictiológicos previos
(Gamboa-Pérez 1994; Schmitter-Soto y Gamboa-Pérez
ECOSUR, 2009
Peces
1996; Schmitter-Soto 1998a; Scholz y Vargas-Vázquez
1998). Por lo concerniente al ictioplancton, la única
lista disponible antes del inventario mencionado
(Schmitter-Soto et al. 2001) era la de VásquezYeomans et al. (1993, Vásquez-Yeomans y GonzálezVera 1994), con 17 familias y tres especies: Jenkinsia
lamprotaenia, Oligoplites saurus y Thunnus atlanticus.
Es una tarea urgente profundizar en el
conocimiento de los recursos reales y potenciales de
este amplio embalse internacional, sobre todo por los
impactos que ha recibido con la contaminación de
plaguicidas, hidrocarburos y materia orgánica (OrtizHernández y Sáenz-Morales 1997, 1999; NoreñaBarroso et al. 1998), y por las modificaciones físicas
que ha tenido, como dragados y construcción de playas
artificiales. El objetivo de este capítulo es publicar la
información más básica que existe sobre los recursos
ícticos: su composición.
posible de especies, en virtud de la selectividad
inherente a cada aparejo (Smith y Richardson 1977).
Adicionalmente, para cada sitio de muestreo se
registraron la temperatura y la salinidad del agua. El
material plánctico recolectado fue fijado en formol al 4
%. Las larvas y juveniles de peces fueron separados, de
entre una gran variedad de organismos, y cuantificados.
Los ejemplares fueron identificados y catalogados en
las colecciones correspondientes de ECOSUR (ECO-CH
P, ECO-CH LP).
Métodos
Se definieron 34 sitios de muestreo de peces adultos
para representar la costa de la Bahía, el bajo río Hondo
y la laguna Milagros; estos lugares se visitaron en cada
época climática (nortes, oct/1999; secas, mar/2000;
lluvias, jul/2000). En 21 de estos sitios se muestreó de
manera cuantitativa mediante un chinchorro playero
(Fig. 1; ver el análisis y sus resultados en Pimentel
Cadena 2001 o Schmitter-Soto et al. 2001). Para la
captura cualitativa complementaria se utilizaron
atarraya, trampas de doble cono o tipo nasa, anzuelo y
arpón; en localidades con vegetación tupida:
chinchorro pequeño, red de mano y trampas de botella;
en el medio pelágico, una red de enmalle y un palangre.
La red de enmalle y las trampas se dejaban operando
toda la noche; los demás artes de pesca se utilizaron
tanto de día como de noche. Finalmente, algunos
registros fueron visuales, durante inmersiones de buceo
libre, fundamentalmente en sitios de lajas calcáreas a
manera de repisas, así como en las trampas de atajo de
los pescadores de la Bahía; la identificación
subacuática se basó en el catálogo fotográfico de
Humann (1994).
De manera complementaria se consultaron las
capturas y la experiencia de pescadores ribereños, tanto
en México como en Belice, y se realizaron salidas
adicionales para buscar especies ausentes en los
muestreos de los sitios establecidos.
El muestreo de ictioplancton se concentró en
la boca del canal de Bacalar Chico y en la laguna
arrecifal adyacente (tríangulo en la Fig. 1). Para
recolectar ictioplancton se utilizaron redes de patín y
“renfros”, así como trampas de luz y red superficial
estándar. Esta variedad de artes de pesca de adultos y
larvas es necesaria para capturar el mayor número
Figura 1. Área de estudio. Se muestran con círculos las
21 estaciones cuantitativas para captura de peces
adultos en la parte mexicana de la Bahía, y con un
triángulo la zona de muestreo de larvas de peces en la
laguna arrecifal adyacente.
La representatividad del inventario de peces se
evaluó mediante una curva empírica de acumulación de
especies por esfuerzo. En el caso del ictioplancton, se
muestreó cada sitio de manera continua por tres días
(día y noche), según lo recomendaron Hettler et al.
(1997).
Además de la recolección en el campo, que
fue la principal fuente de información, se consultó la
red internacional sobre colecciones de peces
neotropicales NEODAT. Asimismo se recurrió a la
colección de referencia de larvas de peces del NOAA,
NMFS, en Miami.
103
Schmitter-Soto et al.
Especie 1: Ginglymostoma cirratum (Bonnaterre,
1788)
En 2003 desaparecieron los tiburones gata del “SharkRay Alley” (“callejón tiburón-raya”) de la reserva de
Hol Chan, Belice. Los guías culpaban al turismo y a la
pesca pirata. Sin embargo, los tiburones regresaron
poco después; al parecer habían migrado a la Bahía
para reproducirse.
Número acumulado de
especies
La confiabilidad del inventario de peces juveniles y
adultos se ilustra mediante una curva de la riqueza en
función del esfuerzo (Fig. 2), la cual se refiere sólo a
las especies capturadas durante el proyecto en la parte
mexicana, omitiendo los registros previos y los datos
de Belice. Ésta indica que la composición íctica se
conoce de manera razonablemente completa. Por el
contrario, la curva de acumulación de especies
registradas como larvas (no mostrada) indica que es
necesario continuar el esfuerzo de muestreo, debido a
que no se observa aproximación alguna a la asíntota.
Orden Carcharhiniformes
Familia II: Carcharhinidae
Especie 2: Carcharhinus leucas (Müller y Henle,
1839)
Especie 3: Carcharhinus limbatus (Valenciennes,
1839)
Especie 4: Galeocerdo cuvier (Peron & Lesueur,
1822)
La tintorera ha sido observada esporádicamente en las
bahías de Corozal y Chetumal.
Especie 5: Sphyrna tiburo (Linnaeus, 1758)
Al igual que otros tiburones, las cornudas se capturan
con mayor intensidad en el verano.
70
60
50
40
30
20
10
0
0
10
20
30
Orden Rajiformes
Suborden Pristoidei
Familia III: Pristidae
Especie 6: Pristis sp.
En los años sesenta era común ver al pez sierra en la
bahía de Chetumal, hoy es extremadamente raro. En
1996 se capturó un ejemplar de 4.5 m en la parte
oriental de la isla de Tamalcab; en 2003 se avistó uno
en Savanna Key. Existe una fotografía que respalda el
registro, pero sería necesario examinar un ejemplar o
tener una mejor imagen para poder determinar la
especie.
Esfuerzo (días x 3 personas)
Figura 2. Número acumulado de especies de peces
detectados como juveniles o adultos en la bahía de
Chetumal, en función del esfuerzo (días de trabajo del
equipo de tres personas). Se incluyen todas las especies
capturadas.
La lista de elasmobranquios y peces de la
bahía de Chetumal y sus sistemas hidrológicos
adyacentes, con base en los 64 nuevos registros de
Pimentel Cadena (2001) y lo conocido con
anterioridad, alcanza ahora 127 especies en 71 géneros
y 47 familias. Conjuntamente con los datos de
ictioplancton (115 especies en 98 géneros y 60
familias) la lista asciende a 188 especies, 131 géneros,
82 familias y 24 órdenes, contando sólo el material
identificado hasta el nivel de especie.
Se presenta a continuación la lista comentada.
El ordenamiento sistemático sigue el criterio de Nelson
(1994). Las especies registradas sólo como larvas se
señalan con un asterisco (*); aquéllas cuya
identificación no llegó al nivel de especie se anotan,
pero no se contabilizan.
Suborden Torpedinoidei
Familia IV: Narcinidae
Especie 7: Narcine brasiliensis (Olfers, 1831)
Exclusivo de la zona de mayor influencia marina, en
especial cerca de Cayo Cangrejo.
Suborden Myliobatoidei
Familia V: Dasyatidae
Especie 8: Dasyatis guttata (Bloch y Schneider,
1801)
Único registro en aguas estuarino-lagunares de México.
La especie es común en toda la bahía de Chetumal. Se
ha mencionado también a D. sabina; en el arrecife
adyacente sólo se ha registrado D. americana
(Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 9: Himantura schmardae (Werner, 1904)
Esta especie es muy común, principalmente en la parte
oriental; los pescadores la consideran peligrosa por la
herida que puede causar su espina caudal.
PHYLUM Chordata
CLASE Chondrichthyes
Orden Orectolobiformes
Familia I: Ginglymostomatidae
104
Peces
Familia VI: Myliobatidae
Especie 10: Aetobatus narinari (Euphrasen, 1790)
Se han observado en febrero agregaciones
reproductivas en torno a Cayo Cangrejo.
Vega-Cendejas y Hernández de Santillana (2002)
mencionaron A. hepsetus, pero dicha especie no existe
en el Caribe (Whitehead et al. 1988) por lo que
posiblemente capturaron A. colonensis.
Especie 21: Anchoa cubana (Poey, 1868)
Especie 22: Anchoa lamprotaenia (Hildebrand,
1943)
A. cubana y A. lamprotaenia fueron siempre sintópicas.
Especie 23: Anchoa lyolepis (Evermann y Marsh,
1900)*
Especie 24: Anchoa parva (Hildebrand, 1923)
-- Anchoa sp.*
-- Anchovia sp.*
No hay adultos de este género en la Bahía, pero en la
laguna de Bacalar existe A. clupeoides (Schmitter-Soto
1998a).
Especie 25: Engraulis eurystole (Swain y Meek,
1885)*
CLASE Actinopterygii
Orden Elopiformes
Familia VII: Elopidae
Especie 11: Elops saurus Linnaeus, 1766
Los pescadores deportivos buscan esta especie cerca de
Punta Estrella.
Familia VIII: Megalopidae
Especie 12: Megalops atlanticus Valenciennes,
1847
El sábalo es una importante especie objetivo de la pesca
deportiva en la Bahía, donde alcanza tallas de más de 2
m. Es común encontrarlo allí mismo y en los ríos y
lagunas aledaños. Desova en el verano.
Familia XII: Clupeidae
Especie 26: Dorosoma petenense (Günther, 1867)
Especie 27: Harengula clupeola (Cuvier, 1829)
Ejemplo de pez estenohalino, exclusivo de la zona más
cercana al mar Caribe.
Especie 28: Harengula humeralis (Cuvier, 1829)*
Especie 29: Harengula jaguana (Poey, 1865)
Más frecuente en la costa este, aunque también en la
costa de barlovento de la isla Tamalcab.
-- Harengula sp.*
Especie 30: Jenkinsia lamprotaenia (Gosse, 1851)
Las larvas son muy abundantes y, aunque se hallaron
en toda la Bahía, su mayor densidad ocurrió en
estaciones con influencia marina.
-- Jenkinsia sp.*
Probablemente J. majua, registrada como adulto en el
arrecife adyacente (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 31: Opisthonema oglinum (Lesueur, 1818)
Especie 32: Sardinella aurita (Valenciennes, 1847)*
Orden Albuliformes
Suborden Albuloidei
Familia IX: Albulidae
Especie 13: Albula vulpes (Linnaeus,1758)
El macabí es especialmente abundante desde Punta
Calentura y Siete Mogotes hasta el canal Bacalar
Chico. Sus larvas son más frecuentes en invierno cerca
del Caribe y sólo se capturan en muestreos nocturnos.
Fue un especie importante en los inicios de la pesca
comercial en la Bahía, y ahora es muy buscada por los
pescadores deportivos; en Belice se prohíbe su pesca
comercial.
Orden Anguilliformes
Suborden Muraenoidei
Familia X: Muraenidae
Especie 14: Anarchias similis (Lea, 1913)*
Especie 15: Gymnothorax funebris Ranzani, 1840
Esta morena, aunque típicamente arrecifal, se encuentra
también entre las cuevas y sombras para langosta en la
parte oriental de la Bahía.
Especie 16: Gymnothorax moringa (Cuvier, 1829)
Se han observado adultos en la bahía de Corozal.
Suborden Congroidei
Orden Characiformes
Familia XIII: Characidae
Especie 33: Astyanax aeneus (Günther, 1860)
Esta sardina de agua dulce se aleja del río Hondo sólo
hasta Punta Catalán, en el límite de su tolerancia a la
salinidad.
Especie 34: Astyanax altior Hubbs, 1936
Pimentel-Cadena (2001) amplió el ámbito de
distribución de la sardina yucateca, cuyo límite
meridional previamente conocido estaba en los cenotes
de Sian Ka’an (Schmitter-Soto 1998b). A. altior sólo
fue capturado en Siete Esteros, un sistema de
humedales que eventualmente se conecta con los de
Uaymil y Sian Ka’an.
Familia XI: Ophichthidae
Especie 17: Ahlia egmontis (Jordan, 1889)*
Especie 18: Ichthyapus ophioneus (Evermann y
Marsh, 1900)*
Especie 19: Myrophis punctatus (Lütken, 1851)*
Orden Clupeiformes
Suborden Clupeoidei
Familia XII: Engraulidae
Especie 20: Anchoa colonensis (Hildebrand, 1943)
105
Especie 35: Hyphessobrycon compressus (Meek,
1904)
Más estricto en su hábito dulceacuícola, sólo se capturó
en tributarios del bajo río Hondo.
migraciones pasan frente a la costa caribeña en los meses
de noviembre y diciembre, cada año. En la bahía de
Corozal ha disminuido su abundancia debido a la
sobrepesca con redes.
Especie 43: Mugil curema (Valenciennes, 1836)
También las poblaciones de lebrancha han disminuido en
Belice, debido a la pesca comercial.
Especie 44: Mugil trichodon (Poey, 1875)
Orden Siluriformes
Familia XIV: Ariidae
Especie 36: Ariopsis assimilis (Günther, 1864)
Es el bagre más común en la Bahía, en el río Hondo y
en la laguna Milagros, a pesar de la espectacular
mortandad que en 1994 cubrió de peces muertos las
orillas del Boulevard de la ciudad de Chetumal (Ortiz
1996, Vidal et al. 1996). Por otro lado, es un error
frecuente la mención de A. felis en la Bahía: dicha
especie no existe en el Caribe (Castro-Aguirre et al.
1999).
Especie 37: Bagre marinus (Mitchill, 1815)
A veces se encuentran cardúmenes en la Bahía, pero su
pesca se realiza principalmente en el río Hondo y en las
lagunas aledañas.
Orden Atheriniformes
Suborden Atherinoidei
Familia XXII: Atherinidae
Especie 45: Atherinomorus stipes (Müller y
Troschel, 1847)
La sardina cabezona fue la especie dominante en toda
época. Se presentó en sitios de salinidad variable, pero
siempre con buen desarrollo del manglar. Debe ser un
eslabón esencial en la trama trófica de la Bahía, puesto
que se trata de un pez zooplanctófago y su tamaño y
abundancia lo hacen presa idónea de peces mayores. A
pesar de su dominancia como adulto, su abundancia
larval fue baja, lo cual podría deberse a que nuestro
muestreo no incluyó el neuston.
Orden Aulopiformes
Familia XV: Synodontidae
Especie 38: Synodus foetens (Linnaeus, 1766)*
Familia XXIII: Atherinopsidae
Especie 46: Atherinella sp.
Se trata de la especie no descrita y llamada
informalmente “Belize” (Greenfield y Thomerson
1997).
Orden Myctophiformes
Familia XVI: Myctophidae
Especie 39: Ceratoscopelus warmingi (Lütken,
1892)*
-- Lampadena sp.*
Orden Beloniformes
Suborden Belonoidei
Familia XXIV: Belonidae
Especie 47: Strongylura marina (Walbaum, 1792)
Especie 48: Strongylura notata (Poey, 1860)
Especie 49: Strongylura timucu (Walbaum, 1792)
Especie 50: Tylosurus crocodilus (Peron y Lesueur,
1821)*
Los agujones a menudo se capturan en las trampas de
corazón y cola de la bahía de Corozal.
Orden Ophidiiformes
Familia XVII: Carapidae
-- Carapus sp.*
Probablemente se trate de C. bermudensis, especie
recolectada en la costa adyacente del Caribe (SchmitterSoto et al. 2000), comensal de pepinos de mar.
Familia XVIII: Bythitidae
-- Calamopteryx sp.*
Orden Batrachoidiformes
Familia XIX: Batrachoididae
Especie 40: Opsanus beta (Goode y Bean, 1879)
Especie 41: Batrachoides gilberti Meek y
Hildebrand, 1928
Familia XXV: Exocoetidae
-- Cypselurus sp.*
En el Caribe vecino se ha capturado como adulto C.
melanurus (Schmitter-Soto et al. 2000).
-- Hirundichthys sp.*
Orden Lophiiformes
Familia XX: Gigantactinidae*
Familia XXVI: Hemiramphidae
Especie 51: Chriodorus atherinoides Goode y
Bean, 1882
Especie 52: Hemiramphus brasiliensis (Linnaeus,
1758)
Observado como adulto en la bahía de Corozal.
-- Hemiramphus sp.*
Especie 53: Hyporhamphus roberti (Valenciennes,
1846)
Orden Mugiliformes
Familia XXI: Mugilidae
Especie 42: Mugil cephalus Linnaeus, 1758
Las lisas son parte habitual de la captura en las redes de
corazón y cola en la región. Se han visto cardúmenes
cerca del río Hondo, pero no es abundante allí. Sus
106
Peces
Especie 54: Hyporhamphus unifasciatus (Ranzani,
1842)
Observado como adulto en la bahía de Corozal.
-- Hyporhamphus sp.*
-- Oxyporhamphus sp.*
Especie 68: Anarchopterus criniger (Bean y
Dresel, 1884)*
Se capturó sólo un ejemplar, en la parte externa del
canal de Bacalar Chico; sólo hay 45 registros en todo el
Atlántico (Vásquez-Yeomans et al. en prensa).
Especie 69: Bryx dunckeri (Metzelaar, 1919)*
Capturado como adulto frente al arrecife cercano a la
Bahía (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 70: Bryx randalli (Herald, 1965)*
-- Bryx sp.*
Especie 71: Hippocampus reidi (Ginsburg, 1933)*
Especie 72: Hippocampus zosterae (Jordan y
Gilbert, 1882)
Especie 73: Micrognathus crinitus (Jenyns, 1842)*
Especie 74: Syngnathus caribbaeus (Dawson,
1979)
Especie 75: Syngnathus floridae (Jordan y Gilbert,
1882)
Especie 76: Syngnathus scovelli (Evermann y
Kendall, 1896)
-- Syngnathus sp.*
Orden Cyprinodontiformes
Suborden Cyprinodontoidei
Familia XXVII: Poeciliidae
Especie 55: Belonesox belizanus Kner, 1860
Especie 56: Gambusia sexradiata Hubbs, 1936
Sólo se encontró en el río Hondo y en la costa
protegida de Tamalcab.
Especie 57: Gambusia yucatana Regan, 1914
Ubicua, excepto en los sitios más cercanos al mar
Caribe. Greenfield (1985) la encontró en agua
totalmente marina en Belice, fuera de la Bahía.
Especie 58: Phallichthys fairweatheri Rosen y
Bailey, 1959
No presente en la Bahía propiamente, sino en
humedales en torno a la ciudad de Chetumal.
Especie 59: Poecilia mexicana (Steindachner,
1863)
Muy común en el río Hondo y en todas las lagunas y
cenotes adyacentes a la Bahía, está prácticamente
ausente de ésta, salvo en ojos de agua dulce muy
cercanos a la costa.
Especie 60: Poecilia orri Fowler, 1943
Especie 61: Poecilia petenensis (Günther, 1866)
P. orri y P. petenensis aparecen en sitios con buen
desarrollo de manglar.
Familia XXXI: Aulostomidae
Especie 77: Aulostomus maculatus Valenciennes,
1837*
Orden Synbranchiformes
Suborden Synbranchoidei
Familia XXXII: Synbranchidae
Especie 78: Ophisternon aenigmaticum Rosen y
Greenwood, 1976
La anguila de lodo se capturó sólo en pantanos de la
ciudad de Chetumal.
Familia XXVIII: Cyprinodontidae
Especie 62: Cyprinodon artifrons Hubbs, 1936
Especie 63: Floridichthys polyommus Hubbs, 1936
Especie 64: Garmanella pulchra Hubbs, 1936
Orden Scorpaeniformes
Suborden Scorpaenoidei
Familia XXXIII: Scorpaenidae
Especie 79: Scorpaena plumieri Bloch, 1789
-- Scorpaena sp.*
Orden Beryciformes
Familia XXIX: Holocentridae
Especie 65: Holocentrus adscensionis (Osbeck,
1765)
Especie 66: Holocentrus rufus (Walbaum, 1792)
Esta familia fue registrada por primera vez en aguas
estuarino-lagunares de México por Pimentel-Cadena
(2001). Lo mismo que otros peces típicamente arrecifales
(Muraenidae, Scaridae, Lutjanidae, Serranidae), en
ocasiones los candiles se encontraron bastante lejos de
la influencia marina directa, sobre todo en las zonas de
lajas calcáreas.
Familia XXXIV: Triglidae
-- Prionotus sp.*
En la región marina adyacente hay cuatro especies de
Scorpaena y tres de Prionotus (Schmitter-Soto et al.
2000).
Orden Perciformes
Suborden Percoidei
Familia XXXV: Centropomidae
Especie 80: Centropomus undecimalis (Bloch,
1792)
El robalo alcanza tallas considerables en la Bahía. Es
capturado por los pescadores locales en diciembre y
enero, cuando migra hacia el sur en cardúmenes
pequeños. Prefiere las bocas de lagunas y arroyos.
Orden Gasterosteiformes
Suborden Syngnathoidei
Familia XXX: Syngnathidae
Especie 67: Acentronura dendritica (Barbour,
1905)*
107
-- Centropomus sp.*
Familia XXXVI: Serranidae
Especie 81: Epinephelus itajara (Lichtenstein,
1822)
La cherna es un recurso explotado artesanalmente en la
Bahía. Se encuentra en grietas, cuevas y cenotes
sumergidos. Su abundancia ha disminuido en los últimos
años; la mayoría de los ejemplares capturados en la bahía
Corozal / Chetumal son juveniles (García-Téllez 2002,
M. Paz obs. pers.). Otros grandes serránidos
mencionados por los pescadores son el abadejo
(Mycteroperca bonaci) y el mero criollo (E. striatus).
Especie 82: Hypoplectrus únicolor (Walbaum,
1792)*
Especie 95: Seriola zonata (Mitchill, 1815)*
Especie 96: Trachinotus falcatus (Linnaeus, 1758)
Un recurso relevante en la pesca deportiva; forma
grandes agregaciones cerca de Cayo Ambergris y Cayo
Negro, en Belice. Desova en los arrecifes hacia febrero
y marzo.
Familia XLIII: Bramidae
Especie 97: Eumegistus brevorti (Poey, 1860)*
Familia XLIV: Lutjanidae
Especie 98: Lutjanus analis (Cuvier, 1828)
Migra en mayo hacia bancos en el Caribe, para desovar.
Especie 99: Lutjanus apodus (Walbaum, 1792)
Especie 100: Lutjanus cyanopterus (Cuvier, 1828)
La cubera, el mayor de los pargos, es común en la zona
de “pozas” o cenotes sumergidos.
Especie 101: Lutjanus griseus (Linnaeus, 1758)
El pargo mulato es una de las especies más importantes
en la pesca comercial de la Bahía; dentro de ella y
durante mayo y junio migra en grandes cardúmenes hacia
el sur; en septiembre y octubre migra junto con los
pargos del Caribe. Se congregan para desovar alrededor
de canales en el arrecife.
Especie 102: Lutjanus mahogoni (Cuvier, 1828)
Especie 103: Lutjanus synagris (Linnaeus, 1758)
Especie 104: Ocyurus chrysurus (Bloch, 1791)*
Familia XXXVII: Apogonidae
Especie 83: Apogon quadrisquamatus Longley,
1934*
-- Apogon sp.*
Especie 84: Phaeoptyx pigmentaria (Poey, 1860)*
Familia XXXVIII: Pomatomidae
Especie 85: Pomatomus saltatrix Linnaeus, 1766*
Familia XXXIX: Echeneidae
Especie 86: Echeneis neucratoides Zuiev, 1786
Se encontró asociada con el manatí; también se adhiere a
tiburones, rayas y sábalos.
-- Echeneis sp.*
Probablemente E. naucrates, presente en el Caribe
cercano (Schmitter-Soto et al. 2000).
Familia XLV: Lobotidae
Especie 105: Lobotes surinamensis (Bloch, 1790)
Familia XLVI: Gerreidae
Especie 106: Diapterus auratus Ranzani, 1840
Especie 107: Diapterus rhombeus (Cuvier, 1829)
Registrado por Vega-Cendejas y Hernández de
Santillana (2002).
Especie 108: Eucinostomus argenteus (Baird y
Girard, 1855)
Especie 109: Eucinostomus gula (Quoy y
Gaimard, 1824)
Especie 110: Eucinostomus jonesi (Günther, 1879)
-- Eucinostomus sp.*
Aunque las larvas del género son abundantes en otros
ambientes costeros de Quintana Roo (Ordoñez-López
2004), en la bahía de Chetumal son escasas. Además de
las mencionadas, en la región es posible hallar otras
tres especies del género (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 111: Eugerres plumieri (Cuvier, 1830)
La mojarra rayada o chihua es una especie importante
de la pesca comercial en la parte occidental de la
Bahía; su consumo es popular en la ciudad de
Chetumal y en la comunidad de Calderitas. Penetra
más profundamente en el río Hondo que las demás
especies de la familia.
Especie 112: Gerres cinereus (Walbaum, 1792)
Familia XL: Rachycentridae
Especie 87: Rachycentron canadum (Linnaeus,
1766)
Familia XLI: Coryphaenidae
Especie 88: Coryphaena equiselis Linnaeus, 1758*
Especie 89: Coryphaena hippurus Linnaeus, 1758*
Los dorados son especies objetivo de la pesca deportiva
en el Caribe, pero no se presentan como adultos en la
bahía Corozal / Chetumal.
Familia XLII: Carangidae
Especie 90: Caranx hippos (Linnaeus, 1766)
A veces se capturan jureles en las trampas de corazón y
cola.
Especie 91: Caranx latus Agassiz, 1831
Migra hacia arrecifes profundos para desovar, en mayo y
junio.
Especie 92: Elagatis bipinnulata (Quoy y Gaimard,
1825)*
Especie 93: Oligoplites saurus (Bloch y Schneider,
1801)
Especie 94: Selene vomer (Linnaeus, 1758)
108
Peces
Esta mojarra se captura con trampas de atajo en la parte
oriental de la Bahía, que es donde generalmente se
distribuye; cada año migra por miles hacia el sur con
fines reproductivos.
relevancia de la Bahía como sitio de crianza para las
especies del arrecife.
Familia LV: Kyphosidae
Especie 125: Kyphosus incisor (Cuvier, 1831)
Se encuentra en estado adulto en la bahía de Corozal.
-- Kyphosus sp.* [probablemente K. sectatrix]
Familia XLVII: Haemulidae
Especie 113: Conodon nobilis (Linnaeus, 1758)
Especie 114: Haemulon aurolineatum (Cuvier,
1829)
Especie 115: Haemulon flavolineatum (Desmarest,
1823)
Especie 116: Haemulon parra (Desmarest, 1823)*
Especie 117: Haemulon plumieri (Lacepède, 1801)
Especie 118: Haemulon sciurus (Shaw, 1803)
El chacchí (“boca roja”) se ha encontrado en
cardúmenes junto a las migraciones de pargos durante
septiembre y octubre. Es una especie abundante en la
parte oriental de la Bahía, en la frontera con Belice.
-- Haemulon sp.*
Exclusivos de la zona de mayor influencia marina,
aunque pueden presentarse también en otras zonas de
lajas. En total hay 13 especies en el Caribe mexicano
Suborden Labroidei
Familia LVI: Cichlidae
Especie 126: Astatheros robertsoni (Regan, 1905)
Especie 127: ‘Cichlasoma’ aff. urophthalmus
Barrientos-Medina (2005) ha determinado que la
mojarra rayada de la bahía de Chetumal no pertenece a
la misma especie que las poblaciones del resto de la
península de Yucatán, sino que constituye una especie
nueva, cuya descripción está en proceso de publicarse.
Especie 128: ‘Cichlasoma’ octofasciatum (Regan,
1903)
Especie 129: ‘Cichlasoma’ salvini (Günther, 1862)
Especie 130: Cryptoheros aff. spilurus (Günther,
1862)
Se han encontrado en Laguna Milagros y el río Hondo.
Schmitter-Soto (accept.) afirma que el verdadero C.
spilurus no existe en la región y que las poblaciones de
la cuenca del río Hondo constituyen una especie nueva,
cuya descripción está por publicarse.
Especie 131: Petenia splendida Günther, 1862
La bocona se encuentra en los afluentes de la Bahía.
Desova en noviembre.
Especie 132: Thorichthys meeki (Brind, 1918)
Especie 133: Vieja synspila (Hubbs, 1935)
Las mojarras pinta y rayada son las únicas que se
encuentran propiamente en la Bahía (aunque en
colecciones existe un registro excepcional de A.
robertsoni en 1993). V. synspila no se aleja de la boca
del río, mientras que ‘C.’ aff. urophthalmus es común
en la costa de toda la Bahía.
Familia XLVIII: Sparidae
Especie 119: Archosargus probatocephalus
(Walbaum, 1792)
Especie 120: Archosargus rhomboidalis (Linnaeus,
1758)
-- Gen. sp. *
Familia XLIX: Polynemidae
-- Polydactylus sp.*
Se han registrado dos especies en el Caribe adyacente
Familia L: Sciaenidae
Especie 121: Bairdiella ronchus (Cuvier y
Valenciennes, 1890)
Especie 122: Bairdiella sanctaeluciae (Jordan,
1890)
Familia LVII: Pomacentridae
-- Stegastes sp.*
Hay seis especies en el arrecife adyacente (SchmitterSoto et al. 2000).
Familia LI: Mullidae
Especie 123: Pseudupeneus maculatus (Bloch,
1793)* Familia LII: Pempheridae
-- Pempheris sp.*
La especie común en el Caribe cercano es P.
schomburgki (Schmitter-Soto et al. 2000).
Familia LVIII: Labridae
Especie 134: Doratonotus megalepis Günther,
1862*
Especie 135: Halichoeres bivittatus (Bloch,
1791)*
Especie 136: Halichoeres radiatus (Linnaeus,
1758)*
-- Halichoeres sp.*
Hay otras cinco especies en el arrecife adyacente
Especie 137: Lachnolaimus maximus (Walbaum,
1792)
Familia LIII: Chaetodontidae
Especie 124: Chaetodon capistratus Linnaeus,
1758*
Familia LIV: Pomacanthidae*
En el Caribe adyacente se encuentran como adultos
cinco pomacántidos. Éste es un ejemplo más de la
109
Como adulto, el boquinete se ha capturado sólo de
manera esporádica en la Bahía.
Especie 138: Thalassoma bifasciatum (Bloch,
1751)*
Especie 139: Xyrichtys splendens (Castelnau,
1855)*
-- Xyrichtys sp.*
Todas las larvas de lábridos se encontraron asociadas a
fondos con pastos marinos en la laguna arrecifal
adyacente al canal de Bacalar Chico.
Especie 149: Malacoctenus versicolor (Poey,
1876)*
Especie 150: Paraclinus fasciatus (Steindachner,
1876)
Encontrado exclusivamente en la zona de fondo rocoso al
norte de Tamalcab. Las larvas de la familia son muy
abundantes y frecuentes.
Familia LXIV: Chaenopsidae
-- Acanthemblemaria sp.*
-- Emblemaria sp.*
Probablemente E. pandionis, recolectada en el arrecife
adyacente. De Acanthemblemaria hay, al menos, cuatro
especies en la región (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 151: Stathmonotus hemphilli Bean, 1885*
Especie 152: Stathmonotus stahli (Evermann y
Marsh, 1899)*
-- Stathmonotus sp.*
Familia LIX: Scaridae
Especie 140: Scarus iserti Bloch, 1789*
-- Scarus sp.*
Otras cinco especies se presentan en el arrecife
adyacente (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie
141:
Sparisoma
aurofrenatum
(Valenciennes, 1839)
Especie 142: Sparisoma rubripinne (Valenciennes,
1840)
Especie 143: Sparisoma viride (Bonnaterre, 1788)
El registro de este pez loro, el único en aguas
estuarino-lagunares de México, se basó en una
identificación subacuática inequívoca en la zona de
lajas al norte de Tamalcab.
-- Sparisoma sp.*
Otras tres especies se presentan en el arrecife adyacente
Familia LXV: Blenniidae
Especie 153: Lupinoblennius vinctus (Poey, 1876)
Especie
154:
Ophioblennius
atlanticus
(Valenciennes, 1836) §§
Suborden Gobiesocoidei
Familia LXVI: Gobiesocidae
Especie 155: Acyrtops beryllinus (Hildebrand y
Ginsburg, 1926)*
Sus larvas resultaron muy abundantes en abril, siempre
asociadas a los pastos marinos de la zona arrecifal
adyacente al canal de Bacalar Chico (Schmitter-Soto et
al. 2000).
Especie 156: Gobiesox strumosus Cope, 1870*
Su primer registro en aguas mexicanas fue, como larva,
en Bahía Ascensión (Vásquez-Yeomans y Richards
1999) y, como adulto, en el Caribe adyacente a la Bahía
Suborden Trachinoidei
Familia LX: Uranoscopidae
Especie 144: Astroscopus y-graecum (Cuvier,
1829)*
Suborden Blennioidei
Familia LXI: Tripterygiidae
-- Enneanectes sp.*
Tres especies presentes como adultos en el arrecife
adyacente (Schmitter-Soto et al. 2000).
Suborden Callionymoidei
Familia LXVII: Callionymidae
Especie 157: Diplogrammus pauciradiatus (Gill,
1865)*
Familia LXII: Dactyloscopidae
-- Dactyloscopus sp.*
En el arrecife adyacente se ha encontrado D.
tridigitatus (Schmitter-Soto et al. 2000).
Especie 145: Gillellus jacksoni Böhlke, 1968*
Especie 146: Gillellus uranidea Böhlke, 1968*
Especie 147: Platygillellus rubrocinctus (Longley,
1934)*
Suborden Gobioidei
Familia LXVIII: Eleotridae
Especie 158: Gobiomorus dormitor Lacepède,
1800
Fue notable la ausencia de estos peces propiamente
estuarinos en la Bahía. Los dormilones son comunes en
la laguna de Bacalar (Schmitter-Soto 1998a), lo más
cerca de la Bahía que fueron encontrados fue en el río
Hondo, a la altura de Juan Sarabia.
Familia LXIII: Labrisomidae
Especie 148: Labrisomus nuchipinnis (Quoy y
Gaimard, 1824)
-- Labrisomus sp.*
Hay otras seis especies en el arrecife adyacente
Familia LXIX: Gobiidae
110
Peces
Especie
159:
Bathygobius
soporator
(Valenciennes, 1837)
No propiamente en la Bahía, sino en Laguna Milagros.
-- Coryphopterus sp.*
-- Ctenogobius sp.*
Especie 160: Gnatholepis thompsoni Jordan,
1904*
-- Gnatholepis sp.*
Especie 161: Gobionellus boleosoma (Jordan y
Gilbert, 1882)*
-- Gobionellus sp.*
Especie 162: Gobiosoma yucatanum (Pallas, 1770)
-- Gobiosoma sp.*
De este género y de los otros gobios no identificados hay
numerosas especies en el Caribe cercano.
Especie 163: Lophogobius cyprinoides (Pallas,
1770)
Presente donde quiera que hay lajas calcáreas o fondo
arcilloso con la consistencia necesaria para formar
túneles que le sirvan de refugio, los cuales dan al
sustrato una apariencia “de queso gruyère”. Las larvas
de gobios son las más abundantes y con más amplia
distribución en la Bahía.
Sólo se recolectaron dos larvas de atún, bajo influencia
marina (Vásquez-Yeomans et al. 1993).
Familia LXXV: Xiphiidae
Especie 172: Istiophorus platypterus (Shaw,
1792)*
Especie 173: Makaira nigricans (Lacepède,
1802)*
Especie 174: Xiphias gladius Linnaeus, 1758*
Suborden Stromateoidei
Familia LXXVI: Nomeidae
Especie 175: Cubiceps pauciradiatus (Günther,
1872)*
-- Cubiceps sp.*
Orden Pleuronectiformes
Suborden Pleuronectoidei
Familia LXXVII: Achiridae
Especie 176: Achirus lineatus (Linnaeus, 1758)
Aunque es un pez marino, este lenguado predominó en
zonas fangosas relativamente alejadas del mar, como la
parte protegida de Tamalcab y la boca del río Hondo.
Suborden Acanthuroidei
Familia LXXVIII: Bothidae
Especie 177: Bothus ocellatus (Agassiz, 1831)
Como larva se capturó en Punta Calentura.
Familia LXX: Ephippidae
Especie 164: Chaetodipterus faber (Broussonet,
1782)
Familia LXXIX: Cynoglossidae
Especie 178: Symphurus plagiusa (Linnaeus, 1766)
Más al sur, en los manglares cercanos a la ciudad de
Belice, la especie se ve sustituida por S. plagusia
(Greenfield y Thomerson 1997).
Familia LXXI: Acanthuridae
Especie 165: Acanthurus bahíanus Castelnau, 1855
Especie 166: Acanthurus chirurgus (Bloch, 1787)
Suborden Scombroidei
Familia LXXII: Sphyraenidae
Especie 167: Sphyraena barracuda (Walbaum,
1792)
Especie común e importante en la pesca comercial y
deportiva de la Bahía. Cada año se pescan ejemplares
juveniles en gran abundancia en las trampas de atajo de
la parte beliceña.
Orden Tetraodontiformes
Suborden Tetraodontoidei
Familia LXXX: Monacanthidae
Especie 179: Monacanthus ciliatus (Mitchill,
1818)*
Especie 180: Monacanthus tuckeri Bean, 1906*
Especie 181: Stephanolepis hispidus (Linnaeus,
1766)*
Especie 182: Stephanolepis setifer (Bennett,
1831)*
Familia LXXIII: Trichiuridae
Especie 168: Trichiurus lepturus (Linnaeus, 1758)
Familia LXXXI: Ostraciidae
Especie 183: Acanthostracion polygonius Poey,
1876*
Familia LXXIV: Scombridae
Especie 169: Scomberomorus maculatus (Mitchill,
1815)
Especie 170: Scomberomorus regalis (Bloch,
1793)
Ambas especies son un recurso pesquero importante en
la Bahía.
Especie 171: Thunnus atlanticus (Lesson, 1831)*
Familia LXXXII: Tetraodontidae
Especie 184: Sphoeroides testudineus (Linnaeus,
1758)
El botete es muy común en toda la Bahía y, junto con
el bagre, en 1994 fue la única especie presente, aunque
111
de manera marginal, entre los miles de peces muertos
en ella (obs. pers.).
Especie 185: Sphoeroides spengleri (Bloch,
1785)*
-- Sphoeroides sp.*
et al. 1996) que estas pozas o cenotes sumergidos
tienen aportes subterráneos de agua marina.
Por último es preciso mencionar que,
lamentablemente, se observó al norte de Calderitas una
granja de tilapia, cuya pesca se ha hecho muy común
tanto en la Bahía como en el río. Este pez exótico ha
tenido un impacto ecológico negativo en otros
ecosistemas de la región (Schmitter-Soto y Caro 1997).
Familia LXXXIII: Diodontidae
Especie 186: Chilomycterus schoepfi (Walbaum,
1792)
Especie 187: Diodon holocanthus Linnaeus, 1758*
Especie 188: Diodon hystrix Linnaeus, 1758
Conclusiones
La bahía de Chetumal tiene una fauna íctica
relativamente diversa: 127 especies de peces y
elasmobranquios tanto adultos como juveniles; al
menos otras 61 viven en ella sólo como larvas (y
probablemente sean más, dado el comportamiento de la
curva riqueza-esfuerzo y el número de táxones no
identificados). Numerosas especies marinas la utilizan
como área de crianza o alimentación, por lo que su
destino es indisoluble del arrecife adyacente. Dado que
México y Belice comparten la Bahía y el mar Caribe,
es necesario compartir también esfuerzos de
investigación, conservación de los recursos, e
integridad biótica del sistema.
La contaminación generada por la ciudad de
Chetumal y las áreas de cultivo río arriba puede dañar a
las especies de la Bahía. Un probable ejemplo fue la
mencionada mortandad del bagre Ariopsis assimilis,
afectado por una resuspensión de los sedimentos (Ortiz
1996).
Tan preocupante como la contaminación es la
presencia de instalaciones para cultivo de tilapia en la
Bahía. Los escapes de este cíclido africano al medio
natural son muy frecuentes; es de temerse que
fácilmente se aclimate a la Bahía y desplace a otras
especies, como lo ha hecho en la laguna Chichancanab
y en otros sitios (Schmitter-Soto y Caro 1997).
La bahía de Chetumal es mesohalina (8-16 ppm)
todo el año, excepto en la boca del río Hondo y en el
sistema del río Krik, que tienen influencia
dulceacuícola, y en la región de Bacalar Chico, con
influencia marina. Su ictiofauna tiene 55 % de especies
eurihalinas, 11 % de estenohalinas marinas, 31 % de
dulceacuícolas y sólo 3 % de estuarinas residentes
(según criterios de Schmitter-Soto 1998a y CastroAguirre et al. 1999). La predominancia del componente
eurihalino y la presencia de numerosas especies
marinas en estado larvario demuestran que la Bahía es
escenario importante en el ciclo de vida de numerosos
peces del Caribe, ya sea como sitio de crianza o de
alimentación. Este es el caso usual de los estuarios
(Yáñez-Arancibia 1978).
A pesar del componente dulceacuícola, la
Bahía tiene una riqueza íctica menor que la del vecino
mar Caribe: 127 especies presentes como juveniles o
adultos, comparadas con 189 especies en el arrecife
adyacente en la costa sur de Quintana Roo (SchmitterSoto et al. 1998) o 138 en la reserva de Bacalar Chico
(Harborne et al. 1998, in litt.). Por otra parte, el número
de especies encontrado es similar al de otros sistemas
lagunar-estuarinos si se controla el efecto del área: 118
en la laguna de Términos (Reséndez-Medina 1981), 37
en la laguna Nichupté y Bojórquez (Reséndez-Medina
1975) y 68 en la laguna Tampamachoco
(Kobelkowsky-Díaz 1985), por ejemplo.
Los nuevos registros para la bahía de
Chetumal (Pimentel-Cadena 2001, Schmitter-Soto et
al. 2001) eran previsibles de acuerdo con la
distribución caribeña o neotropical de estas especies, y
no se habían encontrado antes por falta de exploración.
De estas 64 especies, 12 fueron adicionalmente nuevos
registros para aguas estuarinas de México (cf. CastroAguirre et al. 1999). El más sorprendente de éstos es el
de la familia Holocentridae: los candiles son
típicamente arrecifales y estenohalinos (Randall 1983).
Es probable que su presencia (así como la de Scaridae)
en estaciones mesohalinas de la Bahía, lejanas del mar
Caribe, y en convivencia con peces dulceacuícolas
como los cíclidos, se explique porque usan las pozas
cercanas como refugios. Se ha documentado (Morales
Recomendaciones
La exploración ictiológica cuantitativa del lado
mexicano debe completarse del lado beliceño. Dada la
mayor dinámica de esa área (más afluentes de agua
dulce, mayor contacto con el mar Caribe), se espera
que su riqueza y abundancia sean mayores.
La mayoría de las especies no son recursos
explotables propiamente dichos, pero pueden, en su
conjunto, ser indicadores de la integridad del
ecosistema. La línea de base generada podría
formalizarse como un índice de integridad biótica que
permita el monitoreo de la salud del ecosistema,
contemplando por ejemplo la proporción de ictiófagos
y las tallas máximas.
Respecto al aprovechamiento de los recursos
pesqueros, incluso tratándose de consumo local, es
112
Peces
deseable establecer programas de monitoreo continuo
de captura, esfuerzo y composición de tallas de cherna,
chihua, barracuda, jureles y demás. Ya García-Téllez
(2002) detectó indicios de sobrepesca en el caso de la
cherna.
Reconocimientos
Harborne, A.R., A.B. Gill, P.S. Raines, J.M. Ridley y
S.C. Withey. 1998. Annotated species lists for
coral reef fish throughout Belize (Central
America): the current status. Poster abstract. J.
Fish Biol. 53 (suppl. A): 435. (Incluye las listas
mismas, in litt.)
Herrera, R. 1991. Captura incidental de tortugas
marinas en la zona sur del estado de Quintana
Roo. Tesis Profesional, Instituto Tecnológico
Agropecuario No. 16, Chetumal.
Herrera Pavón, R. 2002. Peces de importancia para la
pesca deportiva en la Bahía de Chetumal. In
influencia. eds. F.J. Rosado-May, R. Romero
Mayo y A. de Jesús Navarrete, 73-74. Chetumal:
UQROO.
Hettler, W.F., Jr., D.S. Peters, D.R. Colby y E.H.
Laban. 1997. Daily variability in abundance of
larval fishes inside Beaufort inlet. Fish. Bull. 95:
477-493.
Humann, P.A. 1994. Reef fish identification. Florida,
Caribbean, Bahamas. 2ª ed. Jacksonville: New
World.
Kobelkowsky Díaz, A. 1985. Los peces de la laguna de
Tampamachoco, Veracruz, México. Biótica 10(2):
145-156.
Medina-Quej, A. y M. Domínguez V. 1997. Edad y
crecimiento de Scomberomorus maculatus en la
bahía de Chetumal. Rev. Biol. Trop. 45: 11551161.
Morales V., B., L. D. Olivera y P. Ramírez-García.
1996. Informe Técnico No MM01. Chetumal:
ECOSUR/CONACYT.
Nelson, J. S. 1994. Fishes of the World. 3a. ed. Nueva
York: J. Wiley & Sons.
Noreña-Barroso, E., O. Zapata-Pérez, V. Ceja-Moreno
y G. Gold-Bouchot. 1998. Hydrocarbons and
organochlorine compounds in sediments from bay
of Chetumal, Mexico. Bull. Environ. Contam.
Toxicol. 61(1): 80.
Ordoñez-López, U. 2004. Dinámica temporal del
ictioplancton asociado al arrecife de Puerto
Morelos, Quintana Roo: Taxonomía, estructura de
la comunidad, ensamblajes y su relación con el
medio.
Tesis
de
Doctorado.
Mérida:
CINVESTAV-IPN.
Ortiz-Hernández, M.C. y R. Sáenz-Morales. 1997.
Detergents and orthophosphates inputs from urban
discharges to Chetumal Bay, Quintana Roo,
Mexico. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 59 (3):
486-491.
Effects of organic material and distribution of
faecal coliforms in Chetumal Bay, Quintana Roo,
Numerosos pescadores de Belice y de México
contribuyeron con su experiencia y conocimiento a
elaborar los comentarios de esta lista. CONABIO
financió el proyecto original sobre la parte mexicana de
la Bahía (Schmitter-Soto et al. 2001; clave S026).
Literatura citada
Barrientos Medina, R.C. 2005. Estado taxonómico de
la mojarra rayada, “Cichlasoma” urophthalmus
Günther, 1862 (Teleostei: Cichlidae). Tesis de
Maestría. Chetumal: ECOSUR.
Cailliet, G.M., M.S. Love y A.W. Ebeling. 1986.
Fishes: A field and laboratory manual on their
structure, identification and natural history.
Belmont: Wadsworth.
Camarena L., T. y L. Cobá C. 1991. Peces consumidos
en la bahía de Chetumal. In Estudios ecológicos
preliminares de la zona sur de Quintana Roo, ed.
T. Camarena-Luhrs y S. Salazar-Vallejo, 163-164.
Chetumal: CIQRO.
Carriquiriborde-Harispe, L. 1994. Principales especies
de importancia económica en la bahía de Chetumal
y zonas adyacentes. In Estudio integral de la
frontera México-Belice, compil. E. SuárezMorales, 187. Chetumal: CIQRO.
Castro-Aguirre, J.L. y H. Espinosa P. 1996. Catálogo
sistemático de las rayas y especies afines de
México. México: IBUNAM.
Castro-Aguirre J.L., H. Espinosa-Pérez y J.J.
Schmitter-Soto. 1999. Ictiofauna estuarinolagunar y vicaria de México. México: NoriegaLimusa/IPN.
Gamboa-Pérez, H.C. 1994. Peces continentales de la
frontera México-Belice: río Hondo y cuerpos de
agua adyacentes. In Estudio integral de la frontera
México-Belice, compil. E. Suárez-Morales, 143154. Chetumal: CIQRO.
García-Téllez, N. 2002. Situación actual de la cherna
(Epinephelus itajara) (Teleostei: Serranidae) en la
bahía de Chetumal. Tesis de Maestría. Chetumal:
ECOSUR.
Greenfield, D.W. 1985. Review of the Gambusia
yucatana complex (Pisces: Poeciliidae) of Mexico
and Central America. Copeia 1985(2): 368-378.
Greenfield, D.W. y J.E. Thomerson. 1997. Fishes of
the continental waters of Belize. Coral Gables:
University Press of Florida.
113
Chetumal (Santuario del Manatí). Informe técnico.
Chetumal: ECOSUR/CONABIO.
Schmitter-Soto, J.J., L. Vásquez-Yeomans, A. AguilarPerera, C. Curiel-Mondragón y J.A. CaballeroVázquez 2000. Lista de peces marinos del Caribe
mexicano. An. Inst. Biol., UNAM, ser. zool. 71(2):
143-177.
Scholz, T. y J. Vargas-Vázquez. 1998. Trematodes
from fishes of the Río Hondo River and freshwater
lakes of Quintana Roo, Mexico. J. Helminthol.
Soc. Wash. 65(1): 91-95.
Smith, P.E. y S.L. Richardson. 1977. Standard
techniques for pelagic fish egg and larvae surveys.
FAO Fish. Tech. Pap. No. 175.
Vásquez-Yeomans, L. y M.A. González-Vera. 1994.
Ictioplancton. In Estudio integral de la frontera
México-Belice, compil. E. Suárez-Morales, 137.
Chetumal: CIQRO.
Vásquez-Yeomans, L., M.A. González Vera, R.A.
Gasca Serrano, E. Suárez Morales, R.M.
Hernández Flores e I. Castellanos Osorio. 1993. El
ictioplancton costero del Caribe mexicano:
Análisis comparativo de dos bahías. Reporte final.
Chetumal: CONACYT/CIQRO.
Vásquez-Yeomans, L., C. Quintal-Lizama y M.
Pereira-Flota. 2004. First record of Acentronura
dendritica (Barbour, 1905) (Gasterosteiformes:
Syngnathidae) from Mexico. Bull. Mar. Sci. 75(1):
127-129.
Vásquez-Yeomans, L. y W.J. Richards. 1999.
Variación estacional del ictioplancton de la bahía
de la Ascensión, reserva de la biosfera de Sian
Kaán (1990-1994). Rev. Biol. Trop. 47:197-207.
Vega-Cendejas, M.E. y M. Hernández de Santillana.
2002. Contribución al conocimiento ictiofaunístico
de la Bahía de Chetumal, Quintana Roo. In
influencia, eds. F.J. Rosado-May, R. Romero
Mayo y A. de Jesús Navarrete, 85-92. Chetumal:
UQROO.
Vidal M., V.M., R. Simá Á., G. Gold B. y O. Zapata P.
1996. Informe parcial del estudio sobre la
mortandad del bagre (Arius felis) de la bahía de
Chetumal, Quintana Roo. Mérida: CINVESTAVIPN.
Whitehead, P.J.P., G.J. Nelson y T. Wongratana. 1988.
FAO species catalogue. Vol. 7. Clupeoid fishes of
the world (Suborder Clupeoidei). An annotated and
illustrated catalogue of the herrings, sardines,
pilchards, sprats, shads, anchovies and wolfherrings. Part 2 - Engraulididae.. FAO Fish. Synop.
7(125)Pt. 2:1-579.
Yáñez-Arancibia, A. 1978. Patrones ecológicos y
variación cíclica de la estructura trófica de las
comunidades nectónicas en lagunas costeras del
Pacífico de México. An. Centr. Cienc. Mar Limnol,
UNAM 5(1): 285-306.
Mexico. Environ. Monit. Assessm. 55: 423-434.
Ortiz, M.C. (ed.). 1996. Informe sobre la mortandad del
bagre Arius assimilis en la bahía de Chetumal.
Informe técnico. Chetumal: Gobierno del Estado
de Quintana Roo/ECOSUR.
Pimentel Cadena, E. 2001. Distribución y abundancia
de la ictiofauna en la bahía de Chetumal. Tesis
Profesional. Instituto Tecnológico del Mar en
Bahía de Banderas, Nayarit.
Pimentel-Cadena, E. y J.J. Schmitter-Soto. 2000.
Distribución y abundancia de la ictiofauna en la
bahía de Chetumal, Quintana Roo. Resúm. VII
Congr. Nac. Ictiol., México, p. 244-245.
Randall, J. E. 1983. Caribbean reef fishes. 2ª ed.
Neptune City: TFH.
Reséndez-Medina, A. 1975. Lista preliminar de peces
colectados en las lagunas de Nichupté y Bojórquez,
Cancún, Q.R., México. An. Inst. Biol., UNAM, ser.
zool. 46(1): 87-100.
Reséndez-Medina, A. 1981. Estudio de los peces de la
laguna de Términos, Campeche, México. I-II.
Biótica 6(3-4): 239-291, 345-430.
Salazar-Vallejo, S.I., S. Jiménez Cueto, J.J. Oliva
Rivera y E. González. 1991. Fauna béntica. In
Estudios ecológicos preliminares de la zona sur de
Quintana Roo, ed. T. Camarena-Luhrs y S.
Salazar-Vallejo, 117-134. Chetumal: CIQRO.
Schmitter-Soto, J.J. 1998a. Catálogo de los peces
continentales de Quintana Roo. San Cristóbal de
Las Casas: ECOSUR.
Schmitter-Soto, J.J. 1998b. Diagnosis of Astyanax
altior (Characidae), with a morphometric analysis
of Astyanax in the Yucatan Peninsula. Ichthyol.
Explor. Freshwaters 8(4): 349-358.
Schmitter-Soto, J.J. (accept.). A systematic revision of
the genus Archocentrus (Teleostei: Cichlidae),
with the description of two new genera and six new
species. Zootaxa.
Schmitter-Soto, J.J., A. Aguilar-Perera, S. AvilésTorres, R. Herrera P., J. A. Caballero V., C. L.
Campos B. y N. Carvajal H. 1998. Distribución y
abundancia de la ictiofauna arrecifal en la costa sur
de Quintana Roo. Informe técnico. Chetumal:
CONACYT/ECOSUR.
Schmitter-Soto, J.J. y C. I. Caro. 1997. Distribution of
tilapia, Oreochromis mossambicus (Perciformes:
Cichlidae), and water body characteristics in
Quintana Roo, Mexico. Rev. Biol. Trop. 45(3):
1257-1262.
Schmitter-Soto, J.J. y H.C. Gamboa-Pérez. 1996.
Composición y distribución de peces continentales
en el sur de Quintana Roo, México. Rev. Biol.
Trop. 44(1): 199-212.
Schmitter-Soto, J.J., S. Monks, L. Vásquez-Yeomans,
E. Pimentel C., R. Herrera P., G. Pulido-Flores, C.
Quintal L. y M. T. Valtierra V. 2001. Peces,
ictioplancton y helmintos parásitos en la bahía de
114
13
Aspectos biológicos de los manatíes en el
sur de Quintana Roo
J.B. MORALES-VELA (✉) Y J.A. PADILLA-SALDÍVAR
El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal. Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900,
México. benjamin@ecosur.mx
Resumen
El manatí es un mamífero acuático común en las costas de Quintana Roo, México. Su mayor
concentración ocurre en la bahía de Chetumal, con una población estimada de 150
individuos, la cual, al parecer, se mantiene estable. Las crías representan en promedio el 7.9
% de esta población, valor que, comparado con otras regiones de su distribución, se
considera adecuado para mantener a la población de manatíes en un buen nivel de
reclutamiento. Datos iniciales sobre desplazamientos de hembras adultas marcadas con
transmisor muestran tendencia a hacer movimientos locales y una alta fidelidad al área
seleccionada por ellas para alimentarse, reproducirse y para la crianza de sus crías. Las
causas detectadas de muerte directa de manatíes por actividades humanas en la bahía de
Chetumal han sido las redes de pesca colocadas en sitios con donde éstos se encuentran, los
golpes por embarcaciones, otras heridas y la caza; estas causas representan el 29.2 % de la
muestra de 24 cadáveres analizados entre 1990 y 2002. La preferencia de los manatíes por el
uso de aguas someras y cercanas a la costa los expone a un mayor contacto con las
actividades humanas, por lo que se requiere un mayor cuidado en el desarrollo de actividades
urbanas sobre la costa de la bahía de Chetumal, ya que ésta es uno de los sitios más
importantes para los manatíes de México, y junto con Belice y Guatemala mantienen a la
población más importante de todo el Caribe.
Abstract
Manatees are aquatic mammals common along the coasts of Quintana Roo state, México.
Chetumal Bay has the highest abundance with an estimated population of 150 individuals.
This population is apparently stable and calves represent 7.9 % of the population. In
comparison to other regions that withhold manatees, this value is considered reasonable to
maintain an appropriate level of births. Preliminary radio-tagging data on adult females
showed only local movements and high fidelity level to selected sites for feeding, mating,
and calf breeding. Recorded human related causes of manatee deaths in Chetumal Bay have
been fishing nets, boat collisions, other injures, and hunting. These causes provoked 29.2 %
of deaths of the 24 carcasses sampled from 1990 to 2002. Manatees’ preference for using
shallow and near the coast water exposes them to risks originated by human activities. It is
necessary that society takes careful actions when urban development is involved along the
coast of Chetumal Bay. This is one of the most important homes for manatees in México,
and together with Belize and Guatemala maintains the most important population of
manatees in the Caribbean.
Introducción
El manatí (Trichechus manatus, Linnaeus 1758) es una
especie difícil de estudiar en vida libre debido a su bajo
número, amplia distribución y conducta evasiva. Los
estudios de manatíes realizados desde 1990 en la bahía
ECOSUR, 2009
Morales-Vela y Padilla-Saldívar
de Chetumal (BCh) han generado información
biológica que ofrece el conocimiento básico para
orientar las actividades de conservación de esta especie
y de su hábitat en Quintana Roo. Los resultados
obtenidos abarcan aspectos fundamentales sobre
distribución, abundancia y mortandad, así como
historias de vida de algunos manatíes marcados y
seguidos por varios años. Parte de esta información es
propia de la especie, por lo que es aplicable a otras
áreas con presencia de manatíes.
Los manatíes a nivel mundial habitan en ríos,
estuarios y áreas costeras de las regiones tropical y
subtropical del océano Atlántico, desde E. U. A. hasta
Brasil (Husar 1978). Son herbívoros que se alimentan
de la vegetación marina costera y de la existente en
aguas continentales que se encuentra entre 1 y 4 m de
profundidad (Best 1981). Toleran el ambiente marino,
pero prefieren permanecer en agua dulce o de baja
salinidad (Caldwell y Caldwell 1985). En Florida
durante el invierno su distribución espacial se ve
seriamente afectada por los cambios en la temperatura
del agua, provocados por los frentes fríos del norte; en
general tienden a buscar aguas más cálidas cuando la
temperatura baja de 20° C (Reynolds y Odell 1991). En
Quintana Roo la temperatura del agua no es un factor
que influya en su distribución, pero los cambios
bruscos en la intensidad de los vientos sí influyen en
sus desplazamientos (Axis-Arroyo et al. 1998) y
entonces buscan estar cerca de lugares que les ofrezcan
resguardo del viento y del oleaje.
De acuerdo a estos requerimientos de hábitat,
los manatíes están presentes a lo largo de toda la costa de
Quintana Roo, pero se concentran principalmente en tres
áreas: 1) la BCh, 2) las bahías de la Reserva de la
Biosfera de Sian Ka'an (bahía de la Ascensión y bahía del
Espíritu Santo), y 3) las caletas y cenotes con conexión al
mar y la zona costera, ubicados entre las poblaciones de
Tulum y Playa del Carmen (Fig. 1) (Colmenero-Rolón y
Zárate 1990, Morales-Vela y Olivera-Gómez 1997). De
estas tres áreas, la BCh es la que concentra el mayor
número de manatíes presentes en las costas de Quintana
Roo. Al norte de Playa del Carmen no fueron observados
manatíes en nuestros censos, pero a finales de la década
de 1990 hubo algunos registros esporádicos de manatíes
solitarios en la laguna de Nichupté junto a Cancún, y en
la laguna de Yalahau, que está ubicada en el extremo
norte de Quintana Roo (Fig. 1). Recientemente, en
octubre de 2006, el Biólogo Oscar Reyes Mendoza filmó
desde el aire a un grupo de 6 manatíes en la laguna
Manatí, ubicada al norte de Cancún. También existen
registros esporádicos de manatíes solitarios en la isla de
Cozumel (Morales-Vela et al. 2000). En las costas norte
y oeste de la Península de Yucatán su presencia actual es
muy pobre (Morales-Vela et al. 2003). Hacia el sur, los
datos disponibles indican que la BCh y Belice reúnen a la
mayor población de manatíes existentes en toda la región
del Caribe (Morales-Vela et al. 2000).
Esta especie está protegida por el gobierno de
Belice bajo el Acta de Protección de Vida Silvestre de
1981, y por el gobierno de México por la Norma
Ecológica de 1994 que la clasifica como una especie en
peligro de extinción. Aunadas a estos reglamentos se
crearon dos áreas protegidas para el manatí que abarcan
toda la BCh. En 1996 la parte de México fue decretada
como Zona Sujeta a Conservación Ecológica Santuario
del Manatí (Gobierno del Estado de Quintana Roo
1996), y la parte de Belice, llamada bahía de Corozal,
fue decretada en 1998 como “Corozal Bay Wildlife
Sanctuary - Manatee” (National Parks System 1998).
Un análisis mas detallado de la historia de creación y
problemática sobre el Santuario del Manatí se puede
consultar en el trabajo de Morales-Vela (2004).
Figura 1. Áreas de mayor presencia de manatíes en
Quintana Roo: 1) bahía de Chetumal, 2) bahía de la
Ascensión y bahía del Espíritu Santo, en la Reserva de la
Biosfera de Sian Ka’an, y 3) caletas, cenotes y costa entre
Tulum y Playa del Carmen.
El objetivo de este capítulo es hacer un
análisis sobre lo que se conoce de los manatíes, en
particular, con referencia al sur de Quintana Roo,
donde se localiza la BCh. Esta información también
representa lo poco que se conoce de esta especie en
México.
Primero se exponen algunos antecedentes
biológicos del manatí, lo que permite dimensionar la
116
Manatíes en el sur de Quintana Roo
importancia de la BCh como hábitat crítico para la
presencia de esta especie en el sureste de México y
norte de Belice. Luego se explica parte de la
información biológica disponible de esta especie para
la BCh, y al final se resalta la necesidad de conservar
este hábitat crítico para el manatí en el Caribe de
México.
Métodos
Diversos métodos han sido aplicados para el
estudio de los manatíes en la BCh y se describen a
continuación:
Censos aéreos
Quince censos aéreos sobre toda la costa de la BCh y uno
parcial fueron realizados entre octubre de 1990 y julio de
1997. Se siguió un proceso estandarizado usando
avionetas Cessna de 4 y 6 plazas de alas altas, que
volaron a una altura de 150 a 180 m y a una velocidad de
100 a 130 km h-1 (Reynolds y Wilcox 1986, O'Shea et
al. 1988, Mou-Sue et al. 1990, Morales-Vela y OliveraGómez 1994). La trayectoria de los censos siguió el
contorno de la línea de costa de la BCh a una distancia
de 500 a 800 m con el fin de cubrir las áreas con mayor
probabilidad de presencia de manatíes (Morales-Vela y
Olivera-Gómez 1994). Dadas las diferencias de los
tiempos de duración de los censos realizados, para
estandarizar las comparaciones fue necesario trabajar
con un índice de abundancia relativa (IAR) definido
como el número de manatíes observados sobre el
tiempo de duración del censo.
Figura 2. Sistema de marcaje de manatíes, que consta de
cinturón de látex, varilla de plástico y radio-transmisor.
Modificado de Rathbun et al. (1990).
Colección de Mamíferos del Museo de Zoología de
ECOSUR Chetumal.
Tamaño y estabilidad de la población
De los datos de los 16 censos aéreos en la BCh se
obtuvo un IAR de manatíes (M) por hora de vuelo (h),
cuyos valores estuvieron entre 9.0 y 42.3 M h-1 (Tabla
1). El mayor número de manatíes contados en un solo
censo fue de 123 y el mínimo de 19, el valor promedio
de los censos fue 44.0 ± 26.2, con un alto coeficiente
de variación de 59.5 %. Por estas variaciones en los
resultados no se puede estimar el tamaño de la
población de forma precisa.
Desde 1976 los censos aéreos en Florida han
sido la base para documentar la distribución y la
abundancia relativa de esa población de manatíes
(O´Shea y Ackerman 1995). Sin embargo, los censos
tienen limitaciones para obtener estimaciones del
tamaño de la población (Lefebvre et al. 1995). Los
manatíes son difíciles de detectar, por lo que los
conteos normalmente tienden a ser bajos en número
(Ackerman 1995). Al menos 3 tipos de errores se
presentan en los conteos mediante censos aéreos: 1)
Error de percepción, cuando el observador no logra ver
a los manatíes que, potencialmente, serían visibles para
él (Marsh y Sinclair 1989). 2) Error de disponibilidad,
se refiere a los manatíes están presentes en el área de
censo pero no son visibles al observador por el agua
turbia, la vegetación, su conducta y otras causas (Marsh
y Sinclair 1989). 3) Error de ausencia, causado por la
proporción de manatíes no presentes en el momento y
recorrido del censo (Lefevbre et al. 1995). Dado lo
anterior, los números de manatíes obtenidos en cada
censo representan el mínimo de manatíes presentes en
Radio-marcaje
En 1994 se inició un programa de radio-marcaje de
manatíes que incluyó la captura y marcaje temporal con
radios VHF de 6 manatíes adultos: 5 hembras y 1
macho. La figura 2 muestra los elementos de este
sistema de marcaje utilizado también en los manatíes
de Florida, Puerto Rico, Belice y Brasil. La
información detallada del sistema de marcaje, de los
transmisores y el tipo de resultados que ofrece este
método se pueden consultar en Rathbun et al. (1987 y
1990) y Reid et al. (1995) y, por último, la información
sobre el método de captura utilizado, los niveles de
precisión de las señales de los radios y su seguimiento
se detallan en Morales-Vela (2000).
Colecta de cadáveres y necropsias
De 1990 a 2002 se colectaron 24 cadáveres de manatíes
en diferentes grados de descomposición en la BCh.
Cuando la descomposición no fue severa se realizaron las
necropsias siguiendo el protocolo de Bonde et al. (1983),
con el fin de diagnosticar la posible causa de muerte. Los
restos óseos de cada ejemplar se depositaron en la
117
la BCh en ese momento, y las variaciones en su
número son una combinación de los tres errores
asociados al método. Por lo tanto, el máximo de 123
manatíes contados en el mejor de los censos representó
el mínimo existente en ese momento en la BCh.
Tabla 1. Número de manatíes contados en 16 censos
sobre la bahía de Chetumal, y sus índices de
abundancia relativa (IAR) en número de manatíes
registrados por hora. El tiempo en horas, está en
fracciones decimales.
Censo
(no.)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
Fecha
25/10/90
19/11/90
17/03/92
02/06/92
26/08/92
03/12/92
30/04/93
12/07/93
13/09/93
09/11/93
31/01/94
11/05/94
14/01/95
01/09/95
16/07/97
18/07/97
Manatíes
(no.)
19
20
25
40
37
22
43
65
42
24
73
40
36
123
43
58
Tiempo
(h)
1.35
2.22
1.87
2.13
2.13
2.22
2.46
2.26
2.35
2.00
2.23
2.20
2.52
2.91
2.23
2.45
IAR
14.1
9.0
13.4
18.8
17.4
9.9
17.5
28.8
17.9
12.0
32.7
18.2
14.3
42.3
19.3
23.7
Figura 3. Promedio anual (±95.0 % de confianza) del
índice de abundancia relativa (IAR = manatíes
observados por hora de censo) de manatíes en la bahía
de Chetumal, de 1990 a 1997. En 1991 y 1996 no se
realizaron censos
En un excelente censo que se realizó en enero
de 2001, posteriormente al periodo analizado, se logró
observar un total de 144 manatíes, que hasta este
momento, es el número máximo de manatíes contados
en la BCh. Para ofrecer una respuesta posible al tamaño
de la población, y basado en los conteos máximos
obtenidos, se puede plantear que la BCh mantiene a
una población cercana a los 150 manatíes.
La Fig. 3 muestra los valores promedio
anuales de los IAR, los cuales reflejan una tendencia
ascendente de la abundancia de manatíes en la BCh de
1990 a 1997, pero las diferencias anuales no fueron
significativas (ANOVA; Fs= 1.268, p= 0.349, g l.= 15).
El bajo número de censos aéreos realizados en este
largo período no permiten detectar cambios en la
abundancia de manatíes. Los datos no muestran un
incremento real, ni plantean una posible estabilidad.
El análisis exploratorio no linear resistente
(3RSSH) de los IAR sobre una secuencia anual
suavizada mostró un patrón central de los datos con
una variación de 14 a 24 M h-1 y aún mas estable en su
parte media (Fig. 4). Manteniendo una postura
precautoria, este último análisis muestra estabilidad
entre 1990 y 1997 en la abundancia de manatíes de la
Figura 4. Frecuencia suavizada de los valores de
abundancia relativa (IAR = manatíes observados por
hora de censo) de los manatíes de la bahía de
Chetumal, de 1990 a 1997. Los números de censo
corresponden a los dados en la Tabla 1.
BCh. Hasta la elaboración de este capítulo no existe
información que indique que la estabilidad de su
abundancia ha cambiado en años recientes.
Con base en la experiencia obtenida en censos
aéreos, se recomienda que para detectar posibles
cambios en la tendencia de las abundancias de
manatíes, se realice el mayor número de censos
posibles en periodos de tiempo más cortos,
estructurando cada censo en un esquema de series de
conteos y sobre áreas más reducidas o acotadas. Esto
ayudará a disminuir el sesgo de los errores
mencionados.
Otras
medidas
fuertemente
recomendadas son: la participación del mismo piloto
118
con experiencia y los mismos observadores, realizar los
censos sólo cuando existan buenas condiciones
climáticas, y considerar datos nuevos sobre
movimientos de manatíes marcados para ajustar rutas y
estimar otros sesgos.
Distribución espacial de los manatíes
Los datos obtenidos de los 6 manatíes marcados
muestran una tendencia a usar frecuentemente las
aguas costeras de 1 a 4 m de profundidad, con
incursiones frecuentes hacia la parte media de la BCh
(Fig. 5).
Figura 5. Registros de los manatíes radio-marcados en la bahía de Chetumal (1994-1999). Se incluyen las líneas de
profundidad en metros.
Aquí es importante mencionar que la BCh
tiene una profundidad promedio de 4 m (ver capitulo 3
de este libro). Esta preferencia de usar aguas someras
es una característica común de la especie ya que se ha
confirmado en diversas regiones de su distribución
(Best 1981). Con base en los censos aéreos, ahora es
claro que los manatíes están presentes en toda la zona
costera de la BCh, con algunas preferencias entre unas
y otras zonas. La de mayor presencia y frecuencia de
manatíes en diferentes épocas y años fue la Zona 1
(Fig. 6), que corresponde al sistema lagunar Guerrero y
al norte de la BCh y tiene varias islas paralelas a la
costa. Posiblemente la preferencia por este lugar
responde a una mayor diversidad de ambientes de esa
área, con diferentes grados de salinidad del agua, de
profundidad, vegetación acuática y resguardo de los
vientos. La segunda zona costera de importancia fue la
Zona 7, seguida por las 6, 4 y 3 (Fig. 6).
Permanencia de los manatíes en la BCh
Hasta el momento se han obtenido pocos datos al
respecto, como los siguientes: el nivel de fidelidad de
las hembras marcadas en 1994 en la BCh fue alto y
particularmente fuerte en dos hembras. De la pequeña
119
Figura 6. Distribución espacial de los avistamientos de manatíes obtenidos en los censos aéreos de 1990 a 1997. El
tamaño de cada avistamiento varió de 1 a 13 individuos.
muestra de 5 hembras marcadas entre 1994 y 1997, se
pudo seguir a una de ellas por 5 años, a otra por más de
2 años, y a las tres restantes se les siguió entre 150 y
330 días antes de que perdieran sus marcas. Todas
mostraron tendencia a desplazarse distancias
relativamente cortas (no más de 30 km) y a usar
preferentemente y por tiempo largo un cierto sector de
la BCh. Por limitaciones del método y del presupuesto
no se pudieron seguir con más frecuencia y durante
más tiempo. La primera hembra marcada en 1994, a la
que se le dio seguimiento hasta 1999, se mantuvo
siempre en la zona noroeste de la BCh. En este lapso de
cinco años mantuvo un patrón muy estable de uso del
área comprendida por la laguna Guerrero, ría Cacayuc
y la zona conocida como la Barra (Fig. 5). En 2004 se
logró recapturar a esta hembra en la misma zona donde
se le capturó en noviembre de 1994, después de cinco
años de no tener registro de ella. Suponiendo que la
hembra hubiera mantenido el mismo patrón conductual
inicial durante este último período, entonces se tendría
una permanencia constante en la BCh de 10 años. Esta
suposición debe tomarse con precaución, ya que no se
tienen registros de la hembra entre 2000 y 2003, pero
su recaptura cinco años después es muy significativa.
El único macho marcado acumuló 70 días de
seguimiento, después de este período el radio se
desprendió del manatí. Las diferencias del macho con
respecto a las hembras son: que la distancia de sus
desplazamientos fue mayor y que no mostró
preferencia por algún sitio en particular durante el
tiempo que mantuvo su marca.
En Florida existen varios ejemplos de hembras
adultas que, durante los meses de invierno, hacen uso
continuo de las mismas áreas de aguas termales como
refugio invernal (O´Shea y Hartley 1995). De 100
manatíes estudiados en los ríos de la costa noroeste de
Florida, un promedio de 92.4 % de las hembras y 84.2
% de los machos regresaron anualmente a las mismas
120
áreas de refugio invernal durante varios años (Rathbun
et al. 1990). En Quintana Roo la temperatura del agua
en invierno no es un factor que afecte su distribución
como ocurre en Florida, pues el agua se mantiene
varios grados arriba del límite mínimo termal que
soporta la especie.
de la BCh: posiblemente lo que buscan para la crianza
de sus crías son zonas someras, protegidas de los
vientos, con vegetación y aguas de baja salinidad,
características que se presentan en diferentes áreas de
la BCh.
Causas recientes de mortandad de manatíes
De 1990 a 2002 se colectaron 24 cadáveres de manatíes
en la BCh (Morales-Vela et al. 2002). En el 45.8 % de
la muestra no fue posible definir la causa de muerte, en
un 25.0 % corresponde a muertes por causas naturales
(se consideran aquí los casos de crías dependientes) y
el 29.2 % fueron por actividades humanas. De estos
últimos manatíes, uno fue encontrado aún vivo y murió
a las pocas horas; en la necropsia se le encontró una
septicemia generalizada, posiblemente ocasionada por
un impacto de balín de acero de 5 mm de diámetro, el
cual tenía incrustado en el cráneo. Las muertes por
herida causada por humanos representaron el 8.3 %. Se
sabe que anteriormente los manatíes eran cazados en la
costa centro de Quintana Roo. Esta información la
proporcionó en 1992el Sr. Tacho Hoíl, pescador
fundador de Punta Herrero, poblado ubicado en las
orillas de la bahía del Espíritu Santo. El Sr. Hoíl
comentó que antes de 1982 era relativamente común
cazarlos para consumo local, y que la gente de Punta
Herrero llevaba carne para vender a Chetumal cuando
visitaba a sus familiares. Esta práctica de caza se
detuvo entre 1992 y 1994 en todo el estado de Quintana
Roo.
Otra causa de muerte accidental de manatíes
son las redes de pesca colocadas en sitios de presencia
de manatíes; en nuestra muestra representó el 8.3 % de
la mortalidad. Redes de hasta 300 m de largo siguen
colocándose en áreas someras y de presencia constante
de manatíes como es la zona norte y noreste de la BCh.
Los manatíes muertos por golpe de embarcación
representaron otro 8.3 %, estos casos se presentaron en
los alrededores de la zona de los tres muelles
principales de la ciudad de Chetumal.
Importancia de la BCh como área de reproducción y
crianza
La presencia de grupos de apareamiento de manatíes se
ha confirmado en varias ocasiones y en distintos sitios
de la BCh. Estos grupos se forman temporalmente a lo
largo del año y se han llegado a contar hasta 14
manatíes en uno solo de ellos.
La presencia de crías es común en la BCh, en
promedio representan el 7.9 % de los manatíes
contados en los censos aéreos. Hasta el momento no se
ha detectado que exista una temporada específica de
nacimientos en el año ni se han observado diferencias
interanuales en la abundancia de crías. El porcentaje
global de 7.9 % es cercano al 8.9 % obtenido en Belice
por Bengtson y Magor (1979). En Florida, las crías
representan valores que van de 8.2 % (Rathbun et al.
1990) y 8.7 % (Ackerman 1995) hasta 10.3 % en áreas
invernales de alta agregación (Reynolds y Wilcox
1986). El conteo de crías es difícil incluso en las
mejores condiciones ambientales, por lo que las
diferencias regionales entre estos valores de 7.9 % a
10.3 % son relativamente consistentes. El valor de crías
obtenido para la BCh es muy similar al de otras
importantes áreas de presencia de manatíes en el
mundo y hacen de la BCh un sitio relevante para la
especie.
Otra información importante a comentar de los
manatíes obtenida en Florida permite saber que los
manatíes tienen una vida longeva estimada de hasta 60
años (Marmontel 1995), que la edad a la que alcanzan
su madurez sexual es entre 2.5 y 4 años (Rathbun et al.
1995), y que presentan un largo período de gestación
estimado entre 13 y 15 meses dando a luz a una cría, y
también dedican largo tiempo en el cuidado de su cría,
que va de 18 a 24 meses (Rathbun et al. 1995). Todas
estas son características de especies sujetas a una
estrategia de selección tipo K: de desarrollo lento,
reproducción tardía, tamaño corporal grande, viviendo
en hábitats más estables y favoreciendo la
especialización (Wilson y Bossert 1971, Krebs 1985),
como es el caso de los manatíes. Para la población de
manatíes de México sólo se tienen datos de dos
períodos de gestación: uno de una hembra adulta de 3
m de largo en vida libre estimado de 14 a 15 (MoralesVela 2000), y otro de 11 meses de una hembra en
cautiverio (R. Sánchez-Okrucky, comunicación
personal).
Las hembras con cría aparentemente no
muestran preferencia por alguna de las zonas costeras
Conclusiones
Los datos biológicos expuestos en este capítulo permiten
dimensionar mejor la importancia que tiene la BCh para
el manatí. Ahora se sabe que los manatíes habitan esta
Bahía por largos períodos y que ésta es una zona muy
importante de reproducción y crianza. Un dato más que
resalta esta importancia es que la BCh y de sus áreas
preferidas. Otro factor relevante es que la BCh y el río
Hondo, las costas, lagunas y ríos de Belice, y el río
Sarstoon, (frontera entre Belice y Guatemala) congregan
a la población de manatíes más importante conocida para
todo el Caribe (Morales-Vela et al. 2000, Quintana y Auil
2005), la cual mantiene intercambio genético dentro de
esta región (Vianna et al. 2006).
121
La preferencia de los manatíes de usar aguas
someras y cercanas a las costas los expone a un mayor
contacto con las actividades humanas: de hecho, como se
comentó antes, algunas de estas actividades son causa
directa de muertes. Esto obliga a la sociedad a tener otra
actitud hacia la BCh ya que su declaración como área
natural protegida no significa que se conservará de forma
automática; se requiere que la sociedad aprenda y lleve a
cabo prácticas sustentables para aprovechar sus recursos.
Estas prácticas van desde la pesca directa, la construcción
urbana sobre sus costas, el uso de sus selvas y humedales
circundantes, el cuidado de los manglares, el control de
derrame de contaminantes, hasta el no tirar basura
durante las actividades acuáticas recreativas o
simplemente al pasear sobre sus orillas.
Una nueva tecnología de radios de señal satelital
se está aplicando desde 2004 para el seguimiento más
preciso y continuo de los desplazamientos de los
manatíes en la BCh, y un proyecto de evaluación del
estado de salud de esta población y de su diversidad
genética se está realizando con manatíes de la BCh y de
la bahía de la Ascensión, en la Reserva de la Biosfera de
Sian Ka’an. Esta información ampliará mucho el
conocimiento que se tiene de esta especie en México.
Un estudio similar se está desarrollando en
Belice por lo que, a corto plazo, se podrá comparar la
información generada en ambos países, y así encontrar
recomendaciones de conservación con una visión
regional, sin fronteras políticas, más adecuada para la
conservación del manatí y de su hábitat en esta región del
Caribe.
manatus), en Quintana Roo, México (Mammalia). Rev.
Biol. Trop. 46(3): 791-803.
Bengtson, J. L. y D. Magor. 1979. A survey of manatees
in Belize. Journal of Mammalogy 60(1): 230-232.
Best, R. C. 1981. Foods and feeding habits of wild and
captive Sirenia. Mammal Review 11(1): 3-29.
Bonde, R. K., T. J. O’Shea y C. A. Beck. 1983. Manual
of procedures for the salvage and necropsy of
carcasses of the West Indian manatee (Trichechus
manatus). Documento número PB83-255273 175.
Springfield, VA: National Technical Information
Service.
Caldwell, D. K. y M. C. Caldwell. 1985. Manatees
Trichechus manatus Linnaeus, 1758; Trichechus
senegalensis Link, 1795 and Trichechus inunguis
(Natterer, 1883). In Handbook of Marine Mammals
Volume 3: The Sirenians and baleen whales, ed. S. H.
Ridgway y S. R. Harrison, 33-66. San Diego, CA:
Academic Press.
Colmenero-Rolón, L. C. y B. E. Zárate. 1990.
Distribution, status and conservation of the West
Indian manatee in Quintana Roo, México. Biological
Conservation 52(1990):27-35.
Gobierno del Estado de Quintana Roo. 1996. Decreto por
el que se declara como Área Natural Protegida la
región conocida como bahía de Chetumal, con la
categoría de Zona Sujeta a Conservación Ecológica,
Santuario del Manatí, ubicada en el municipio de
Othón P. Blanco, estado de Quintana Roo. Periódico
Oficial tomo III, no. 24 extraordinario, 5a. Época, 24
de octubre de 1996, pp. 1-10. Chetumal, Quintana Roo:
Gobierno del Estado de Quintana Roo.
Husar, S. L. 1978. Trichechus manatus. Mammalian
Species 93:1-5.
Krebs, C. J. 1985. Ecología. Estudio de la distribución y
la abundancia. Segunda Edición. México, D. F.: Harla,
Harper y Row Latinoamericana.
Lefebvre, L. W., B. B. Ackerman, K. M. Portier y K. H.
Pollock. 1995. Aerial surveys as a technique for
estimating trends in manatee population size: problems
and prospects. In Population Biology of the Florida
Manatee, Information and Technology Report 1, ed. T.
J. O’Shea, B. B. Ackerman y H. F. Percival, pp. 63-74.
Washington, D. C.: National Biological Service.
Marmontel, M. 1995. Age and reproduction in female
Florida manatees. In Population Biology of the Florida
Manatee, Information and Technology Report 1, ed. T.
J. O’Shea, B. B. Ackerman y H. F. Percival, pp. 98119. Washington, D. C.: National Biological Service.
Marsh, H. y D. F. Sinclair. 1989. An experimental
evaluation of dugong and sea turtle aerial survey
techniques. Aust. Wildl. Res. 16(1989):639-650.
Morales-Vela, B. y D. Olivera-Gómez. 1994.
Distribución espacial y estimación poblacional de los
manatíes en la Bahía de Chetumal, Quintana Roo,
Reconocimientos
Agradecemos la participación en el trabajo de campo de
David Olivera-Gómez, Daniel. Rovelo-Martínez,
Alejandro Ortega-Argueta, Rafael Estrada-Anaya, Marco
Benítez-García, y Mauro Sanvicente-López, así como el
financiamiento otorgado para los estudios de manatíes de
los proyectos CONACYT N9301-2017, CONABIO
H164, y SEMARNAT-CONACYT 2002-C01-1128.
También agradecemos su colaboración al personal
administrativo y de servicios generales de ECOSUR.
Literatura citada
Ackerman, B. B. 1995. Aerial surveys of manatees: a
summary and progress report. In Population Biology of
the Florida Manatee, Information and Technology
Report 1, ed. T. J. O’Shea, B. B. Ackerman y H. F.
Percival, pp. 13-33. Washington, D. C.: National
Biological Service.
Axis-Arroyo, J., B. Morales-Vela, D. Torruco-Gómez y
M. E. Vega-Cendejas. 1998. Variables asociadas con el
uso de hábitat del manatí del Caribe (Trichechus
122
México. Rev. Inv. Cient. No. Esp. SOMEMMA 2(2):
27-34.
Morales-Vela, B. y D. Olivera-Gómez. 1997.
Distribución del manatí (Trichechus manatus) en la
costa norte y centro-norte del estado de Quintana Roo,
México. Anales Inst. Biol. Univ. Nac. Autón. México
Serie Zool. 68(1): 153-164.
Morales-Vela, B. 2000. Distribución, abundancia y uso
de hábitat por el manatí en Quintana Roo y Belice, con
observaciones sobre su biología en la Bahía de
Chetumal, México. Tesis Doctoral. D. F.: Universidad
Nacional Autónoma de México.
Morales-Vela, B., D. Olivera-Gómez, J. E. Reynolds III y
G. B. Rathbun. 2000. Distribution and habitat use by
manatees (Trichechus manatus manatus) in Belize and
Chetumal Bay, Mexico. Biological Conservation
95(2000): 67-75.
Morales-Vela, B., J. A. Padilla-Saldívar y M. SanvicenteLópez. 2002. Mortandad de manatíes (Trichechus
manatus) en la Bahía de Chetumal, México (19902002). Resúmenes XXVII Reunión Internacional para
el Estudio de los Mamíferos Marinos: ciencia, cultura y
conservación. Veracruz, Ver., México. Mayo 12 al 15
de 2002.
Morales-Vela. B., J. A. Padilla-Saldívar, y A. A.
Mignucci-Giannoni. 2003. Status of the manatee
(Trichechus manatus) along the northern and western
coasts of the Yucatán Peninsula, México. Caribbean
Journal of Science 39(1):42-49.
Morales-Vela, B. 2004. Bahía de Chetumal-Corozal, un
recurso costero compartido entre México y Belice. In
El Manejo Costero en México, ed. E. Rivera-Arriaga,
G. J. Villalobos, I. Azuz- Adeath y F. Rosado-May, pp.
531-539. Campeche, Camp.: Universidad Autónoma
de Campeche.
Mou-Sue, L., H. D. Chen, R. K. Bonde y T. J. O'Shea.
1990. Distribution and status of manatees (Trichechus
manatus) in Panama. Marine Mammal Science
6(3):234-241.
National Parks System. 1998. Corozal Bay Wildlife
Sanctuary (Manatee) Order. Statutory Instrument 48, 2
de mayo de 1998, pp. 1-4. Belize: Government Printer.
O´Shea, T. J., M. Correa, M. E. Ludlow y J. G. Robinson.
1988. Distribution, status, and traditional significance
of the West Indian manatee (Trichechus manatus) in
Venezuela. Biological Conservation 46(1988):281301.
O´Shea, T. J. y W. C. Hartley. 1995. Reproduction and
early-age survival of manatees at Blue Spring, upper
St. Johns River, Florida. In Population Biology of the
Florida Manatee, Information and Technology Report
1, ed. T. J. O’Shea, B. B. Ackerman, y H. F. Percival,
pp. 157-170. Washington, D. C.: National Biological
Service.
O´Shea, T. J. y B. B. Ackerman. 1995. Population
biology of the Florida manatee: an overview. In
Population Biology of the Florida Manatee,
Information and Technology Report 1, ed. T. J.
O’Shea, B. B. Ackerman, y H. F. Percival, pp. 280288. Washington, D. C.: National Biological Service.
Quintana, E. y N. Auil. 2005. Distribution and relative
abundance of manatees (Trichechus manatus manatus)
in the Gulf of Honduras: synoptic study using the aerial
survey technique. Resúmenes Sirenian International
Symposium: exploring Sirenian related issues. San
Diego, CA. Diciembre 11 de 2005.
Rathbun, G. B., J. P. Reid y J. B. Bourassa. 1987. Design
and construction of a tethered, floating radio-tag
assembly for manatees. Reporte Técnico No. PB87161345. Gainesville, Fl.: U.S. Fish and Wildlife
Service.
Rathbun, G. B., J. P. Reid y G. Carowan. 1990.
Distribution and movement patterns of manatees
(Trichechus manatus) in northwestern peninsular
Florida. Florida Marine Research Publications 48:133.
Rathbun, G. B., J. P. Reid, R. K. Bonde y J. A. Powell.
1995. Reproduction in free- ranging Florida manatees.
In Population Biology of the Florida Manatee,
Reid, J. P., R. K. Bonde y T. J. O’Shea. 1995.
Reproduction and mortality of radio-tagged and
recognizable manatees on the Atlantic coast of Florida.
In Population Biology of the Florida Manatee,
Reynolds III, J. E. y J. R. Wilcox. 1986. Distribution and
abundance of the West Indian manatee around selected
Florida power plants following winter cold
fronts:1984-1985. Biological Conservation 38:103113.
Reynolds III, J. E. y D. K. Odell. 1991. Manatees and
dugongs. New York: Facts on File.
Vianna, J. A., R. K. Bonde, S. Caballero, J. P. Giraldo, R.
P. Lima, A. Clark, M. Marmontel, B. Morales-Vela,
M. J. de Souza, L. Parr, M. A. Rodríguez-López, A. A.
Mignucci-Giannoni, J. A. Powell, y F. R. Santos. 2006.
Phylogeography, conservation and hybridization in
trichechid sirenians: implications for manatee
conservation. Molecular Ecology 15:433-447.
Wilson, E. O., y W. H. Bossert. 1971. A primer of
population biology. Sunderland, MA: Sinauer
Associates, Inc. Publishers.
123
14
Distribución, uso de hábitat y amenazas
para la nutria neotropical (Lontra longicaudis annectens):
un enfoque etnozoológico
S. CALME Y M. SANVICENTE
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo, México 77014
sophie.calme@gmail.com
Resumen
La nutria neotropical Lontra longicaudis annectens es una especie poco conspicua, y es muy
poca la información que existe sobre ella respecto al sistema de la bahía de Chetumal y del
río Hondo. Hemos ampliado y actualizado la información previa sobre la especie, con base
en el conocimiento empírico local. Entrevistamos a 14 pescadores en ocho poblados para
obtener información sobre distribución, uso del hábitat y hábitos de la nutria neotropical, así
como sobre las amenazas que podrían poner en riesgo a la especie en la zona. El 93 % de los
informantes dijo conocer la especie y reportó avistamientos en los cuerpos de agua, en sus
orillas y en los tipos de vegetación asociados como son manglares, sabanas y tasistales. Por
este estudio de la zona y otros previos, sabemos que la nutria se distribuye en todo el río
Hondo y en partes de la bahía de Chetumal, incluyendo los canales que desembocan en
ellos. Se confirma que la nutria es principalmente solitaria, aunque también los informantes
han observado parejas y adultos con crías. Los pescadores identificaron por su nombre
común a 16 especies de peces, además de pequeños mamíferos, anfibios, reptiles y
crustáceos, que potencialmente son presa de las nutrias. La contaminación por agroquímicos
de la industria azucarera en el río Hondo puede ser la mayor amenaza para la nutria. La
mayoría (79 %) de los informantes considera a la nutria como una especie rara pero
importante dentro de los ecosistemas acuáticos, que no representa una amenaza para la
pesca y que debería ser protegida.
Abstract
The neotropical river otter Lontra longicaudis annectens is a cryptic species on which very
few information is available for the Chetumal Bay and Río Hondo system. Our aim was to
update and increase previous information on the species, based on local knowledge. We
interviewed 14 fishermen from eight villages to obtain information on the distribution,
habitat use and behavior of the neotropical river otter, as well as threats that could endanger
the species in the area. Almost all the informants (93 %) knew the species and reported
sightings in the water bodies, their bank/shore and associated vegetation types such as
mangrove, savanna, and tasistal (association dominated by Acoelorraphe wrightii). From
the present and former studies, we know that the neotropical river otter is distributed along
the Río Hondo and some parts of the Chetumal Bay, including creeks flowing into both
water bodies. This study confirms that neotropical river otters are mainly solitary, even
when informants have also observed couples and adults with young. The fishermen
identified by their common names 16 species of fish, as well as small mammals,
amphibians, reptiles and crustaceans, which are potential prey for otters. The main threat to
the neotropical river otter could be the agrochemical pollution by the sugar industry in the
Río Hondo. The majority (79 %) of the informants consider the neotropical river otter as a
rare but important species for aquatic ecosystems, which is no threat for fisheries, and
should be protected.
ECOSUR, 2009
Nutria neotropical
Introducción
Las nutrias son mustélidos estrechamente ligados a
ambientes acuáticos, tanto marino como dulceacuícola.
En México existen dos especies de nutria, ambas de
río: la de Norteamérica, Lontra canadensis, con dos
subespecies (sonorae y lataxina), y la nutria de río o
nutria neotropical (Lontra longicaudis annectens). Esta
última, cuya distribución abarca desde el norte de
México hasta Uruguay, pasando por el oeste de la
cuenca del Amazonas en territorio peruano (Sánchez et
al. 1998), se encuentra presente en el área fronteriza
entre México y Belice (Morales-Vela y Olivera-Gómez
1994).
El río Hondo y la bahía de Chetumal poseen
características ideales para la nutria neotropical:
cuerpos de agua dulce aparentemente poco
contaminados y áreas de vegetación que les sirven de
refugio y para encontrar presas. Sin embargo, la
especie pasó desapercibida para los biólogos durante
mucho tiempo hasta que, a través de observaciones
esporádicas, Morales-Vela y Olivera-Gómez (1991)
encontraron que el río Hondo y la bahía de Chetumal
albergaban la especie. No obstante la información
sobre la presencia de la nutria neotropical en estas
zonas, se desconoce el estatus de la especie en esos
lugares, así como las amenazas potenciales sobre ella.
Esta situación prevalece también a nivel global porque
no existen suficientes datos sobre la especie para poder
clasificarla (IUCN 2004); en México se clasifica como
en peligro de extinción (DOF 2002), y desde 1975 su
comercio está prohibido bajo CITES (Inskipp y Gillett
2005).
Frente a la situación de urgencia creada por la
velocidad de los cambios actuales en el uso del suelo,
la investigación aplicada a la conservación se ha
resignado a usar modelos predictivos basados en
registros existentes para tomar decisiones. Sin
embargo, para especies de gran tamaño o
inconfundibles, se puede también aprovechar el acervo
de conocimiento empírico de la población local para
obtener información biológica de manera rápida y
económica (e.g. de Thoisy et al. 2003). El presente
trabajo, basado en entrevistas aplicadas a pescadores
que habitan en poblados de la bahía de Chetumal y del
río Hondo, aporta información sobre diferentes
aspectos biológicos y ecológicos de la nutria, así como
sobre las posibles amenazas para la especie en esta
área.
Sabidos y Francisco Botes en la ribera del río Hondo.
Realizamos salidas a los diferentes poblados para
aplicar entrevistas semidirigidas a personas adultas de
sexo masculino, ya que tradicionalmente son los
hombres quienes se dedican a la pesca. Elaboramos un
formato que comprende información de siete tipos. La
primera parte se enfocó a obtener datos generales de
los informantes, la experiencia como pescador en la
zona fue clave para la confiabilidad de éstos. Las
siguientes partes contienen preguntas sobre el hábitat
de la nutria, aspectos biológicos de la especie, hábitos
y recursos alimentarios, posibles amenazas, legislación
y conservación y, finalmente, información general
sobre la zona.
El primer criterio de selección para los
informantes fue que practicaran la pesca, ya sea como
actividad principal o de manera complementaria. Para
confirmar que la información proporcionada por los
informantes fuera lo más verídica posible, contamos
con ilustraciones de la nutria de una guía de campo
(Reid 1997) y con una fotografía de la nutria de la Guía
de identificación de los mamíferos de mayor comercio
en México (Sánchez et al. 1998).
Los datos obtenidos fueron tratados de manera
cualitativa para el análisis de las amenazas, y para las
demás informaciones clasificamos las respuestas y
presentamos
los
porcentajes
correspondientes.
Además, con base en las entrevistas actuales y en las
realizadas por Morales-Vela y Olivera-Gómez (1991,
1994) y Orozco (1998), elaboramos un mapa de
distribución de la nutria en la bahía de Chetumal y el
río Hondo.
Sobre los informantes
Aplicamos 14 entrevistas durante noviembre y
diciembre de 2001, de las cuales ocho fueron en la
bahía de Chetumal y seis en la ribera del río Hondo. La
edad promedio de los informantes fue de 43 años (con
rango de 18 a 68 años), con un promedio de 34 años de
radicar en el poblado (máximo de 65 y mínimo de 12).
A través de las respuestas fue evidente que las personas
de mayor edad y con más tiempo de residir en su
poblado tienen mayor conocimiento y experiencias de
la nutria. Todos los informantes dijeron haber
practicado la pesca. Para seis de ellos representa su
actividad principal, aunque de manera secundaria
pueden realizar otras actividades, como la agricultura
de temporal, ganadería y elaboración de artesanías.
Dentro de las principales actividades productivas que
se practican en la ribera del río Hondo y en la bahía de
Chetumal se encuentran la agricultura de temporal básicamente de maíz y fríjol - el cultivo de la caña de
Métodos
El trabajo de campo se desarrolló en la bahía de
Chetumal, en los poblados de laguna Guerrero, Úrsulo
Galván (Raudales), Calderitas, y la ciudad de
Chetumal; así como en los poblados Sacxán, Ramonal,
125
Calme y Sanvicente
azúcar, la cacería de autoconsumo, la ganadería a baja
escala y normalmente de traspatio, y el turismo,
principalmente en los ejidos de Úrsulo Galván
(Raudales) y laguna Guerrero. Trece (93 %) de los
informantes conocen a la nutria de río o por lo menos
han tenido un encuentro con ella; uno no la conoce,
pero ha escuchado de otros pescadores acerca de su
presencia en la bahía de Chetumal.
informantes ha visto una madriguera de nutria y la
describió como una excavación arriba del nivel del
agua, en la orilla, y parecida a la del tepezcuintle
(Agouti paca). Esta información corresponde a la
descripción de los tipos de refugios que más usaron
nutrias en el Bosque Atlántico de Brasil: cavidades
entre rocas o entre raíces de árboles, típicamente en la
orilla del cuerpo de agua (Pardini y Trajano 1999).
Sobre la nutria
Hábitat. La ribera del río Hondo contiene una multitud
de ambientes ecológicos que favorecen el
establecimiento de diferentes asociaciones vegetales
(Cabrera-Cano y Sánchez-Vásquez 1994) que usan las
nutrias: la selva mediana perennifolia, dominada por el
pucté (Bucida buceras); la selva baja perennifolia, con
Pithecellobium
recordii;
los
tasistales,
con
Acoelorraphe wrightii, y los manglares, que presentan
dos especies de mangle: el mangle rojo (Rhizophora
mangle) y el botoncillo (Conocarpus erectus). Los
encuentros y avistamientos de nutrias en el río Hondo
(Fig. 1) confirman que la nutria utiliza principalmente
las orillas del río, donde se ha observado entre las
raíces de manglar o pucté, en las sabanas y en los
tasistales. Orozco (1998) señaló como sitios
importantes para las nutrias el brazo principal del río
Hondo, cerca de Álvaro Obregón y Estero Franco. En
estos sitios predominan árboles grandes que
proporcionan sombra y están asociados a sabanas.
Comportamiento. Se confirma que es una especie
solitaria, ya que 12 informantes reportaron
observaciones de animales solos. Aunque no
directamente comparable, esta información no difiere
mucho de Orozco (1998), quien reportó 64 % de
avistamientos de nutrias solitarias. Cinco informantes
reportaron observaciones en pareja, probablemente
durante la época de reproducción, pero no recordaban
fechas. Dos informantes observaron nutrias adultas con
dos y tres crías, lo que corresponde al tamaño más
común de las camadas para esta especie (Lariviere
1999).
Figura 2. Distribución de los avistamientos y
observaciones de rastros de nutria en la bahía de
Chetumal.
Figura 1. Distribución de los avistamientos y
observaciones de rastros de nutria en el río Hondo. Los
círculos corresponden a datos de este estudio, los
cuadros a datos de Orozco (1998) y los triángulos a
datos de Morales-Vela y Olivera-Gómez (1994).
La mayoría de los informantes no saben
diferenciar el sexo en las nutrias, pero dos de ellos
mencionaron que el tamaño puede ser un criterio para
distinguir machos de hembras y afirman que éstos son
de mayor tamaño. Lariviere (1999) reportó que los
machos son de 20 a 25 % más grandes que las
hembras, lo cual se puede distinguir fácilmente cuando
los animales son observados en pareja.
Por otro lado, los entrevistados que reportaron
observaciones en la Bahía, (Fig. 2) dicen haber visto a
la nutria principalmente en la orilla, entre el manglar,
en las raíces de mangle o en las rocas. Sólo uno de los
126
Nutria neotropical
La nutria es principalmente de hábitos
acuáticos: 12 informantes reportaron haber observado
algunas nutrias nadando y dos cazando peces, aunque
también se han observado en tierra firme comiendo
(tres informantes). Todos los informantes afirman que
es una excelente nadadora, muy ágil y veloz dentro del
agua. Algunos mencionaron que en las noches, cerca
de los poblados del río Hondo, se pueden escuchar los
ladridos de las nutrias que se parecen a los de un perro
doméstico.
De manera general, la mayoría de los
informantes considera que la nutria es un animal raro
de observar y que la mayoría de los encuentros son
fortuitos. Diez de ellos mencionaron que al momento
de observar a las nutrias, éstas se sumergen
rápidamente, saliendo unos metros adelante; dos
afirmaron que se alejaban y uno mencionó que se
acercaban a las embarcaciones. Cuatro de los
informantes mencionaron al cocodrilo como único
depredador de la nutria.
fasciculatus), raya (Dasyatis guttata), chac-chí
(Haemulo plumeri), barracuda o picuda (Sphyraena
barracuda), vaca (Ictalurus forcatus), bocona (Petenia
splendida), chíua (Eugerres plumieri), jurel (Caranx
hippos, C. latus) y bandera (Bagre marinus). También
existen otras especies que incluyen mamíferos, aves
acuáticas y terrestres, anfibios, reptiles y cangrejos
que, de acuerdo con los informantes, son comunes en
las orillas del río Hondo y de la bahía de Chetumal y
son presas ocasionales de la nutria en el bosque
atlántico de Brasil (Helder y DeAndrade 1997, Pardini
1998).
Al preguntar sobre la variación en las
abundancias de los peces no se resaltó ningún cambio
marcado a lo largo del año. Siete de los informantes
dijeron que son abundantes durante todo el año, tres
que son más abundantes durante la época de lluvias,
dos durante los nortes y secas, y dos no sabían.
Probablemente ligado a la poca variabilidad en la
disponibilidad de alimento, la nutria aparece como un
animal activo durante todo el año. Ocho de los
informantes dijeron haberla observado a lo largo del
año, mientras dos dijeron que sólo la han observado
durante la temporada de nortes, y uno sólo durante las
secas.
Hábitos alimentarios. Debido a su amplia distribución
geográfica, la nutria ocupa diferentes ambientes
dulceacuícolas y tiene un carácter generalista en su
dieta (Gallo 1989). Varios estudios indican que los
peces y los crustáceos constituyen los alimentos más
importantes dentro de su dieta, pero también incluye en
menor cuantía a insectos, reptiles, mamíferos y aves
(Gallo 1989, Macias-Sánchez y Aranda 1999, Ramón
2000). En la bahía de Chetumal y en el río Hondo la
dieta parece ser similar, puesto que 12 de 13
informantes han observado a la nutria alimentándose
principalmente de peces. Sin embargo, uno indicó que
en una ocasión observó a una nutria consumiendo una
tortuga de río, también las han observado comiendo
moluscos.
De acuerdo a la información proporcionada, la
nutria parece alimentarse a cualquier hora del día. De
hecho, la mitad (siete) de los informantes dijeron no
saber la hora de alimentación de la nutria, dos dijeron
al medio día, dos durante la mañana y la tarde, uno en
la mañana, uno en la tarde y otro en la noche.
Consideramos que, debido al poco número de
observaciones y a la falta de información, los reportes
de nutrias alimentándose no reflejan un verdadero
patrón de actividad. Sin embargo, la información
proporcionada por los pescadores concuerda con los
datos sobre la especie para otras zonas de su
distribución (Lariviere 1999).
Para la bahía de Chetumal y el río Hondo, los
informantes identificaron por su nombre común a 16
especies de peces que potencialmente pueden ser
presas de la nutria: sábalo (Megalops atlanticus),
mojarra (Chiclosoma melanurum, C. spilurum), pinta
(C. synspilum), bagre (Ariopsis asimilis), sierra
(Scomberomorus maculatus), sardina (Astyanax
Amenazas potenciales
De las seis posibles amenazas que habíamos
previamente identificado, los pescadores opinaron que
cuatro de ellas representan actualmente un problema
para la nutria (Tabla 1). Hubo un consenso amplio
sobre las actividades que no representan una amenaza
para la nutria, pero no así para las consideradas
perjudiciales.
Tabla 1. Amenazas potenciales para la nutria en la
bahía de Chetumal y en el río Hondo, y su valoración
según los informantes. Nótese que las opiniones no
expresadas corresponden a una respuesta neutral.
Actividad
Amenaza No. informantes
Contaminación del agua
sí
6
Desmonte de manglar y selva
sí
2
Pesca
sí
1
Tráfico de lanchas
sí
1
Caza de nutrias
no
14
Captura de nutrias
no
12
Cacería. La cacería de fauna silvestre es una actividad
común en todos los poblados en donde aplicamos las
entrevistas: 11 informantes mencionaron que la
practicada en su poblado es con fines de autoconsumo,
ellos cazan animales como el venado cola blanca
(Odocoileus virginianus), los temazates (Mazama
spp.), el tepezcuintle (Agouti paca), el pecarí (Pecari
tajacu), y aves como el pavo de monte (Meleagris
127
Calme y Sanvicente
ocellata) y el hocofaisán (Crax rubra). La nutria no se
busca para cazarla, según todos los informantes. Trece
de ellos mencionaron que no tienen ningún motivo
especial para cazarla, pues no se consume la carne y
tampoco existe comercio ni tráfico con su piel. Una
persona, de origen veracruzano, mencionó que cerca de
Chontal y Coatzacoalcos anteriormente se perseguía a
la nutria en los ríos para vender su piel, pero que esta
práctica no existe en el río Hondo. La situación que
prevalece en la zona difiere de la del estado de
Chiapas, donde Aranda (1991) registró cinco pieles de
nutria provenientes de la región de Comitán. El
principal motivo para cazarlas había sido la venta de
las pieles (una piel de nutria se cotizaba entre 250 y
1000 pesos) en tiendas de peletería, para fabricar
artesanías. Sin embargo, la zona de estudio no está
exenta de riesgo para la nutria y cabría averiguar el
motivo de varias muertes de nutrias reportadas por
Orozco (1998), una en el poblado Calderón en la ribera
del río Hondo y cuatro más en la parte beliceña.
nutria, ya que casi ninguna de las artes utilizadas es
peligrosa para la nutria, y además existen pocos
pescadores. Sin embargo, las redes agalleras sí son
peligrosas, ya que las nutrias pueden quedar atrapadas
en ellas y ahogarse, como ha sucedido con manatíes y
cocodrilos (obs. pers.).
Contaminación. Según la mitad de los informantes, la
contaminación por agroquímicos y por los desechos del
ingenio azucarero ubicado en el poblado Álvaro
Obregón constituye la amenaza más seria para la
nutria. Los agroquímicos provienen principalmente de
la industria azucarera desarrollada a lo largo de la
ribera del río Hondo a ambos lados de la frontera.
Estos químicos afectan principalmente a las especies
de las que se alimenta la nutria como son crustáceos,
peces y moluscos, siendo estos últimos, según los
habitantes de la región, la base de su alimentación en la
localidad (Morales-Vela y Olivera-Gómez 1994).
Adicionalmente, una persona mencionó como una
amenaza el incremento de tráfico de lanchas entre
Santa Elena y la desembocadura del río Hondo.
Pesca. La pesca en aguas continentales del sur de
Quintana Roo, en especial del río Hondo, se efectúa
principalmente con fines de autoconsumo. Esto se debe
básicamente a dos factores: la baja productividad de
los cuerpos de agua, y la consecuente reducida
rentabilidad (Gamboa-Pérez 1994). Aunque todos los
informantes practican la pesca, ésta es solamente una
actividad complementaria para varios de ellos. El
destino de la pesca varía entre venta local y
autoconsumo. Para seis de los informantes la venta
dentro de la comunidad es el primer destino de la
pesca, mientras el segundo objetivo es el consumo
familiar. Para otros tres, la pesca es ante todo para
autoconsumo y el excedente para venta local. Para
cuatro informantes la pesca es para consumo familiar
solamente, mientras que un solo informante se dedica a
la pesca exclusivamente para venta local.
Las artes o implementos de pesca son
variados: redes agalleras, anzuelo, arpón, trampas y
atarraya. Algunos de los pescadores combinan todos
estos implementos. Los arpones que utilizan son para
peces grandes y principalmente en lugares profundos,
ya que tienen que bucear para pescar. El principal
medio para desplazarse y pescar es en cayuco de
madera, sobre todo en los poblados del río Hondo, y
lanchas de fibra de vidrio con motor fuera de borda en
la bahía de Chetumal, aunque allí también utilizan
cayucos. El número de personas que practica la pesca
es variable, según los poblados. En siete de los
poblados existen más de 20 pescadores, en uno de 16 a
20 pescadores, en cuatro entre 6 y 10 pescadores, y en
dos poblados de uno a cinco pescadores.
Podemos decir que el tipo y la intensidad de
pesca que se practican en la bahía de Chetumal y el río
Hondo no representan una amenaza fuerte para la
Captura. La captura de nutrias no representa una
amenaza inmediata porque, según 12 de los
informantes, no tienen motivos para hacerlo, aunque
afirman que su piel es muy bonita. Tuvimos reportes
de dos informantes que sabían de personas que habían
capturado nutrias. Una de las capturas fue accidental,
se trataba de una nutria pequeña que quedó atrapada en
una red de pesca en el norte de la bahía de Chetumal,
cerca de laguna Guerrero. El otro reporte fue del
poblado Francisco Botes, donde una persona capturó a
una nutria para tenerla como mascota.
Legislación y conservación
El decreto de la bahía de Chetumal como Área Natural
Protegida, con categoría de Zona Sujeta a
Conservación Ecológica “Santuario del Manatí”
(Periódico Oficial 1996) favorece de manera indirecta
la protección y conservación de los ecosistemas y las
especies de flora y fauna presentes. La presencia de
manatíes (Trichechus manatus) ha modificado el
criterio de por lo menos la mitad de los pobladores de
las comunidades cercanas a la bahía de Chetumal y al
río Hondo, respecto a lo que significa una Especie en
Peligro de Extinción o Amenazada. Asimismo, cinco
de los informantes conocen programas o leyes que
protegen a las especies de fauna presentes en la bahía
de Chetumal y en el río Hondo, y siete conocen los
programas o leyes implementados para protección del
manatí. Aun cuando la nutria de río es uno de los tres
mamíferos presentes en esta zona, al igual que el
delfín, ha sido menos estudiada que otros organismos.
128
Nutria neotropical
En efecto, los principales programas de investigación y
conservación se han enfocado al manatí del Caribe.
Pedimos a los informantes que nos dieran su
opinión sobre la importancia de la nutria y, la gran
mayoría (78.6 %), la considera importante: ocho de
ellos por ser bonita y curiosa, dos por ser rara y bonita,
y uno porque es rara. Por otra parte, doce de los
informantes mencionaron que la nutria no representa
competencia para la pesca.
Con base en los resultados de este trabajo y
aunado a la falta de información ecológica y biológica
de la zona estudiada, sugerimos que la especie sea
incluida dentro de los programas de investigación y de
conservación en la región, proponiendo estudios a
mediano y largo plazo para obtener mayor información
de este carnívoro en peligro de extinción. Esto requiere
de esfuerzos conjuntos, con otras instituciones y
ONGs, así como investigadores del vecino país de
Belice.
Conclusiones
Reconocimientos
La nutria de río es una especie carismática conocida
por los pescadores de la bahía de Chetumal y del río
Hondo; sin embargo, la situación actual de su
población es desconocida. La mayoría de las
observaciones de nutrias en la bahía de Chetumal se ha
realizado en la parte norte, en donde existen
escurrimientos del río Raudales y de agua dulce
proveniente de los sistemas lagunares y de las lluvias;
esto propicia la presencia de peces en los canales
conocidos localmente como “creeks” que desembocan
en la Bahía y los hace presas fáciles para la nutria. En
el río Hondo no se identificaron sitios de mayor
presencia de las nutrias, ya que se encuentran a todo lo
largo de éste. Esto contradice los resultados de Orozco
(1998) y requiere de mayor observación.
Existe cierto conocimiento tradicional,
empírico y anecdótico de la nutria; sin embargo, los
informantes afirman que es un animal difícil de
observar y muchos de los encuentros son fortuitos y
ocasionales. Además, la consideran rara en la región.
La principal amenaza que identifican los
informantes es la contaminación por agroquímicos
(fertilizantes, insecticidas, plaguicidas) utilizados para
el cultivo de la caña de azúcar en los ejidos de la ribera
del río Hondo, ya que el escurrimiento de las aguas es
hacia éste. Sin embargo, el impacto de esta
contaminación sobre la especie queda por demostrar.
También el incremento de tráfico de lanchas entre
Santa Elena y la desembocadura del río Hondo está
afectando, probablemente, a las nutrias, ya que antes se
podían observar con relativa facilidad en la
desembocadura del río y ahora es difícil.
Estamos muy agradecidos con Daniel Rovelo por haber
compartido su experiencia de años en el sistema de la
bahía de Chetumal, así como la rica información que
tiene sobre mamíferos acuáticos. Asimismo, queremos
expresar
nuestro
reconocimiento
a
Holger
Weissenberger, quien realizó los mapas de las figuras 1
y 2.
Literatura citada
Aranda, M. 1991. Wild mammals skin trade in
Chiapas, Mexico. En Neotropical wildlife use and
conservation, eds. J. G. Robinson y K. Redford,
215-219. Chicago, Illinois: Chicago University
Press.
Briones-Salas, M., J. Cruz y G. González. 2001.
Abundancia relativa de la nutria neotropical (Lutra
longicaudis annectens) en el Río Zimatán en la
Costa de Oaxaca, México. En Memorias del V
Congreso de la Sociedad Mesoamericana para la
Biología y la Conservación. San Salvador, El
Salvador: SMBC.
Cabrera-Cano, E. F. y A. Sánchez-Vásquez. 1994.
Comunidades vegetales en la frontera MéxicoBelice. En Estudio integral de la frontera MéxicoBelice. Recursos naturales, Tomo IV, ed. E.
Suárez, 17-35. Chetumal, Quintana Roo: CIQRO.
Cruz, A. J. y M. A. Briones. 2000. Abundancia relativa
de la nutria neotropical (Lontra longicaudis
annectens) del río Zimatán, en la costa de Oaxaca,
México. En Memorias del V Congreso Nacional
de Mastozoología. Mérida, Yucatán: SMM, A.C.
de Thoisy, B., T. Spiegelberger, S. Rousseau, G. Talvy,
I. Vogel y J. C. Vié. 2003. Distribution, habitat,
and conservation status of the West Indian
manatee Trichechus manatus in French Guiana.
Oryx 37:431-436.
Diario Oficial de la Federación (DOF). 2002. Norma
oficial
mexicana
NOM-059-ECOL-2001,
Protección ambiental - Especies nativas de
México de flora y fauna silvestres - Categorías de
riesgo y especificaciones para su inclusión,
Recomendaciones
Debido a que la nutria es un animal de hábitos poco
conocidos en la región, para su observación directa en
el río Hondo y en la Bahía de Chetumal se recomienda
utilizar técnicas de estudio basadas en la presencia de
rastros (huellas, excretas, madrigueras); por otro lado,
de acuerdo a los informantes y a las sugerencias de
Orozco (1998), se recomienda el uso de kayaks o
cayucos equipados con motores eléctricos.
129
Calme y Sanvicente
exclusión o cambio – Lista de especies en riesgo.
Segunda Sección, Secretaria de Medio Ambiente y
Recursos Naturales. 6 de marzo de 2002.
Gallo, R. J. P. 1989. Distribución y estado actual de la
nutria o perro de agua (Lutra longicaudis
annectens Major, 1897) en la Sierra Madre del
Sur, México. Tesis de Maestría, Facultad de
Ciencias, UNAM.
Gamboa-Pérez, H. C. 1994. Peces continentales de la
frontera México-Belice: río Hondo y cuerpos de
agua adyacentes. En Estudio integral de la
frontera México-Belice. Recursos naturales, Tomo
IV, ed. E. Suárez, 144-154. Chetumal, Quintana
Roo: CIQRO.
Helder, J. y H. DeAndrade. 1997. Food and feeding
habits of the neotropical river otter Lontra
longicaudis (Carnivora, Mustelidae). Mammalia
61:193-203.
Inskipp, T. y H. J. Gillett. 2005. Checklist of CITES
species and annotated CITES Appendices and
reservations. Compiled by UNEP-WCMC.
Geneva, Switzerland y Cambridge: CITES.
IUCN, 2004. 2004 Red List of Threatened Species.
www.redlist.org.
Lariviere, S. 1999. Lontra longicaudis. Mammal. Sp.
609:1-5.
Macias-Sánchez, S. y M. Aranda. 1999. Análisis de la
alimentación de la nutria Lontra longicaudis
(Mammalia: Carnivora) en un sector del río Los
Pescados, Veracruz, México. Acta Zool. Mex.
(n.s.) 76:49-57.
Morales Vela, B. y L. D. Olivera Gómez. 1991.
Mamíferos acuáticos. En Estudios ecológicos
preliminares de la zona sur de Quintana Roo,
Cap. 4. Ambiente acuático, eds. T. CamarenaLuhrs y S. Salazar-Vallejo, 172-185. Chetumal,
Quintana Roo: CIQRO.
Morales-Vela, B. y L. D. Olivera-Gómez. 1994.
Mamíferos acuáticos y su protección en la zona
fronteriza México-Belice. In Estudio integral de la
frontera México-Belice. Recursos naturales, Tomo
IV, ed. E. Suárez, 197-211. Chetumal, Quintana
Roo: CIQRO.
Orozco, M. A. 1998. Tendencia de la distribución y
abundancia de la nutria de río (Lontra longicaudis
annectens Major, 1987), en la ribera del río
Hondo, Quintana Roo, México. Tesis de
Licenciatura, Instituto Tecnológico de Chetumal.
Pardini, R. 1998. Feeding ecology of the neotropical
river otter Lontra longicaudis in an Atlantic Forest
stream, south-eastern Brazil. J. Zool. 245:385-391.
Pardini, R. y E. Trajano. 1999. Use of shelters by the
neotropical river otter (Lontra longicaudis) in an
Atlantic Forest stream, southeastern Brazil. J.
Mammal. 80:600-610.
Ramón, C. J. A. 2000. Hábitos alimentarios de la
nutria de río o perro de agua (Lutra longicaudis,
Major) en una fracción del Río San Cipriano del
Municipio de Nacajuca, Tabasco, México. Tesis
de Licenciatura, Universidad Juárez Autónoma de
Tabasco.
Reid, F. A. 1997. A field guide to the mammals of
Central America and Southeast Mexico. Oxford:
Oxford University Press.
Sánchez, O., M. A. Pineda., H. Benítez., B. González y
H. Berlanga. 1998. Guía de identificación para las
aves y mamíferos silvestres de mayor comercio en
México protegidos por la C.I.T.E.S. México, D.F.:
Secretaría de Medio Ambiente, Recursos
Naturales y Pesca- Comisión Nacional para el
Conocimiento y Uso de la Biodiversidad.
Soler, F. A y R. Medellín. 2000. Efecto de la
perturbación en la abundancia relativa y hábitos
alimenticios de Lontra longicaudis en la Selva
Lacandona, Chiapas. En Memorias del V
Congreso Nacional de Mastozoología. Mérida,
Yucatán: SMM, A. C.
130
15
M.M. VÁZQUEZ-GONZÁLEZ
Universidad de Quintana Roo, Bulevar Bahía s/n Esq. Ignacio Comonfort, Chetumal, Quintana Roo 77000,
México. marvazqu@correo.uqroo.mx
Resumen
Se presentan los resultados de un estudio efectuado para conocer la riqueza de especies de
microartrópodos edáficos litorales en la costa y cayos de la parte oeste de la bahía de
Chetumal, Quintana Roo, México. Se proporciona por primera vez una lista de ácaros y
colémbolos de la costa de la bahía de Chetumal con 81 especies litorales habitantes del
suelo, así como información sobre algunos aspectos ecológicos de las especies colectadas
y de su distribución geográfica.
Abstract
The species richness of littoral edaphic microarthropods from the coast and cays of the
west part of the Chetumal Bay is presented. A list of 81 species of edaphic littoral mites
and Collembola inhabiting the soil and litter of the Chetumal Bay is provided for the first
time. Information about habitat preference and geographic distribution of each species is
given.
Introducción
En la costa de la bahía de Chetumal es posible
encontrar diversas asociaciones vegetales en las que
predominan las diferentes especies de mangle, como el
mangle botoncillo (Conocarpus erecta), el mangle rojo
(Rhizophora mangle) y el mangle blanco
(Laguncularia racemosa). Junto con las asociaciones
de mangle se encuentran una selva baja y una mediana
conformadas por árboles de chechén (Metopium
brownei), zapote (Manilkara zapota), subín (Acacia
collinsii), chit (Thrinax radiata), habín (Piscidia
piscipula), corcho (Haematoxylon campechianum) y
tasiste (Acoelorraphe wrightii), lo mismo que
numerosas epífitas sobre algunos de ellos, entre las que
predominan las bromelias y las orquídeas.
El río Hondo, el cual desemboca en la bahía
de Chetumal, aporta con sus aguas una gran cantidad
de nutrientes y detritus con hojarasca y troncos en
descomposición. Cuando la marea baja de nivel, en la
costa es posible observar material conformado por
detritus.
La composición biótica (de origen terrestre)
asociada a la hojarasca y al suelo del litoral de la bahía
de Chetumal no se ha estudiado hasta ahora, por lo que
este estudio sobre ácaros edáficos y colémbolos
representa el primer registro de especies de
microartrópodos que constituyen
microartrópodos litorales.
la
fauna
de
Antecedentes
La fauna de microartrópodos litorales de México se
conoce muy poco. Palacios-Vargas y Thibaud (2001)
llevaron a cabo un estudio para conocer los colémbolos
litorales de México con muestreos puntuales en varios
sitios de las costas, tanto en el lado del Océano
Pacífico como en el de la costa del Océano Atlántico.
De acuerdo a ese estudio, en la Riviera Maya se
determinó un total de 15 especies de colémbolos
litorales colectados sobre vegetación acuática y en el
litoral, así como sobre rocas expuestas al oleaje; sin
embargo, en ese estudio no se incluyeron sitios de la
bahía de Chetumal.
Métodos
Se recolectaron muestras de ocho zonas del litoral
oeste de la bahía de Chetumal a lo largo del bulevar
Bahía (Fig. 1) y en cayos ubicados dentro de ésta, los
cuales fueron muestreados el 22 de septiembre de 2003
o el 3 de marzo de 2004. En algunas zonas de colecta
ECOSUR, 2009
Vázquez-González
una fuente de luz (Krantz, 1978). os organismos se
separaron, cuantificaron e identificaron bajo un
microscopio estereoscópico y, para la clasificación
sistemática de algunos organismos se efectuaron
preparaciones permanentes y se estudiaron bajo un
microscopio compuesto.
Se determinó un total de 81 especies (27 a nivel de
género) de microartrópodos edáficos, que comprenden
cinco grupos de ácaros edáficos y cuatro de
colémbolos, que quedaron distribuidos en 49 familias
(Tabla 2).
Los grupos mejor representados y con la
mayor riqueza de especies son Oribatei y Uropodina,
ácaros edáficos que comprendieron a 20 y 36 especies,
respectivamente (Fig. 2). Los ácaros oribátidos son,
por lo general, el grupo más abundante y diverso en
suelos tropicales (Behan-Pelltier et al. 1985). En este
estudio resalta la presencia y abundancia de especies
que son consideradas habitantes de suelos ricos en
materia orgánica, como son los ácaros Uropodina, lo
que puede explicarse por la cantidad de detritos que
son continuamente depositados en la costa y que
contribuyen al enriquecimiento de los suelos. Los
ácaros del grupo Prostigmata generalmente están
asociados a suelos áridos, pero también hay muchas
especies asociadas a nidos de roedores y de hormigas,
Figura 1. Parte de la bahía de Chetumal, mostrando los
sitios de colecta
se tomaron réplicas, haciendo un total de 21 puntos
(Tabla 1).
En cada sitio de muestreo se tomaron dos
muestras de hojarasca y dos de suelo, las cuales se
depositaron en bolsas de polietileno con etiquetas
conteniendo los datos del sitio de colecta, la vegetación
dominante y las características del suelo. Las muestras
se procesaron por medio de embudos de Berlese que se
colocaron en el laboratorio por cinco días sin utilizar
Tabla 1. Sitios de colecta en la bahía de Chetumal y tipos de vegetación predominante en cada uno.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
Sitio de Colecta
El Mirador
Calderas
Barlovento
Punta Negra
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Cayo Inglés
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Sin nombre
Bosque Enanito
Cayo Violín
Tipo de Vegetación predominante
Mangle rojo (95 %) y mangle blanco (5 %)
de Botoncillo, mangle rojo, mangle blanco y epífitas
Mangle rojo
Chit, mangle rojo, zapote, botoncillo, chechén, corcho y tasiste
Chit, mangle rojo, zapote, botoncillo, corcho, tasiste y chechén
Mangle rojo, botoncillo y mangle blanco
Chit, chechén, habín, zapote y subín
Chit, chechén, zapote y mangle rojo
Mangle rojo
Mangle rojo
Mangle rojo
Mangle rojo y poco botoncillo
Botoncillo y mangle rojo
Botoncillo, mangle rojo y mangle blanco
132
Tabla 2. Riqueza de especies de microartrópodos edáficos (Acarida, Insecta; Collembola) en el litoral de la bahía de
Chetumal, Quintana Roo. Hoj. mangle = hojarasca de mangle. Se proporciona la información disponible del sitio, el
ambiente y/o la región biogeográfica donde cada especie se ha registrado en otros trabajos.
Nº
Familia
Género
ACARIDA: UROPODINA
1 Oplitidae
Oplitis
Especie
Fecha de
Colecta
litoralis
Ambiente de
colecta
Hoj. mangle
03/III/04
2
rotunda
3
Trachyuropodidae
Phymatodiscus
cf. mirandus
4
Polyaspidiidae
Polyaspis
cf. boliviensis
Dipolyaspis
berlesei
5
6
22/IX/03 Mangle
Raíz de mangle
22/IX/03
y musgo
Hoj. mangle
03/III/04
03/III/04
sansonei
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/ 04
7
Trematuridae
Trichouropoda
8
polyguatemalae
03/III/04
febris
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
9
10 Trigonuropodidae
microporosa
Trygonuropoda
11
cf. tuberculata
22/IX/03
03/III/04
cubabaloghia
Musgo sobre
mangle
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
12
13 Uroactinidae
sp.
Chiropturopoda
03/III/04 Hoj. mangle
Hoj. mangle
sp.
Uroobovella
hamata
03/III/04
15
cf. flammea
16
ambigua
03/III/04
carinata
22/IX/03
133
Neotropical, en
detritus
Neártica y
Neotropical
Bolivia, en musgo
sobre árboles
Holanda, Italia,
Polonia, Suecia,
Checoslovaquia,
bosques templados,
hojarasca, Holártica
Guatemala
Brasil, México,
Surinam, Perú,
sobre Scolitidae y
Cerambicidae
Brasil, sobre
coleópteros
Nueva Guinea,
detritus
Cuba, bosque
tropical, en
hojarasca, detritus
Neotropical, detritus
Hoj. mangle
Hoj. mangle
Brasil, en humus
Hoj. mangle
México, en hongos
sobre corteza de
árbol
Holártica, en nidos
de hormigas
03/III/04
17
Cercana a corrientes
de agua y en nido
de hormigas, USA,
Neártica
Ecuador
Generalmente
asociadas a guano o
excretas de
animales.,
neotropical
Guatemala, detritus
03/III/ 04
14 Urodinychiidae
Sitio, ambiente y/o
zona de registro
previo
Musgo de
mangle
Vázquez-González
Nº
Familia
Género
Especie
18 Uropodidae
Phaulodinychus
cocuyensis
19
Uropoda
pearsi
03/III/04
Ambiente de
colecta
Hoj. mangle
Musgo de
mangle
Raíz de mangle,
22/IX/03
musgo
22/IX/03
20
folsomi
ACARIDA: ORIBATEI
21 Protoplophoridae
Cryptoplophora
cf. abscondita
22
abscondita
23 Phthiracaridae
Phthiracarus
improvisus
24
Hoplophorella
floridae
25
Fecha de
Colecta
Hoj. mangle,
03/III/04 tronco en
descomposición
Hoj. mangle
03/III/04
Raíz de mangle,
22/IX//03 musgo
22/IX//03
fonseciai
Raíz de mangle,
musgo
Mangle
22/IX//03
26 Euphthiracaridae
Euphthiracarus
cf. comteae
27 Hypochtonniidae
Eohypochthonius
becki
28
29 Mesoplophoridae
22/IX/03
gracilis
Mesoplophora
03/III/04
22/IX/03
hauseri
22/IX/03
Hoj. mangle
Raíz de mangle,
musgo
Musgo, mangle
Musgo de
mangle
Musgo, mangle
30 Sphaerochthoniidae Sphaerochthonius
fungifer
31
cf. fungifer
32
sp.
Raíz de mangle,
22/IX/03 musgo
Hoj. mangle,
03/III/04 tronco en
descomposición
Hoj. mangle,
03/III/ 04 tronco en
descomposición
Hoj. mangle
03/III/04
22/IX/03
33 Cosmochthonidae
Phyllozetes
latifolius
34 Pterochthoniidae
Pterochthonius
cf. angelus
35 Lohmaniidae
Meristacarus
longisetosus
36
Heptacarus
supertrichus
37
Torpacarus
omittensomittens
03/III/04
Tronco en
03/III/04 descomposición
22/IX/03
134
Hoj. mangle
Raíz de mangle,
musgo
Sitio, ambiente y/o
zona de registro
previo
Colombia, en
detritus
México, en cuevas,
neotropical
Neotropical
Centroamérica,
Sudamérica y
Argelia
Centroamérica,
Sudamérica, selvas
tropicales
Perú, Machu Pichu,
hojarasca, bosque
nuboso
Neotropical, Japón
Brasil, México (Cd.
Universitaria),
hojarasca y humus
Costa Rica, en
hojarasca
Neotropical, en
hojarasca
Cuba, vegetación
litoral
Costa Rica, bosque
tropical, hojarasca
Cuba, vegetación
costera, hojarasca
Guatemala, Tikal,
Petén
En Quintana Roo se
han encontrado
varias especies
Holártica, especies
hidrófilas
Holártica
Republica
Dominicana
Holártica, Neártica,
Nororiental y
Oriental
Perú, en detritus y
musgo sobre árboles
y Venezuela, en
hojarasca
Nº
Familia
38 Nothridae
Género
Nothrus
40
Especie
gracilis
Fecha de
Colecta
03/III/04
willmanni
41 Thrypochthoniidae
Allonothrus
neotropicus
42
Thrypochthonius
tectorum
43 Liodidae
Liodes
cf. backstroemi
22/IX/03
03/III/04
22/IX /03
Ambiente de
colecta
Hoj. mangle
Mangle
Hoj. mangle
Raíz de mangle,
musgo
Hoj. mangle
03/III/04
44
sp.
45 Pheroliodidae
Phereliodes
sp.
46 Plateremaeidae
Phereliodes
wehnckei
03/III/04
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
49
Plateremaeus
cf. berlesei
50 Microtegeidae
Microtegeus
similis
51
03/III/04
sp.
52 Eremobelbidae
Eremobelba
piffli
53 Carabodidae
Carabodes
borhidii
54
cf. jamaicensis
55 Zetorchestidae
Zetorchestes
schusteri
56 Damaeidae
Belba
sp.
22/IX/03
Raíz de mangle,
musgo
Hoj. mangle
Raíz de mangle,
22/IX/03
musgo
Musgo de
22/IX/03
mangle
Raíz de mangle,
22/IX/03
musgo
Hoj. Mangle
22/IX /03
Hoj. mangle
03/III/04
57 Scapheremaeidae
Scapheremaeus
58
cf. ornatus
03/III/04
sp.
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
59 Eremulidae
Eremulus
brasiliensis
ACARIDA: MESOSTIGMATA
60 Pyrosejidae
Pyrosejus
sp.
61 Epicriidae
Epicrus
sp.
62 Digamasellidae
Dendrolaelaps
sp.
03/III/04
03/III/04
03/III/04
Hoj. mangle
Hoj. mangle
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
135
Sitio, ambiente y/o
zona de registro
previo
Perú, pradera
húmeda
Guatemala, Tikal,
Petén, hojarasca
Bolivia, Antillas,
hojarasca
Holártica, en musgo
Isla Juan Fernández,
litoral en nido de
insectos
Sólo una especie en
región Neotropical
Neotropical
Guatemala,
Venezuela, en
musgos y líquenes
sobre árboles
Brasil, bosque
tropical
Cuba, Pinar del Río,
hojarasca, pino
Neotropical
Antillas, musgo
USA
Jamaica, Miami,
USA, bajo corteza
Brasil, subtropical,
hojarasca
Se conoce una
especie de la región
Neotropical
Cosmopolita
Etiopía, Holártica,
Neártica,
Nororiental,
Oriental
Cosmopolita
Una especie descrita
de Guatemala
De vida libre,
Neártica y Holártica
Depredadores
asociados a
insectos,
cosmopolita
Vázquez-González
Nº
Familia
63 Macrochelidae
Género
Lordocheles
Especie
Fecha de
Colecta
sp.
Ambiente de
colecta
Hoj. mangle
03/III/04
64 Laelapidae
Ololaelaps
sp.
Musgo de
22/IX/03 mangle
ACARIDA: PROSTIGMATA
65 Pachygnathidae
Pachygnathus
sp.
Tronco en
03/III/04 descomposición
66 Trombiculidae
sp.
Neotrombicula
Hoj. mangle
03/III/04
67 Cheyletidae
Cheyletus
Hoj. mangle
03/III/04
68 Smaridiidae
69 Camerobiidae
Smaris
Neophyllobius
sp.
sp.
Hoj. mangle
03/III/04
70 Calygonellidae
Coptocheles
sp.
Hoj. mangle
03/III/04
71 Tarsonemidae
Tarsonemoides
sp.
Hoj. mangle
03/III/04
72 Pachygnathidae
Bimichaelia
diadema
73 Bdellidae
Bdellodes
longirostris
03/III/04
Hoj. mangle
Raíz de mangle,
musgo
22/IX/03
74 Scutacaridae
Scutacarus
sp.
22/IX/03
ACARIDA: ASTIGMATA
75 Acaridae
Tyrophagus
sp.
INSECTA: HEXAPODA: COLLEMBOLA
76 Hypogastruridae
Hypogastrura
sp.
77 Neanuridae
sp.
Neanura
03/III/04
03/III/04
03/III/04
136
Tronco en
descomposición
Sitio, ambiente y/o
zona de registro
previo
De vida libre,
asociados a
insectos,
cosmopolita
De vida libre,
depredadores,
cosmopolita
Neártica, Holártica,
Neotropical y
Oriental
Depredadores, de
vida libre,
Neotropical
Depredadores de
ácaros
graminívoros,
cosmopolita
África, una especie
Detritívoros,
Neártica, Holártica
y neotropical
Depredadores,
habitantes de
hojarasca,
cosmopolita
Ásociados a
insectos, pueden ser
foréticos y/o
depredadores,
cosmopolita
Neártica, asociada a
nidos de hormigas
Depredadores,
pueden ser
utilizados como
control biológico,
cosmopolita
Ásociados a
insectos , hormigas
y abejas,
cosmopolita
Hoj. mangle
Nidícolas,
cosmopolita
Hoj. mangle
Cosmopolita
Hoj. mangle
Especie euedáfica,
cosmopolita
Nº
Familia
Género
Especie
78
Pseudachorutes
sp.
79 Bourletiellidae
Pseudobourletiella sp.
80 Sminthuridae
Sminthurides
Fecha de
Colecta
03/III/04
03/III/04
sp.
Ambiente de
colecta
Hoj. mangle
Hoj. mangle
Hoj. mangle
03/III/04
81
Sphaeridia
sp.
Hoj. mangle
03/III/04
Sitio, ambiente y/o
zona de registro
previo
Hemiedáfica,
cosmopolita
Litoral, hidrófila,
cosmopolita
Litoral, higrófila,
ambientes muy
húmedos,
cosmopolita
Higrófila, cerca de
plantas acuáticas,
cosmopolita
además, se enriquece la diversidad de microartrópodos
en los ecosistemas litorales.
La distribución de los 81 taxones registrados
en la bahía de Chetumal es como sigue: 59 %
neotropical, 21 % cosmopolitas, 11 % holártica y 9 %
neártica. Los trabajos biogeográficos que utilizan
artrópodos son escasos. El uso de los habitantes del
suelo como los ácaros oribátidos y los colémbolos, que
son de los grupos más antiguos, ha sido poco
aprovechado para los análisis biogeográficos (PalaciosVargas 2004). Con relación a la distribución geográfica
de los ácaros oribátidos y de los colémbolos en
Quintana Roo, Vázquez (2001) y Vázquez y PalaciosVargas (2004) reportaron que el 90 % de las especies
registradas presentaba una distribución neotropical y el
resto se repartía entre neártica y holártica,
principalmente.
Son pocos los estudios realizados sobre
biología y ecología de los ácaros oribátidos y de los
colémbolos en México. La contribución más
importante de estos microartrópodos edáficos es en los
procesos de degradación de la materia orgánica, en la
integración de nutrientes del humus y del suelo, y en
otros procesos del reciclaje de nutrientes (Chapman
1982), que en conjunto hacen accesible la materia
orgánica a otros componente de la microflora y de la
comunidad asociada al suelo (Wallwork 1976),
particularmente del litoral de la bahía de Chetumal.
Figura 2. Riqueza de especies de los grupos de
Microartrópodos edáficos litorales de la bahía de
Chetumal, Quintana Roo.
como sería el caso de las encontradas en el litoral de la
bahía de Chetumal.
En el grupo de los colémbolos destaca por su
abundancia el género Pseudobourletiella, que incluye a
especies con modificaciones en su fúrcula, la cual les
permite flotar en el agua; generalmente viven sobre
vegetación acuática o en zonas litorales (Hopkin 1997).
Desde el punto de vista biogeográfico es muy
interesante la presencia de las especies Pterochthonius
cf. angelus y Phyllozetes latifolius, consideradas como
holárticas e hidrófilas, respectivamente.
Entre los detritos de hojarasca y troncos se
encontraron diversos microorganismos que sobreviven
entre los dobleces de las hojas, en los huecos de los
troncos y bajo la corteza de los árboles. Estos
organismos forman parte de los ecosistemas ubicados
en las márgenes del río Hondo y de sus afluentes, son
arrastrados o llevados al río cuando se producen
chubascos fuertes y tormentas. Una vez que los detritos
son depositados en la costa, los organismos
sobrevivientes se incorporan a los ecosistemas
circundantes. Esta es una forma mediante la cual se
lleva a cabo la dispersión de algunas especies que
colonizan y ocupan nuevos nichos, con lo cual,
Literatura citada
Behan-Pelletier, V. M., S. B. Hill, A. Fjellberg, R. A.
Norton y A. Tomlin. 1985. Soil Invertebrates:
Major reference texts. Quaestiones Entomologicae
21:675- 687.
Chapman, R. F. 1982. The insects: structure and
function. Massachussets: Harvard University
Press.
Christiansen, K. y P. Bellinger. 1980. The Collembola
137
Vázquez-González
of North America, North of the Rio Grande. A
taxonomic análisis. Iowa: Grinell Collage.
Christiansen, K. y P. Bellinger. 1995. The
biogeography of Collembola. Bull. Entomol.
Pologne 64:279- 294.
Hopkin, S. P. 1997. Biology of springtails (Insecta:
Collembola). Oxford: Oxford University Press.
Krantz, G. W. 1978. A manual of Acarology. Corvallis:
Oregon State University.
Palacios-Vargas, J. y V. Gonzalez. 1995. Two new
species of Deuterosminthurus (Bourletiellidae)
epiphytic collembola from the Neotropical region
with a key for the American species. Florida
Entomol. 78:286- 294.
Thibaud, J. M. y J. G. Palacios-Vargas. 2001.
Collembola interstitials des sables littoraux du
Mexique (Collembola). Revue francaise d’
Entomologie (N.S.) 23:2-184.
Vázquez, M. M. 1999 Catálogo de los ácaros
oribátidos edáficos de Sian Ka’an Quintana Roo,
México. México: UQROO. CONABIO.
Vázquez, M. M. 2001. Fauna edáfica de las selvas
tropicales de Quintana Roo, México. México:
CONACyT- UQROO-SEP.
Vázquez, M. M. y L. Cutz Pool. 2001. Colémbolos en
Fauna edáfica de las Selvas Tropicales de
Quintana
Roo.
México:
UQROO-SEPCONACyT.
Vázquez, M. M. y J. G. Palacios-Vargas. 2004.
Catalogo de Colémbolos (Hexapoda: Collembola)
de Sian Ka’an, Quintana Roo, México. México:
CONABIO- UQROO.
Wallwork, J. A. 1976. The distribution and diversity of
the soil fauna. London: Academic Press.
138
16
Riqueza de mariposas diurnas (Lepidoptera:Rhopalocera)
en el Santuario del Manatí y una propuesta para su uso
en el monitoreo de ambientes terrestres del área
C. POZO-DE LA TIJERA (✉), N. SALAS-SUÁREZ, B. PRADO-CUÉLLAR Y E. MAY-UC
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México. cpozo@ecosur.mx
Resumen
Durante 2003 y 2004 se hicieron muestreos diurnos de mariposas en el Santuario del
Manatí y su área de influencia, usando trampas Van Someren Rydon y redes
entomológicas aéreas. Con estos datos, además de otros de colectas previas (1990-1999)
y los registros encontrados en la literatura, se obtuvo una lista de 299 especies de
mariposas diurnas (Lepidoptera: Rhopalocera). Esta lista representa el 72 % de la riqueza
de mariposas del estado de Quintana Roo. Las familias mejor representadas fueron
Pieridae, Nymphalidae y Papilionidae. Se registraron dos especies (Hamadryas julitta y
Priamides rogeri) y una subespecie (Battus philenor acauda) endémicas de la Península
de Yucatán. Se proponen 16 especies de mariposas como indicadoras del estado de
conservación de los ambientes terrestres presentes en el área. Se diseñó un formato que se
recomienda para el monitoreo de la abundancia de estas especies en localidades de la
región, con fines de evaluación del ambiente.
Abstract
During 2003 and 2004, samples of butterflies were taken from the “Santuario del Manati”
and surrounding areas using entomological nets and Van Someren Rydon traps. The
specimens collected in both years were added to those collected previously (1990-1999)
and to the records found in published works. The sum of all records, updates the list of
Rhopalocera Lepidoptera to 299 species for this study area. The species list comprises
72% of the total species richness recorded from Quintana Roo. The best represented
families were Pieridae, Nymphalidae and Papilionidae. Two endemic species of the
Yucatan Peninsula (Hamadryas julitta and Priamides rogeri), and one subspecies (Battus
philenor acauda) were recorded. Sixteen species are proposed to be used as indicators of
conservation status of terrestrial habitats of the area. The use of a specific data sheet for
monitoring these species by locality is recommended
Introducción
La conservación de la biodiversidad en el Santuario del
Manatí (SM), incluyendo las mariposas, se ve
amenazada por las actividades agrícolas que se llevan a
cabo a lo largo de la ribera del río Hondo (MagnonBasnier 2002), así como por todas las actividades
relacionadas con el crecimiento de la ciudad de
Chetumal.
Los ecosistemas pueden verse alterados
debido a presiones externas de carácter antropogénico,
como la contaminación y la pérdida de hábitat.
Conocer los factores bióticos y abióticos que hacen que
los ecosistemas se mantengan, así como las amenazas
de alteración sobre dichos factores, es fundamental
para aplicar medidas que mitiguen o prevengan los
efectos negativos sobre los recursos naturales.
Muchas especies de animales reaccionan a las
modificaciones tempranas del ambiente, particularidad
que puede utilizarse para detectar cambios en sus
ECOSUR, 2009
Pozo-de la Tijera et al
poblaciones mediante técnicas de monitoreo
intermitente, y de esta manera implementar acciones
adecuadas para revertir procesos de deterioro que
pudieran ocurrir en los ecosistemas monitoreados.
Desde hace 15 años, varios autores han propuesto el
uso de especies indicadoras como una aproximación
para entender a las comunidades (Noss 1990, Kim
1993, Kremen 1994, Daily y Ehrlich 1995, Stork y
Samways 1995, Favila y Halffter 1997, Stork et al.
1997, Hill y Hammer 1998, Fisher 1999). En este
sentido, los lepidópteros diurnos pueden tener un papel
importante en la conservación de la naturaleza, debido
a su participación en diversas interacciones dentro de
los ecosistemas, al amplio conocimiento que se tiene
sobre ellas y a su reciente utilización como
bioindicadores (Brown 1991, Kremen 1992, 1994,
Sparrow et al. 1994, Beccaloni y Gaston 1995, Daily y
Ehrlich 1995, Pozo 2006).
Se reconocen tres tipos de bioindicadores: 1)
los ambientales, que son especies o grupos de especies
que responden de manera predecible a disturbios
ambientales o a cambios del estado del ambiente, ya
que han sido observados y cuantificados; 2) los
ecológicos, éstos pueden incluir a una especie o a un
conglomerado de especies característica(s) o
representativa(s) de una comunidad o ecosistema, cuya
respuesta o condición está intrínsicamente relacionada
con aspectos de conservación; y 3) los de
biodiversidad, que son grupos de taxones que pueden
tomarse de diversos niveles taxonómicos o de un grupo
funcional, cuya diversidad refleja una medida o
proporción de biodiversidad de otros taxones, que
incluso pueden no estar relacionados con ellos
(McGeoch 1998).
A partir de muestreos de mariposas diurnas a
lo largo de tres años en la región de Calakmul, al
centro-sur de la Península de Yucatán, Pozo (2006)
generó una lista de 41 especies de mariposas diurnas
como indicadoras ambientales (sensu McGeoch, 1998).
La elección de ellas se hizo por medio de análisis
multivariados: escalamiento multidimensional no
paramétrico, análisis canónico de coordenadas
principales y análisis canónico de correspondencia
(nNMDS, CAP y CCA, respectivamente, por sus siglas
en ingles). El grupo de las especies seleccionadas
contiene representantes de dos superfamilias
(Papilionoidea y Hesperioidea), de cuatro familias y de
diez subfamilias, por lo que se tienen especies con
distintos requerimientos ambientales, las cuales están
asociadas a un gran número de plantas hospederas en
su etapa larvaria, así como a las plantas de
alimentación de la fase adulta (Pozo 2006).
Por otra parte, los estudios de mariposas en
áreas cercanas a la bahía de Chetumal se remontan a
1991, cuando se enlistaron 30 especies para las
localidades de Bacalar, Mahahual-Xcalac y parte de la
ribera del río Hondo (Pozo et al. 1991).
Posteriormente, en 1995 se reportaron 16 especies de la
familia Pieridae para 12 localidades en la zona de
influencia del SM (Salas-Suárez 1995). En el libro
“Papilionidae y Pieridae de México: distribución
geográfica e ilustración” sólo fueron cinco especies las
que se registraron para el área del presente estudio
(Llorente et al.1997). Pozo y Salas-Suárez (1998)
reportaron 75 especies del área de la bahía de
Chetumal, mientras que Salinas et al. (1998) y Balcazar
et al. (1999) registraron 62 especies de La Unión. Un
estudio preliminar, con muestreos realizados
específicamente para documentar las especies de
mariposas en el SM aportó una lista de 128 especies
(Pozo et al. 2002). En la obra “Nymphalidae de
México I” (Luis-Martínez et al. 2003) se registraron 10
especies para localidades dentro de la región del SM, y
Warren y Warren indicaron la presencia de 73 especies
en Oxtankah y Bacalar (Montesinos et al. 2003). Todos
estos registros de especies corresponden a la parte
mexicana de la bahía de Chetumal. En la parte beliceña
de la Bahía, Merman y Boomsma (1993) registraron
212 especies para la Reserva de Shipstern. De esta
manera, el registro de especies de mariposas en
estudios previos para las áreas circundantes a la bahía
de Chetumal congrega 266 especies.
Este trabajo presenta un análisis actualizado
de la riqueza de las mariposas diurnas presentes en el
área terrestre del SM y ofrece una propuesta acerca de
las especies que pueden utilizarse para monitorear el
estado de conservación de estas áreas.
Métodos
Se hizo una revisión de la base de datos computarizada
(BDC) del Museo de Zoología de El Colegio de la
Frontera Sur unidad Chetumal (MZ-ECOSUR-CH), la
cual se generó a partir de los especímenes depositados
en la colección de lepidópteros de dicho Museo, con
clave del Instituto Nacional de Ecología (INE) número
QNR.IN.018.0497. A partir de esa revisión se
seleccionaron todos los registros de Rhopaloceros que
tuvieran como localidad de muestreo sitios dentro de
los límites del SM y en su área de influencia, definida
ésta como las zonas aledañas al río Hondo y a la laguna
de Bacalar (para detalles del área de estudio ver
Capítulos 1 y 2 de esta misma obra).
Para ampliar y actualizar la información
presentada en este estudio, durante 2003 y 2004 se
hicieron recolectas de mariposas diurnas, abarcando las
tres estaciones climáticas del año (lluvias, secas y
nortes). Los ejemplares de 2003 provienen de
recolectas en el rancho Xcalak y ejido Tollocan; los de
2004, de los alrededores de ECOSUR-Chetumal. Todas
las recolectas fueron realizadas con trampas Van
Someren-Rydon y con redes entomológicas aéreas,
140
Mariposas diurnas
siguiendo el protocolo de Llorente et al. (1990). Los
ejemplares se determinaron con apoyo de literatura y
de la Colección Lepidopterológica del MZ-ECOSURCH; luego se depositaron en dicha colección. En el
catálogo escrito y en la BDC (en Biótica 4.1) se
capturó la información de colector, fecha de colecta,
localidad y tipo de vegetación.
Con los datos obtenidos, tanto de los
especímenes depositados en la colección como de los
originados por los muestreos de 2003 y 2004, se generó
una curva de acumulación de especies mediante los
programas Estimates 7.5 y Excel, y con la fórmula de
Clench (1979) se obtuvo la asíntota para la curva
obtenida. Se presenta un análisis comparativo entre lo
reportado para el Estado y la lista obtenida para el SM.
Posteriormente se hizo una evaluación del uso de
algunas de las especies propuestas como indicadoras
ambientales de las selvas del sur de la Península de
Yucatán (Pozo 2006), que coinciden con las hipótesis
de especies afines a ambientes conservados o
perturbados reportadas por De la Maza y Gutiérrez
(1992) para el estado de Quintana Roo. Las especies
que se mencionan en ambos estudios como indicadoras
del estado de conservación del hábitat, y que coinciden
en su predicción, son 18 (11 para ambiente conservado
y 7 para perturbado), a éstas se agregaron tres para
corroborar su comportamiento. Las 21 especies están
contenidas en 3 familias y 9 subfamilias, que
representan un ensamblaje con mayor posibilidad de
detectar cambios en el ecosistema (Kremen 1992) (ver
Resultados). Con estas especies se registró y evaluó la
abundancia en cada localidad de estudio con respecto al
tipo de hábitat del que son indicadoras, obteniendo
posteriormente porcentajes de número de especies y de
individuos representativos de estados conservados y de
perturbados. Por último, se diseñó un formato que
incluye a las especies indicadoras seleccionadas para
ser utilizadas en un programa de monitoreo a largo
plazo.
N ú m e ro d e e s p e c ie s a c u m u la d a s
300
Se = 246
250
200
150
100
50
0
0
20
40
60
80
100 120 140 160 180 200
Días
Figura 1. Curva de acumulación de especies de
mariposas del Santuario del Manatí y su área de
influencia, originada con datos de los muestreos de
2003-2004 y de especímenes de museo. La asíntota
sugiere una riqueza esperada de 246 especies. Las
curvas superior e inferior representan el 95 % de
confidencia de especies observadas.
ejemplares del MZ-ECOSUR-CH, y los recolectados
en 2003 Y 2004, se registraron 42 localidades ubicadas
en los alrededores de la bahía de Chetumal y a lo largo
del río Hondo y la laguna de Bacalar (Tabla 1, Fig. 2).
De acuerdo a lo reportado en el mapa de vegetación de
Quintana Roo (www.inegi.gob.mx), los ambientes de
selva baja y selva mediana ocupan casi 90 % de la
superficie de estudio, 1 % es manglar y 9 %
corresponde a pastizales y sembradíos. No se conoce la
proporción
de
ambientes
conservados
que
recientemente se han transformado en acahuales y en
áreas de cultivo.
Bahía de Chetumal
140
Quintana Roo
120
Número de especies
100
Se obtuvo un total de 3,236 ejemplares y se registraron
209 especies que, según la curva de acumulación de
especies, alcanza 85 % de las esperadas, lo que permite
decir que la zona está bien muestreada (Fig. 1). Sin
embargo, es importante aclarar que los distintos tipos
de vegetación presentes en el SM y en el área de
influencia no fueron muestreados con la misma
intensidad. El esfuerzo de recolecta registrado fue de
192 días a lo largo de 70 meses; 70 % de este esfuerzo
fue hecho en zonas alteradas (acahuales o zonas
urbanas), mientras que 30% se hizo en áreas
conservadas (selvas y dunas), con muy poco muestreo
en el ambiente de manglar. De los datos asociados a los
80
60
40
20
0
HESPERIIDAE
PAPILIONIDAE
PIERIDAE
LYCAENIDAE
NYMPHALIDAE
Figura 2. Localidades con registro de mariposas en el
Santuario del Manatí y su área de influencia, con base
en las coordenadas geográficas de cada localidad (ver
Tabla 1).
141
Tabla 1. Georreferencia de las localidades con registro de mariposas diurnas del Santuario del Manatí y su área de
influencia. Las coordenadas fueron obtenidas con un GPS (“Global Positioning System”).
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
Localidad
2 km NE del Ejido Buenavista
Ejido Buenavista
Piñar, 2 km al Ejido Buenavista
Ejido Buenavista, Isla de Luzbel
Estación San Felipe Bacalar, INIFAP
Bacalar
1 km W de Bacalar
8.5 km S del Ejido Buenavista
Caseta de migración, Bacalar
Estero Franco, 5 km N de La Unión
La Unión
7 km N de La Unión
Chetumal, Universidad de Quintana Roo
Chetumal, Aeropuerto Internacional
Chetumal, Zoológico Payo Obispo
Colonia DINA, Carretera Chetumal-Bacalar km 2
Carretera Chetumal-Escárcega
Chetumal, alrededores de ECOSUR
Col. Santa María, Chetumal
Chetumal
Camino a Punta Lagarto
Sabidos
Cafetal
Calderón
Calderon, 2.6 km desviación al Ejido Revolución
1 km S de Pucté
5 km ¿a? Pucté
Ejido Revolución
3 km ¿a? ¿N,S E? Cacao
Rio Huach, Xcalak
Rancho Monte Calvario, 8 km N de Raudales
Rancho Dos Hermanos, Ejido Calderas de Barlovento
Frente a Cayo Venado
7 Mogotes, 2 km al SE de Punta Miranda
5 km S del Ejido Tollocan
Rancho Xcalak
Mahahual
Xcalak
22’.5 km N de Xcalak
2.5 km N de Xcalak
12.7 km al Norte de Xcalak
Oxtankah
Considerando las especies registradas en la
revisión bibliográfica y las de los registros en este
estudio, se acumula una lista con 299 especies (Pozo et
al. no publicado), lo que representa 72 % de la riqueza
de mariposas del estado de Quintana Roo (Hoffmann
1940, 1941, Pozo et al. 1991, De la Maza y Gutiérrez
1992, Salas-Suárez 1995,
Llorente et al. 1996,
Llorente et al. 1997, Pozo y Salas 1998, Salinas et al.
Latitud
18°52’42’’
18°52’42’’
19°56’29’’
18°54’38’’
18°45’28’’
18°41’6’’
18°41’6’’
18°52’42’’
18°42’8’’
17°56’23’’
17°54’29’’
17°57’25’’
18°31’14.5’’
18°30’22’’
18°31’7.6’’
18°29’52’’
19°30’13’’
18°32’36.9’’
18°32’21.2’’
18°30’13’’
18°41’
18°22’1’’
18°58’42’’
17°59’16’’
17°59’16’’
18°13’32’’
18°13’38’’
17°59’16’’
18°11’19’’
18°25’18’’
18°46’26’’
18°36’48’’
18°48’13’’
18°23’21’’
18°54’1’’
18°14’53’’
18°42’58’’
18°16’40’’
18°28’17.4’’
18°43’19’’
18°23’
18°36’
Longitud
-88°13’10’’
-88°14’14’’
-88°11’27’’
-88°10’26’’
-88°22’23’’
-88°23’39’’
-88°24’39’’
-88°14’15’’
-88°23’11.8’’
-88°52’30’’
-88°51’45’’
-88°53’11’’
-88°16’9’’
-88°19’24.4’’
-88°18’125’’
-88°18’58.5’’
-88°18’14’’
-88°15’47.8’’
-88°16’23’’
-88°18’19’’
-88°12’
-88°35’5’’
-88°6’50’’
-88°48’27’’
-88°47’16’’
-88°39’44’’
-88°39’44’’
-88°49’29’’
-88°41’58’’
-87°46’6’’
-88°11’32’’
-88°1’38’’
-88°6’13’’
-87°55’7’’
-87°54’57’’
-87°53’59’’
-87°42’30’’
-87°50’10’’
-87°45’
-87°50’10’’
-87°47’
-88°13’
1998, Balcázar et al. 1999, Llorente et al. 2001, Pozo
et al. 2002, Luís-Martínez et al. 2003, Montesinos et
al. 2003). La familia Pieridae es la mejor representada,
con 86 % de las especies reportadas para el Estado,
seguida de las familias Nymphalidae y Papilionidae
(con 81 % y 80 %, respectivamente) (Fig. 3). Estos
porcentajes indican una buena representatividad de la
riqueza de especies de estas tres familias para el SM y
142
Mariposas diurnas
familias es muy similar a la encontrada para el estado
de Quintana Roo, con 36 % Nymphalidae, 27 %
Hesperiidae, 22 % Lycaenidae, 8 % Pieridae y 7 %
Papilionidae; estas proporciones también son muy
similares a las reportadas por Merman y Boomsma
(1993) para la Reserva deShipstern, en Belice, pero
son muy distintas a las reportadas para Calakmul (Pozo
et al. 2003), Tikal (Austin et al. 1996) y para México
en su conjunto (Llorente et al. 1996). Estos resultados
se esperaban al considerar los tipos de vegetación que
se encuentran en cada uno de los sitios comparados.
Shipstern se localiza al noreste de Belice en la costa de
la bahía de Chetumal, y tiene una vegetación
heterogénea que va desde selva subperennifolia hasta
manglar. La mayor proporción de sitios de colecta
visitados para la obtención de la lista de especies de
Quintana Roo está ubicada cerca de la zona de costa,
mientras que en Calakmul y Tikal dominan la selva
baja subcaducifolia, selva mediana superennifolia y, en
menor escala, la selva alta perennifolia, donde las
comunidades de mariposas son distintas a las
encontradas en ecosistemas con manglares y dunas.
De la Maza y Gutiérrez (1992) reportaron
siete especies y once subespecies endémicas de la
Península de Yucatán; tres de ellas se encontraron en la
bahía de Chetumal: Hamadryas julitta, Priamides
rogeri y Battus philenor acauda (Tabla 2). Éstas fueron
registradas, con abundancias bajas, en siete localidades
entre las que se encuentran Xcalak, Chetumal y
Bacalar. Las tres especies fueron recolectadas en 2004
QUINTANA ROO
MÉXICO
BELICE
Figura 3. Número de especies de mariposas diurnas
(Rhopalocera: Lepidoptera), por familia, registradas en
el Santuario del Manatí y su área de influencia, con
respecto al número de especies reportado en la
literatura para el estado de Quintana Roo.
su área de influencia en la colección depositada en el
MZ-ECOSUR-CH. Las familias Lycaenidae y
Hesperiidae, con 64 % y 65 %, respectivamente,
proporcionan un porcentaje satisfactorio, considerando
que ambas presentan especies escasas o raras y son de
difícil determinación.
La distribución de especies entre las cinco
Tabla 2. Localidad, tipo de vegetación y año de registro de los ejemplares de las especies y subespecies endémicas
de la Península de Yucatán, depositados en la colección de Lepidópteros del MZ-ECOSUR-CH.
Localidad
5 km al sur del Ejido Tollocan
Rancho Dos Hermanos, Ejido
Calderas de Barlovento
Chetumal, alrededores de ECOSUR
Ejido Buenavista
Colonia DINA, Carretera ChetumalBacalar km 2
Rancho Xcalak
Chetumal, Zoológico Payo Obispo
Hamadryas
julitta
Vegetación
Selva baja subcaducifolia
inundable
Acahual de selva baja
subcaducifolia
Acahual de selva mediana
subperennifolia
inundable y manglar
inundable
Zona urbana con selva
mediana subperennifolia
en los alrededores de ECOSUR, en vegetación de
acahual de selva mediana subperennifolia. H. julita se
presenta en dos localidades con fechas de muestreos
recientes y B. philenor acauda ya se tenía reportada
desde 1984 (Beutelspacher y Howe) para el área de
Bacalar, y se registró nuevamente en este estudio. Por
otro lado, P. rogeri se registró de manera constante,
Battus philenor
acauda
Priamides
rogeri
2003
1998
2004
2004
2004
1991
1992
2003
1992
desde 1994 hasta 2004 y en cinco de las localidades
reportadas. Los escasos registros en la literatura para
estas tres especies (Llorente et al. 1997) tienen una
distribución más bien hacia el norte de la Península de
Yucatán, abarcando el estado de Yucatán y el norte de
Quintana Roo, con algunos registros en el sur de la
143
Bahía, para la Reserva de Shipstern (Merman y
Boomsma 1993).
Considerando las once especies coincidentes
como indicadoras de ambientes conservados, en este
estudio, 72 % presentaron mayor abundancia en éstos
que en los perturbados. Dos especies (Biblis hyperia
aganisa y Memphis moruus boisduvali) presentaron
abundancias mayores en el ambiente perturbado y
Fountainea euryphile confusa fue escasa, presentando
la misma abundancia en los dos tipos de ambientes
(Fig. 4). Las especies indicadoras de perturbación son
siete, las cuales también en este trabajo mostraron
abundancias mayores en este tipo de ambiente (Fig. 5).
70
Perturbado
Conservado
60
Número de individuos
50
40
30
20
10
0
Eunica t.
tatila
Memphis
pithyusa
M. a.
A. d. gulina
montezuma
Memphis
forreri
Biblis h.
aganisa
Prepona l.
octavia
Coea a. Myscelia e. Fountainea Memphis p.
acheronta
ethusa
e. confusa boisduvali
Figura 4. Número de individuos registrados en este estudio pertenecientes a las especies de mariposas
indicadoras de hábitat conservado (ver Tabla 3).
120
Perturbado
Numero de individuos
100
Conservado
80
60
40
20
0
P.nise
nelphe
H. hermes
H.f. ferentina
H.c.
vazquezae
D.iulia
moderata
G.drusilla
tenuis
S.stelenes
biplagiata
Pareuptychia Memphis
ocirrhoe
hedemanni
Polygonus
savigny
Figura 5. Número de individuos registrados en este estudio pertenecientes a las especies de mariposas
indicadoras de hábitat perturbado (ver Tabla 3).
Las tres especies que se incluyeron con la
finalidad de corroborar su afinidad por el ambiente
perturbado fueron escasas, y la abundancia de
Pareuptychia ocirrhoe ssp fue ligeramente mayor en el
ambiente conservado, Polygonus savigny savigny, por
el contrario, tuvo mayor abundancia en ambiente
conservado y Memphis hedemanni fue indistinta (Fig.
5).
Al considerar el número de especies
indicadoras registradas en cada localidad, obtenemos
que, para toda el área del SM, 67 % de estas especies
son de ambientes perturbados, 26 % de ambientes
conservados
y 7 % corresponde a las que se
recolectaron de manera indistinta a los ambientes. Por
otra parte, si consideramos el número de individuos
registrados de las especies indicadoras, los resultados
son muy similares, obteniendo 71 % de ambientes
perturbados, 25 % de conservados y 4 % indistintas.
Estos resultados reflejan satisfactoriamente el esfuerzo
de colecta que se registró para cada estado del hábitat a
partir de los datos recopilados en este trabajo (tanto de
los ejemplares depositados en la colección, como de los
144
Mariposas diurnas
muestreos de 2003 y 2004), es decir, 70 % en zonas
alteradas (acahuales o zonas urbanas) y 30 % en áreas
conservadas.
Con base en estos resultados, se considera que
la presente propuesta de monitoreo permitirá detectar
cambios en el ambiente con poco esfuerzo ya que sólo
se requiere registrar la presencia de 16 especies (ver
Tabla 3), que en su mayoría son cómodamente
recolectadas por medio de trampa y son fácilmente
identificables.
Tabla 3. Especies de mariposas diurnas registradas en la bahía de Chetumal y su área de influencia, que son
propuestas como indicadoras, para ser utilizadas en el monitoreo de ambientes terrestres. Se anota si son especies
indicadoras de ambientes conservados o perturbados. La nomenclatura y orden filogenético está de acuerdo con
Lamas (2004). (*Especies que no cumplen con la predicción esperada de acuerdo con la literatura, por lo que no
se proponen para el monitoreo). ND= no determinado.
Familia
Nymphalidae
Subfamilia
Morphiinae
Especie
Morpho helenor montezuma Guenné, 1859
De la Maza y
Gutiérrez
1992
Pozo 2006
Estable
Conservado
Nymphalidae
Charaxinae
Fountainea eurypyle confusa (A. Hall, 1929)
Estable
Conservado
Nymphalidae
Nymphalidae
Charaxinae
Charaxinae
Memphis forreri (Godman & Salvin, 1884)
Estable
Conservado
Memphis moruus boisduvali (W. P. Comstock, 1961)
Estable
Conservado
Nymphalidae
Nymphalidae
Charaxinae
Charaxinae
Memphis pithyusa pithyusa (R. Felder, 1869)
Archaeoprepona demophoon gulina (Fruhstorfer,
1904)
Estable
Conservado
Estable
Conservado
Prepona laertes octavia Fruhstorfer, 1905
Estable
Conservado
Nymphalidae
Charaxinae
Este estudio
Conservado
*Indistinta
Conservado
*Perturbado
Conservado
Conservado
Conservado
*Perturbado
Nymphalidae
Biblidinae
Biblis hyperia aganisa Boisduval, 1836
Estable
Conservado
Nymphalidae
Biblidinae
Eunica tatila tatila (Herrich-Schäffer, [1855])
Estable
Conservado
Conservado
Nymphalidae
Biblidinae
Myscelia ethusa ethusa Doyère, [1840]
Estable
Conservado
Conservado
Nymphalidae
Nymphalinae
Historis acheronta acheronta (Fabricius, 1775)
Estable
Conservado
Conservado
Pieridae
Coliadinae
Pyrisitia nise nelphe (R. Felder, 1869)
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Pieridae
Pierinae
Glutophrissa drusilla tenuis (Lamas, 1981)
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Nymphalidae
Satyrinae
Hermeuptychia hermes (Fabricius, 1775)
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Nymphalidae
Biblidinae
Hamadryas februa ferentina (Godart, [1824])
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Nymphalidae
Nymphalinae
Siproeta stelenes biplagiata (Fruhstorfer, 1907)
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Nymphalidae
Nymphalidae
Heliconiinae
Heliconiinae
Dryas iulia moderata (Riley, 1926)
Heliconius charitonia vazquezae W. P. Comstock &
F. M. Brown, 1950
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Perturbado
Hesperiidae
Pyrginae
Polygonus savigny savignyi (Westtwood, 1852)
ND
Perturbado
Nymphalidae
Satyrinae
Pareuptychia ocirrhoe ssp
ND
Perturbado
Nymphalidae
Charaxinae
Memphis hedemanni (R. Felder, 1869)
ND
Perturbado
Perturbado
*Conservado
Perturbado
*Indistinta
embargo, es necesario incluirlas en el programa de
monitoreo para conocer el estatus de estas especies.
El uso de mariposas indicadoras ambientales
para el monitoreo de esta área es aplicable, teniendo en
cuenta que las especies propuestas han sido validadas
con este estudio.
Conclusiones
La riqueza de especies de mariposas diurnas (299
especies) encontrada en el SM y su zona de influencia
es alta con respecto a lo reportado para el estado de
Quintana Roo. Debido a las diferencias de esfuerzo de
colecta en cada tipo de vegetación y a la presencia de
ambientes prácticamente con un muestreo nulo, se
espera que la riqueza de especies para el área de
estudio sea aún mayor.
Siguiendo un plan de manejo establecido para
el SM (SEDUMA, 2001), se garantiza la conservación
de al menos dos especies y una subespecie de
mariposas endémicas de la Península de Yucatán. Sin
Recomendaciones
Es importante incrementar el esfuerzo de recolecta de
mariposas diurnas en los ambientes del área donde
todavía hay poca representatividad, como son la selva
mediana subprennifolia, la selva baja subcaducifolia y
el manglar.
145
Con el objetivo de uniformizar los registros de
las mariposas indicadoras seleccionadas para el
monitoreo de ambientes terrestres con influencia en el
SM, se recomienda utilizar el formato presentado en el
Apéndice I, y seguir las recomendaciones de técnicas y
métodos de muestreo para el monitoreo de mariposas
propuestas por Pozo et al. (2005).
Kim, C. K. 1993. Biodiversity, conservation and
inventory: why insects matter. Biodiversity
Conserv. 2:191-214.
Kremen, C. 1992. Assessing the indicator properties
of species assemblages for natural areas
monitoring. Ecol. Appl. 2:203-217.
Kremen, C. 1994. Biological inventory using target
taxa: a case study of the butterflies of Madagascar.
. Ecol. Appl. 4:407-422.
Lamas, G. (Ed.). 2004. Atlas of neotropical
Lepidoptera. Checklist: Part 4A HesperioideaPapilionoidea. Gainesville: Scientific Publishers..
Luis-Martínez, A., J. Llorente-Bousquets e I. VargasFernández. 2003. Nymphalidae de México I,
(Danaidae,
Apaturinae,
Biblidinae
y
Heliconiinae):
Distribución
Geográfica
e
ilustración. México, D. F.: CONABIO - UNAM.
Llorente-Bousquets, J., A. Garcés, T. Pulido e I.
Luna. 1990. Manual de Recolección y Preparación
de Animales. México, D.F: UNAM.
Llorente, J., A. Luis, I. Vargas y J. Soberón. 1996.
Papilionoidea. En Biodiversidad, Taxonomía y
biogeografía de artrópodos de México: Hacia una
síntesis de su conocimiento, eds. J. Llorente, A.
García y E. González, 531-548. México, D. F.:
CONABIO - UNAM.
Llorente-Bousquets, J., L. Oñate-Ocaña, A. LuisMartínez
e
I.
Vargas-Fernández.
1997.
Papilionidae y Pieridae de México: Distribución
geográfica e ilustración. México, D. F.:
CONABIO - UNAM.
Llorente, J., C. Pozo, N. Salas-Suárez, A. Warren, J.
L. Salinas-Gutiérrez y T. Ortenburger. 2001.
Mexico & the Caribbean Island. News Lepid. Soc.
44:72-74.
Magnon, C. 2002. El río Hondo como componente
hidrológico de la bahía de Chetumal y como
Corredor Biológico compartido amenazado. En
influencia, eds. F. Rosado-May, R. Romero y A.
Navarrete, 23-32. Quintana Roo: UQROO.
Merman, J. C. y T. Boomsma. 1993. Checklist of the
Butterflies of the Shipstern Nature Reserve.
Occasional papers of the Belize natural history
society. 2(3): 37-46
Montesinos, E., C. Pozo, N. Salas-Suárez, A. Maya,
A. Warren y S. Warren. 2003. Mexico & the
Caribbean Island. News Lepid. Soc. 46:85-86.
Noss, R. F. 1990. Indicators for monitoring
biodiversity: a hierarchical approach. Conserv.
Biol. 4: 355-364.
Pozo, C., E. Escobedo, J. L. Rangel y P. Viveros.
1991. Fauna. En Estudios ecológicos preliminares
de la zona sur de Quintana Roo, eds. T.
Literatura citada
Austin, G. T., N. M. Haddad, C. Méndez, T. D. Sisk,
D. D. Murphy, A. E. Launer y P. R. Ehrlich. 1996.
Annotated checklist of the butterflies of the Tikal
national park area of Guatemala. Trop. Lepid.
7:21-37.
Balcazar, M., A. Ibarra, M. Israel, L. Millar, M.
Simon, C. Pozo y N. Salas. 1999. México & the
Caribbean Island. News Lepid. Soc. 42:76-78.
Beccaloni, G. W. y K. J. Gaston. 1995. Predicting the
species richness of Neotropical forest butterflies:
Ithomiinae (Lepidoptera) as indicators. Biol.
Conserv. 71:77-86.
Brown Jr., K. S. 1991. Conservation of neotropical
enviroments: insects as indicators. En The
conservation of insects and their habitats, eds. M.
N. Collins, y A. J. Thomas, 349-404. London:
Academic Press.
Clench, H. K. 1979. How to make regional lists of
butterflies some thoughts. J. Lep. Soc. 33:216-231.
De la Maza, R. y D. Gutiérrez. 1992. Rhopaloceros
de Quintana Roo, su distribución, origen y
evolución. Rev. Soc. Mex. Lep. 15:3-43 y anexo 14.
Daily, C. G. y R. P. Ehrlich. 1995. Preservation of
biodiversity in small rainforest patches: rapid
evaluations using butterfly trapping. Biodiversity
Conserv. 4:35-55.
Favila, E. M. y G. Halffter. 1997. The use of
indicator groups for measuring biodiversity as
related to community structure and function. Acta
Zool. Mex. 72:1-25.
Fisher, L. B., 1999. Improving inventory efficacy: a
case study of leaf-litter ant diversity in
Madagascar. Ecol. Appl. 9:714-731.
Hill, J. K. y K. C. Hamer. 1998. Using species
abundance models as indicators of habitat
disturbance in tropical forest. J. Appl. Ecol.
35:458-460.
Hoffmann, C. C. 1940-1941. Catálogo sistemático y
zoogeográfico de los lepidópteros mexicanos.
Partes I y II. Publ. Esp. Soc. Mex. Lep. 1:1976.
http://www.inegi.gob.mx.http://mapserver.inegi.go
b.mx/geografia/espanol/estados/qroo/agri.cfm.
Intergraph
Corporation.
1998.
GeoMedia
Professional, version 3.0. USA.
146
Mariposas diurnas
Camarena-Luhrs y S. Salazar-Vallejo, 49-78.
Quintana Roo: CIQRO.
Pozo, C. y N. Salas-Suárez. 1998. Tomo 6,
Mariposas. En Enciclopedia de Quintana Roo, ed.
J. A. Xacur, 351-364. Quintana Roo.
Pozo, C., N. Salas-Suárez y S. Uc. 2002. Mariposas
diurnas del santuario del manatí y su área de
influencia,
Quintana
Roo,
México.
En
influencia, eds. F. Rosado-May, R. Romero y A.
Navarrete, 121-130. Quintana Roo: UQROO.
Pozo, C., A. Luis, S. Uc, N. Salas y A. Maya. 2003.
Butterflies (Papilionoidea and Hesperioidea) of
Calakmul, Campeche, México. Southwest. Nat.
48:505-525.
Pozo, C., J. Llorente, A. Luís, I. Vargas y N. Salas.
2005. Reflexiones acerca de los métodos de
muestreo para mariposas en las comparaciones
biogeográficas. En Regionalización biogeográfica
en Iberoamérica y tópicos afines, eds. J. Llorente y
J. Morrone, 203-215. México, D. F.: CONABIO–
UNAM-CYTED.
Pozo, C. 2006. Los Rophalocera de la región de
Calakmul, Campeche: métodos de estudio,
fenología y su uso y monitoreo como indicadores
de disturbio. México, D. F.: UNAM.
Salas-Suárez, N. 1995. Listado faunístico de la
familia pieridae (papilionidae) del estado de
Quintana Roo. Quintana Roo: Instituto
Tecnológico de Chetumal.
Salinas, J. L, U. M. Samper, C. Pozo, N. Salas, S. Uc
y A. Warren. 1998. Mexico & the Caribbean
Island. News Lepid. Soc. 41:73-78.
SEDUMA, 2001. Bahía de Chetumal, Santuario del
Manatí: Zonificación y normas de uso. Chetumal,
Quintana Roo: Gobierno del estado de Quintana
Roo.
Sparrow, R. H., D. T. Sisk, R. P. Ehrlich y D. D.
Murphy. 1994. Techniques and guidelines for
monitoring neotropical butterflies. Conserv.
Biol.8:800-809.
Stork, N. E. y M. J. Samways. 1995. Inventoring and
monitoring. En Global Biodiversity Assessment,
ed. V. H. Heywood, 476-543. Cambridge:
Cambridge University Press & UNEP.
Stork, N. E., T. J. B. Boyle, V. Dale, H. Eeley, B.
Finegan, M. Lawes, N. Manokaran, R. Prabhu y J.
Vandermeer. 1997. Criteria and indicators for
assessing the sustainability of forest management:
Conservation of biodiversity. CIFOR 17:1-29.
APENDICE
Formato de monitoreo para mariposas indicadoras de ambientes conservados o
perturbados.
Localidad:
Observador:
Especie
Coordenadas:
Fecha
Fecha
Fecha
Morpho helenor montezuma
*
Fountainea eurypyle confusa
Memphis forreri
Agregar los nombres de especies
recomenddas en la Tabla 3
* Anotar número de individuos observados.
147
Fecha
Fecha
Fecha
Fecha
17
Herpetofauna: análisis y perspectivas
R.R. CALDERÓN-MANDUJANO (✉), J.R. CEDEÑO-VÁZQUEZ Y H. BAHENA-BASAVE
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México,
rcalderon@ecosur.mx
Resumen
Se registraron 15 especies de anfibios y 61 de reptiles durante la ejecución de dos proyectos
y más de ocho años de recolectas esporádicas en las inmediaciones del área denominada
“Santuario del Manatí”. Además de la lista de especies, se presenta su estatus de protección,
un breve análisis sobre la riqueza de éstas, las afinidades geográficas y las alternativas
económicas que este grupo faunístico representa para los habitantes locales. De las 76
especies, 12 son endémicas para la Península de Yucatán y cuatro especies de anfibios y 32
de reptiles están incluidos en la Norma Oficial Mexicana bajo diferentes estatus de
conservación. En nuestro análisis se destacan las consideraciones sobre las amenazas reales
o potenciales por el hecho de que las especies enlistadas habitan muy cerca de la ciudad de
Chetumal, y también lo que esto representa con relación a la alteración de sus hábitats. Se
hace especial énfasis en las especies de cocodrilos y se abunda sobre su estatus y condición
en el área de estudio con respecto a otras zonas de la región.
Abstract
Fifteen species of and 61 species of reptiles were recorded throughout the implementation
of two projects and more than eight years of sporadically sampling specimens in the area
named "Santuario del Manatí". In addition to the list of species, we present their protection
status, a brief analysis on species richness, their geographical affinities, and the economic
alternatives that this faunistic group represents to local people. From the 76 species, 12 are
endemic to the Yucatán Península, and four amphibians and 32 reptile species are included
in the Mexican Official Norm under different conservation status. We emphasize on the real
and potential threats for these species due to their vicinity to Chetumal city, which in turn is
translated into modifications of the habitats of the herpetofauna. Special consideration is
given to the information on crocodiles, discussing their protection status and their
conditions in the area in comparison to other crocodile regions.
Introducción
México es uno de los países con mayor diversidad
biológica en el planeta, particularmente en el caso de la
herpetofauna: los anfibios y reptiles constituyen 1116
especies, de las cuales 636 (57 %) son endémicas
(Flores-Villela y Canseco-Márquez 2004). La
Península de Yucatán es una de las zonas menos
estudiadas en este campo, en particular el estado de
Quintana Roo, debido en parte a la dificultad que
existe para acceder a los terrenos selváticos o de
humedales, y a la carencia de brechas, caminos o
carreteras.
Los trabajos con un panorama amplio sobre la
herpetofauna en la Península de Yucatán (Duellman
1965, Lee 1980, 1996) señalan algunos registros
potenciales de especies de anfibios y reptiles dentro de
los límites del Santuario del Manatí. No obstante, la
información sobre los recursos herpetológicos como
listas de especies, distribución y abundancia de sus
poblaciones, y su aprovechamiento en el área de la
bahía de Chetumal, se limita a pocos trabajos,
incluyendo tres tesis de maestría: “Uso tradicional y
estatus de la tortuga blanca de río (Dermatemys mawii)
en el sistema lagunar Guerrero en Quintana Roo,
México” (Viveros 1996); “Modelo de ordenamiento
ecológico de la zona sur de la península de Xcalak,
Quintana Roo” (Olivera 1996), que aporta listas de
fauna, incluyendo anfibios y reptiles, con base en
fuentes bibliográficas; y “Estado de Conservación de
ECOSUR, 2009
Herpetofauna
Crocodylus acutus y Crocodylus moreletii en el río
Hondo, bahía de Chetumal y áreas anexas, Quintana
Roo, México” (Cedeño-Vázquez 2002), que es el
primer estudio de las poblaciones de cocodrilos en el
sureste de Quintana Roo. Más recientemente, el trabajo
“Anfibios y reptiles del Santuario del Manatí, bahía de
Chetumal, Quintana Roo, México” (CalderónMandujano y Cedeño-Vázquez 2002), y los registros
obtenidos dentro del Proyecto de Monitoreo de Anuros
de la Selva Maya (MAYAMON, Maya Forest Anuran
Monitorig Project), en conjunto con herpetólogos de
Belice y Guatemala (Meyer 1999), han aportado
información importante para el conocimiento de estos
organismos en el área de estudio.
En el presente documento se reúnen los
resultados de algunos de los trabajos antes citados
(Calderón-Mandujano y Cedeño-Vázquez 2002,
Cedeño-Vázquez 2002), del proyecto "Elaboración del
programa de manejo de la zona sujeta a conservación
ecológica, Santuario del Manatí, bahía de Chetumal"; del
proyecto MAYAMON (Arrigoni 2003), y algunos
registros que de forma esporádica han contribuido a
completar la lista de especies de estos grupos para la
bahía de Chetumal. La nomenclatura y la clasificación
utilizadas en este trabajo corresponden principalmente
a Flores-Villela y Canseco-Márquez (2004) y Frost et
al. (2006).
1991), y se ingresaron a la colección herpetológica del
Museo de Zoología de ECOSUR-Chetumal (ECO-CHH). Al mismo tiempo de las recolectas, y para
complementar la lista de especies, se hicieron registros
auditivos en el caso de ranas y sapos. Para llevar a cabo
la identificación de las especies de anfibios por registros
auditivos se tomó en consideración la grabación de los
cantos o llamados de los anfibios más comunes de la
Península de Yucatán, elaborada por Julian C. Lee y
proporcionada por el proyecto MAYAMON. De acuerdo
con la técnica (después de conocer los cantos), se
procedía a escuchar durante media hora en cada sitio los
llamados de los anfibios, y se registraban las especies y el
número aproximado de individuos. También se
realizaron entrevistas a personas conocedoras del grupo y
del área, y se consideraron algunos registros esporádicos
posteriores a 1997, llevados a cabo por los autores y otros
colegas herpetólogos quienes colectaron anfibios o
reptiles muertos o fotografiaron a los animales y que, en
ocasiones, entregaron ejemplares al Museo de Zoología
donde se verificó la identidad de las especies. Estos
registros enriquecieron la lista de especies, aunque no
fueron realizados mediante un muestreo sistemático.
Para el caso de los cocodrilos, los censos
nocturnos en los cuerpos de agua constituyen la técnica
más utilizada para la evaluación de sus poblaciones
(Bayliss 1987, King et al. 1994). Esta práctica se
realizó generalmente desde una lancha de fondo plano
con motor fuera de borda, y con la ayuda de reflectores
y linternas para detectar sobre la superficie del agua el
tono rojizo característico del reflejo del haz de luz en el
tapete lúcido (membrana ocular de los cocodrilos) (Fig.
1).
Métodos
Se realizaron cuatro salidas de campo durante 1997, en
las que se visitaron diferentes localidades al interior y en
la periferia del polígono de la Zona Sujeta a
Conservación Ecológica “Santuario del Manatí” de la
bahía de Chetumal, en los cuales se registraron y
recolectaron ejemplares de anfibios y reptiles. La
recolecta se realizó por métodos directos, a través de la
búsqueda intensiva en lugares usualmente utilizados por
estos organismos como son diversos cuerpos de agua,
sobre el suelo, en arbustos, árboles, epífitas, y bajo
hojarasca, rocas y troncos húmedos. Para su captura se
utilizó equipo herpetológico como ligas gruesas,
resorteras, ganchos y pinzas, o bien, se capturaron con la
mano. También se emplearon métodos indirectos como
cercos de desvío con trampas de embudo colocadas a
cada lado y a lo largo del cerco. Los cercos se ubicaron
estratégicamente junto a los cuerpos de agua, en orillas
de senderos y en lugares acordes a los hábitos de los
anfibios y los reptiles. Los cercos de desvío, con sus
respectivas trampas, fueron revisados por la mañana y
por la noche. Para la recolecta por búsqueda directa
intensiva, se hicieron recorridos diurnos, vespertinos y
nocturnos, con un esfuerzo mínimo de 2 h / 2 hombres en
cada turno. Los organismos recolectados se prepararon
de acuerdo con las técnicas de fijación y preservación
para este grupo de vertebrados (Casas-Andreu et al.
Figura 1. Cocodrilo de pantano, Crocodylus moreletii.
La población en el área de estudio, como en otras
regiones de la costa de Quintana Roo y de Belice, se
encuentra en condiciones saludables y brinda amplias
posibilidades de aprovechamiento. Foto: J. Rogelio
Cedeño-Vázquez.
149
Calderón-Mandujano et al.
La información obtenida por nosotros fue
complementada con una revisión bibliográfica y con la
integración de registros previos de especies en el área
para presentar, lo más completa posible, la lista de
especies de reptiles y anfibios de la bahía de Chetumal.
la Península de Yucatán (Galindo-Leal 2003). La
Península cuenta con un total de 182 especies de
anfibios y reptiles (Lee 1996) y, a excepción de las
endémicas, éstas tienen una distribución geográfica
amplia.
Los 76 taxa representan el 7.5 % de la
herpetofauna del país, el 37 % de las especies de la
Península de Yucatán, el 70 % de las especies de
anfibios y el 56 % de reptiles registrados para el estado
de Quintana Roo (Lee 1996); de las 76 especies, 12 son
endémicas para la Península. Debido a la relativa
homogeneidad en la vegetación y la topografía de ésta,
la herpetofauna se dispersa allí ampliamente, por lo
que hasta el momento no se han encontrado especies
exclusivas para la bahía de Chetumal. Pese a ello, se
puede afirmar que en esta área se concentra un relativo
gran número de especies, dado que la Reserva es
acuática en su mayor parte. La presencia del cocodrilo
americano (Crocodylus acutus, Cuvier 1807) y del
cocodrilo de Morelet (C. moreletii, Duméril y Bibron
1851) en la bahía de Chetumal y zonas aledañas (Fig.
2) se ha confirmado a través de diversos trabajos
(Meerman 1992, Platt 1995, Platt y Thorbjarnarson
2000a, 2000b, Cedeño-Vázquez 1999, 2002).
Riqueza de especies
Los registros de campo directos (recolectas y
observaciones) e indirectos (cantos y entrevistas)
indicaron para la bahía de Chetumal la presencia de 76
especies: 15 de anfibios (en 14 géneros y siete
familias) y 61 de reptiles (en 50 géneros y 18
familias) (Tablas 1 y 2). La Península de Yucatán no
puede considerarse particularmente rica en
herpetofauna si se compara con otras áreas de menor
extensión que presentan una alta riqueza específica.
Sólo por mencionar el caso de los anfibios, en esta
región se han registrado a la fecha 22 especies (Lee
1996), lo cual representa una baja diversidad si se
compara con las aproximadamente 109 especies que
viven en el estado de Chiapas, que comprende
aproximadamente una tercera parte de la superficie de
Tabla 1. Lista de especies de anfibios presentes en el área protegida Santuario del Manatí y su zona de influencia.
Estatus en la NOM-059: Pr= protección especial y E= endémica. Distribución (Dist.) geográfica: N= Norteamérica,
C= Centroamérica y S= Sudamérica.
Familia
Bufonidae
Hylidae
Leptodactylidae
Microhylidae
Rhinophrynidae
Plethodontidae
Ranidae
Especie
Chaunus marinus (Linnaeus, 1758)
Ollotis valliceps (Wiegmann, 1833)
Dendropsophus microcephalus (Cope, 1886)
Tlalocohyla picta (Günther, 1901)
Agalychnis callidryas (Cope, 1862)
Scinax staufferi (Cope, 1865)
Trachycephalus venulossus (Laurenti, 1768)
Smilisca baudinii (Duméril and Bibron, 1841)
Triprion petasatus (Cope, 1865)
Leptodactylus fragilis (Cope, 1877)
Leptodactylus melanonotus (Hallowell, 1861)
Hypopachus variolosus (Cope, 1866)
Rhinophrynus dorsalis Duméril and Bibron,
1841
Bolitogossa yucatana (Peters, 1882)
Lithobates brownorum (Baird, 1859)
Nombre
común
Sapo
Sapo
Ranita
Ranita
Rana verde
Rana
Rana
Rana
Rana
Sapito
Sapito
Sapito
Sapo
borracho
Salamandra
Rana
Estatus
Cuatro especies de anfibios y 32 de reptiles que se
registraron para la bahía de Chetumal están incluidos en
la Norma Oficial Mexicana (NOM-059-ECOL-2001,
llamada NOM de aquí en adelante) bajo diferentes
estatus de conservación (Tablas 1 y 2). Por ejemplo, la
población de las cuatro especies de anfibios que se
encuentran bajo protección especial está sujeta a
restricciones en su aprovechamiento, para propiciar su
Estatus
(NOM-059)
Registro
Hábito
Actividad
Dist.
geográfica
Pr
Colecta
Colecta
Colecta
Colecta
Auditivo
Auditivo
Auditivo
Colecta
Colecta
Colecta
Colecta
Colecta
Colecta
Terrestre
Terrestre
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Terrestre
Terrestre
Terrestre
Fosorial
Diurna/nocturna
Diurna/nocturna
Nocturna
Nocturna
Nocturna
Diurna/nocturna
Nocturna
Nocturna
Nocturna
Nocturna
Diurna/nocturna
Nocturna
Nocturna
N, C, S
N, C
N C, S
N, C
C
C
N, C, S
C
E
N, C, S
N, C, S
C
N,C
Pr, E
Pr
Colecta
Colecta
Arborícola
Terrestre
Nocturna
Diurna/nocturna
E
C
Pr
recuperación y conservación. Cabe destacar que los
endemismos se manifiestan por regiones geográficas y la
NOM menciona solamente a las especies endémicas
distribuidas dentro del territorio mexicano. Por esa razón,
en las Tablas 1 y 2 existen diferencias en cuanto al
número de especies endémicas registradas para la bahía
de Chetumal. Con el criterio de distribución geográfica,
12 especies que estamos registrando para la Bahía son
endémicas para la región fisiográfica de la Península
150
Herpetofauna
Tabla 2. Lista de especies de reptiles presentes en el área protegida Santuario del Manatí y su zona de influencia.
Estatus en la NOM-059: Pr= protección especial, A= amenazada, E= endémica y PE= peligro de extinción.
Distribución geográfica: N= Norteamérica, C= Centroamérica y S= Sudamérica.
Familia
Corytophanidae
Eublepahridae
Gekkonidae
Phrynosomatidae
Iguanidae
Especie
Nombre común
Basiliscus vittatus Wiegmann, 1828
Laemanctus serratus Cope, 1864
Coleonyx elegans Gray, 1845
Hemidactylus frenatus Schlegel,
1836
Sphaerodactylus glaucus Cope, 1865
Sceloporus chrysostictus Cope, 1867
Sceloporus lundelli Smith, 1939
Ctenosaura similis (Gray, 1831)
Toloque; pasa ríos
Toloque verde
Lagartija escorpión
Cuija
Iguana iguana (Linnaeus, 1758)
Polychrotidae
Scincidae
Teiidae
Thyphlopidae
Boidae
Colubridae
Anolis lemurinus (Cope, 1861)
Anolis pentaprion (Cope, 1862)
Anolis rodriguezii (Bocourt, 1873)
Anolis sagrei (Duméril & Bibron,
1837)
Anolis sericeus (Hallowell, 1856)
Plestiodon sumichrasti (Cope, 1866)
Mabuya unimarginata Cope, 1862
Scincella cherriei (Cope, 1893)
Ameiva undulata (Wiegmann, 1834)
Aspidoscelis angusticeps (Cope,
1878)
Aspidoscelis maslini (Fritts, 1969)
Typhlops microstomus (Cope, 1866)
Ramphotyphlops braminus (Daudin,
1803)
Boa constrictor (Linnaeus, 1758)
Coniophanes imperialis (Kennicott,
1859)
Coniophanes schmidti Bailey, 1937
Dipsas brevifacies (Cope, 1866)
Drymarchon melanurus Duméril,
Bibron & Duméril, 1854
Drymobius margaritiferus (Schlegel,
1837)
Ficimia publia Cope, 1866
Imantodes cenchoa (Linnaeus, 1758)
Lampropeltis triangulum (Lacép̀èd,
1789)
Leptodeira frenata Cope, 1886
Leptophis mexicanus Duméril,
Mastigodryas melanolomus (Cope,
1868)
Ninia sebae (Duméril, Bibron &
Duméril, 1854)
Oxybelis aeneus (Wagler, 1824)
Oxybelis fulgidus (Daudin, 1803)
Pseudelaphe flavirufa (Cope, 1867)
Pseustes poecilonotus (Guenther,
1858)
Scaphidontophis annulatus (Duméril,
Bibron & Duméril, 1854)
Sibon sanniola (Cope, 1866)
Spilotes pullatus (Linnaeus, 1758)
Stenorrhina freminvillei Duméril,
Tantillita lintoni (Smith, 1940)
Thamnophis proximus (Say, 1823)
Tira cola
Lagartija
Lagartija pierde gente
Iguana rayada;
garrobo
Iguana verdadera
Toloque
Toloque
Toloque
Toloquito
Estatus
(NOM-059)
Pr
A
Pr
E
A
Pr
Pr
Toloquito
Lagartija
Salamanquesa
Lagartija
Lagartija
E
Registro
Hábito
Actividad
Dist.
geográfica
Colecta
Colecta
Colecta
Visual
Arborícola
Arborícola
Terrestre
Trepador
Diurna
Diurna
Nocturna
Nocturna
N, C
N, C
N, C
N, C
Colecta
Colecta
Colecta
Visual,
Fotográfico
Visual,
Fotográfico
Colecta
Colecta
Colecta
Colecta
Arborícola
Terrestre
Arborícola
Terrestre
Diurna
Diurna
Diurna
Diurna
C
E
E
Arborícola
Diurna
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Diurna
Diurna
Diurna
Diurna
C
N, C
Colecta
Colecta
Visual
Visual
Colecta
Colecta
Arborícola
Terrestre
Terrestre
Terrestre
Terrestre
Terrestre
Diurna
Diurna
Diurna
Diurna
Diurna
Diurna
N, C
E
C
C
N, C
E
C, S
Lagartija
Culebrita
Culebrita
E
Colecta
Colecta
Colecta
Terrestre
Fosorial
Fosorial
Diurna
Diurna
Diurna
E
E
N, C
Boa
A
Colecta
Nocturna
N, C, S
Visual
Arborícola y
terrestre
Terrestre
Nocturna
N, C
Colecta
Colecta
Visual
Terrestre
Arborícola
Terrestre
Nocturna
Nocturna
Diurna
E
E
N, C, S
Visual
Terrestre
Diurna
N, C, S
Visual
Visual
Colecta
Terrestre
Arborícola
Terrestre
Nocturna
Nocturna
Diurna
N, C, S
N, C, S
Colecta
Nocturna
C
Colecta
Arborícola y
terrestre
Arborícola
Diurna
N, C
Ranera, chicotera
Visual
Arborícola
Nocturna
N, C
Falso coralillo
Colecta
Terrestre
Nocturna
N, C
Bejuquillo
Bejuquillo
Falso coralillo
Culebra ratonera
Visual
Visual
Colecta
Colecta
Arborícola
Arborícola
Arborícola
Terrestre
Diurna
Diurna
Nocturna
Diurna
N, C, S
C, S
N, C
N, C, S
Culebra añadida
Colecta
Terrestre
Diurna
N, C, S
Colecta
Colecta
Nocturna
Diurna
E
N, C, S
Colecta
Arborícola
Arborícola y
terrestre
Terrestre
Diurna
C
Colecta
Colecta
Terrestre
Semiacuática
Diurna
Diurna
N, C
C
Culebra rayada
Culebra rayada
Chupa caracoles
Cola negra
E
Pr
Ranera
Culebrita
Bejuquillo; cordelillo
Falso coralillo
Pr
A
Ranera; falsa nauyaca
Culebra ranera
Culebrita
Culebra voladora
A
E
Culebra alacranera
Culebrita
Culebra de agua
151
Pr
A
Familia
Especie
Nombre común
Elapidae
Micrurus diastema (Duméril, Bibron
& Duméril, 1854)
Agkistrodon bilineatus (Günther
1863)
Bothrops asper (Garman, 1883)
Viperidae
Cheloniidae
Dermatemydidae
Emydidae
Kinosternidae
Crocodylidae
Crotalus simus Klauber, 1952
Caretta caretta (Linnaeus, 1758)
Chelonia mydas (Linnaeus, 1758)
Eretmochelys imbricata (Linnaeus,
1766)
Dermatemys mawii Gray, 1847
Rhinoclemmys areolata (Duméril &
Bibron, 1851)
Trachemys venusta (Gray, 1855)
Kinosternon creaseri Hartweg, 1934
Kinosternon leucostomum (Duméril
& Bibron, 1851)
Kinosternon scorpioides (Linnaeus,
1766)
Staurotypus triporcatus (Wiegmann,
1828)
Crocodylus acutus Cuvier, 1807
Crocodylus moreletii Duméril &
Bibron 1851
Registro
Hábito
Actividad
Coralillo
Estatus
(NOM-059)
Pr
Colecta
Terrestre
Nocturna
Dist.
geográfica
N, C
Cantil
Pr
Colecta
Semiacuática
Diurna
N, C, S
Colecta
Terrestre
Nocturna
N, C, S
Nauyaca; cuatro
narices, barba amarilla
Víbora de cascabel
Caguama; cabezona
Trtuga blanca, verde
Tortuga carey
Pr
PE
PE
PE
Colecta
Visual
Visual
Visual
Terrestre
Acuática
Acuática
Acuática
Nocturna
Diurna/Nocturna
Diurna/Nocturna
Diurna/Nocturna
C
Tortuga blanca de río
Mojina
PE
A
Registro previo
Colecta
Acuática
Terrestre
Diurna/Nocturna
Diurna
C
C
Jicotea
Casquito o pochitoque
Pr
Pr
Colecta
Colecta
Colecta
Acuática
Semiacuática
Semiacuática
Diurna
Diurna
Diurna
N, C, S
E
C, S
Pr
Colecta
Semiacuática
Diurna
N, C, S
Tres lomos
Pr
Literatura
Acuática
Diurna
C
Cocodrilo americano
Pr
Semiacuática
Diurna/Nocturna
N, C, S
Cocodrilo de pantano
Pr
Registro
previo
Registro
previo
Semiacuática
Diurna/Nocturna
N, C
que se encuentran incluidos en el Apéndice I de la
Convención Internacional para el Comercio de
Especies Amenazadas (CITES, por su nombre en
inglés), lo que implica que el comercio internacional de
dichas espacies está prohibido. D. mawii (Fig. 3) está
catalogada como una especie con alta prioridad por la
UICN (Unión Internacional para la Conservación de la
Naturaleza / Species Survival Comisión Action / Plan
for the Conservation of Tortoises and Freshwarter
Turtles) (UICN/SSC/TFTSG 1991, en Polisar 1994).
La tortuga blanca, aparentemente, fue muy
abundante en el área de estudio en décadas anteriores;
sin embargo, debido a la sobreexplotación sus
Figura 2. Distribución de los cocodrilos, Crocodylus
acutus y C. moreletii, de acuerdo con las localidades de
registro reportadas en la literatura (Merman1992, Platt
1995, 1996, Platt y Thorbjarnarson 1997, 2000a,
2000b, Cedeño-Vázquez 2002).
de Yucatán (que incluye a México desde el este de
Chiapas, norte de Guatemala, Belice y el extremo
noroeste de Honduras), y éstas a su vez representan el 16
% de las especies registradas.
Dentro de los registros que se encuentran en
alguna categoría de amenaza destaca la presencia de dos
especies de cocodrilos y diez de tortugas. En particular,
tres especies llaman con gran énfasis la atención: la
tortuga blanca (Dermatemys mawii, Gray 1847) y dos
cocodrilos (Crocodylus acutus y C. moreletii), debido a
Figura 3. Tortuga blanca de río, Dermatemys mawii.
Debido a la sobreexplotación, sus poblaciones se
extinguieron de varias regiones de su distribución
original, y actualmente sólo se ha observado a algunos
ejemplares aislados en la zona de la bahía de Chetumal
y río Hondo. Foto: H. Bahena-Basave.
152
Herpetofauna
poblaciones se redujeron o extinguieron en varias
regiones de su distribución, que incluyen las tierras
bajas del sur de México y el Caribe, desde el centro de
Veracruz hacia el sur, a través de la porción sur de la
Península de Yucatán, Belice y norte y este de
Guatemala (Campbell 1998). Aunque es aprovechada
como alimento por los lugareños, actualmente sólo
hemos observado algunos ejemplares solitarios en la
zona de la Bahía del río Hondo, durante muestreos
nocturnos para censar cocodrilos. Se ha reportado que
se trata de una especie cuya actividad es
principalmente nocturna, lo cual la hace difícil de
observar (Campbell 1998). La información disponible
nos indica que existe demanda de su carne entre la
gente de la localidad, por lo que sus poblaciones, en
algunas partes de su distribución, se han mermado
considerablemente (R.C. Vogt com. pers., obs. pers.).
Las dos especies de cocodrilos se encuentran en la lista
de especies amenazadas de la UICN (2002), en la que
C. acutus se considera vulnerable y C. moreletii como
especie de bajo riesgo, pero dependiente de acciones de
conservación, como son: el continuar con los estudios
poblacionales de la especie y evaluar la calidad de su
hábitat (Ross 1996). En la NOM-059, ambas se
encuentran sujetas a Protección Especial, con el fin de
fortalecer las medidas de protección dictadas en los
ordenamientos relativos a la pesca responsable en el
país, así como por los múltiples tratados
internacionales de protección que México ha firmado
en la materia (Tabla 2).
Figura 4. Tripion petasatus, rana exclusiva (endémica)
de la península de Yucatán. Habita la zona de la bahía
de Chetumal y está sujeta a protección especial en la
NOM-059-ECOL-2001. Foto: H. Bahena-Basave
(Tablas 1 y 2) (Lee 1980, 1996; Calderón-Mandujano
et al. 2005).
En cuanto al hábitat que ocupan: seis especies
de anfibios son terrestres, ocho son arborícolas y una es
fosorial (de hábitos subterráneos). En el caso de los
reptiles, 17 son arborícolas, 22 terrestres, 7 de hábitos
semiacuáticos, dos fosoriales, tres acuáticos y dos de
ellos no ocupan un tipo específico de hábitat. En cuanto a
su tiempo de actividad, todos los anfibios están activos
durante la noche, mientras que 37 especies de reptiles
realizan sus actividades durante el día y 14 durante la
noche; los cocodrilos son más activos durante la noche,
pero es frecuente observarlos tomando el sol sobre el
suelo y troncos caídos en los márgenes de algunos
cuerpos de agua.
Afinidad geográfica de las especies
La distribución de la herpetofauna en la bahía de
Chetumal presenta diferentes orígenes geográficos. Por
un lado se encuentran las especies típicas de la porción
norte de la Península, las cuales son endémicas a la
misma y entre las que se encuentran dos de anfibios
(Fig. 4) y 10 de reptiles (Tablas 1 y 2; ejemplos Fig. 5).
Por otro lado se encuentran las especies con ámbito de
distribución un poco más extenso; son aquellas que se
originaron como resultado del efecto de la zona de
transición entres las zonas neártica y neotropical, su
distribución abarca principalmente Centroamérica y
entre ellas se encuentran cuatro anfibios y 11 reptiles.
Luego están las especies cuya distribución proviene o
se extiende a partir de la zona neotropical, incluyendo
Centroamérica y Sudamérica y entre las que se
encuentran tres especies de reptiles. En contraparte se
encuentran aquellas especies de origen aparentemente
neártico, cuya distribución se halla hasta
Centroamérica y en la que se encuentra la mayoría de
especies registradas en este estudio: tres anfibios y 16
reptiles. Finalmente están aquellas especies cuyo
ámbito de distribución es más amplio y se encuentran
distribuidas tanto en Norte, Centro y Sudamérica
Uso del medio físico
Los tipos de asociaciones vegetales que se presentan en
la bahía de Chetumal son de vital importancia para la
conservación de las especies. El ejemplo más claro de
ello es el mangle rojo (Rhizophora mangle), hábitat
principal de los cocodrilos, donde desarrollan la mayor
parte de sus actividades reproductivas (cortejo, anidación
y crianza). La selva baja inundable, la selva mediana y la
sabana son, al igual, refugio y sitios de crianza del resto
de las especies de anfibios y reptiles. De acuerdo a sus
hábitos, la mayoría de las especies se encuentra más
relacionada con el medio terrestre para llevar a cabo
alguna o la mayor parte de su desarrollo. Por ejemplo,
casi todas las especies de anfibios depositan sus huevos
en estanques temporales que se forman en tierra firme,
durante las lluvias; de hecho, ninguno de los taxa
registrados deposita sus huevos o da a luz a sus crías en
el agua: todos ellos lo hacen en tierra firme.
,
153
Figura 5. Los reptiles Kinosternon creaseri (A) y Sceloporus lundelli (B) son endémicos de la península de
Yucatán, mientras que la víbora de cascabel tropical Crotalus simus (C) está sujeta a protección especial. Fotos: H.
Bahena-Basave.
Uso del medio físico
Los tipos de asociaciones vegetales que se presentan en
la bahía de Chetumal son de vital importancia para la
conservación de las especies. El ejemplo más claro de
ello es el mangle rojo (Rhizophora mangle), hábitat
principal de los cocodrilos, donde desarrollan la mayor
parte de sus actividades reproductivas (cortejo, anidación
y crianza). La selva baja inundable, la selva mediana y la
sabana son, al igual, refugio y sitios de crianza del resto
de las especies de anfibios y reptiles. De acuerdo a sus
hábitos, la mayoría de las especies se encuentra más
relacionada con el medio terrestre para llevar a cabo
alguna o la mayor parte de su desarrollo. Por ejemplo,
casi todas las especies de anfibios depositan sus huevos
en estanques temporales que se forman en tierra firme,
durante las lluvias; de hecho, ninguno de los taxa
registrados deposita sus huevos o da a luz a sus crías en
el agua: todos ellos lo hacen en tierra firme.
La mayoría de las especies se encuentra en la
zona riparia o terrestre, una buena cantidad de ellas se
encuentra actualmente en áreas que han sido
recientemente destinadas para uso urbano. Tal es el caso
de la ciudad de Chetumal y del poblado de Calderitas,
donde se registraron de manera exclusiva 16 especies en
la zona urbana de ambos sitios. Esto es consecuencia, en
parte, del acelerado crecimiento de la mancha urbana y
del estrecho contacto con zonas selváticas de la periferia.
Importancia económica
Algunas de las especies presentes en la zona pueden ser
consideradas como potenciales para llevar a cabo algún
tipo de aprovechamiento que genere cierta derrama
económica (Calderón-Mandujano y Cedeño-Vázquez
2002). Se sabe que la piel de los cocodrilos y la carne de
las tortugas son y han sido utilizadas en diferentes
magnitudes (Viveros-León 1996), tanto para
autoconsumo como para comercio local.
En el área de estudio existe una rana
(Lithobates brownorum) y varios reptiles con
importancia económica, como alimento y para
aprovechar su piel en la industria peletera. En el caso
particular de L. brownorum no se sabe que se le
consuma como ocurre en otros lugares de la Península de
Yucatán (Cedeño-Vázquez et al. 2006), pero hay
evidencia de que los cocodrilos, varias tortugas
(casquitos, mojina, jicotea y blanca) e incluso serpientes
154
Herpetofauna
como la boa y la cascabel son aprovechados en forma
clandestina por los habitantes locales como alimento,
ornato y medicina (Calderón-Mandujano y CedeñoVázquez 2002).
en poblaciones pequeñas (Platt y Thorbjarnarson
2000a).
Amenazas
La principal amenaza a la que se encuentra expuesta la
herpetofauna de la bahía de Chetumal es consecuencia de
las actividades humanas. La contaminación de los
cuerpos de agua (ver el capítulo respectivo en este libro)
afecta en gran medida a la herpetofauna de hábitos
acuáticos o semiacuáticos como los anfibios, la tortuga
blanca y los cocodrilos. La exposición a ambientes
contaminados, particularmente de pesticidas, podría
representar una amenaza en el largo plazo para la
viabilidad de huevos y sobrevivencia de crías en zonas
agrícolas. En la parte norte de Belice, por ejemplo, se
detectaron altos niveles de pesticidas organoclorados
en huevos de C. moreletii (Rainwater et al. 1998, Wu
et al. 2000). El río Hondo, que drena sus aguas en la
Bahía, se encuentra bordeado por extensas áreas de
cultivo, principalmente de caña de azúcar y esto puede
explicar la presencia, aunque en bajas concentraciones,
de pesticidas organoclorados, hidrocarburos y metales
pesados en los sedimentos y aguas de Bahía Chetumal
(Álvarez 2001), así como de los pesticidas
organoclorados que han sido encontrados en el tejido
de mejillones que habitan este cuerpo de agua
(Medina-Martín 2002).
Por otro lado, el crecimiento urbano y las
demandas de terreno deforestado que esto trae consigo
provocan la fragmentación y la pérdida del hábitat
natural de las especies; lo cual hace que algunos
organismos mueran por causa directa de esas alteraciones
o que, durante sus desplazamientos hacia otros sitos,
mueran directamente por la mano del hombre o,
indirectamente, debido a las carreteras, maquinaria,
autos, mascotas (perros, gatos), etcétera.
Asimismo, el consumo de algunas especies de
importancia económica podría estar impactando
negativamente sus poblaciones, principalmente las de las
especies que se encuentran en alguna categoría de riesgo.
En términos de impedimentos para su
conservación, los cocodrilos enfrentan una mortalidad
ocasional directa al ser vistos, en algunas localidades,
como un peligro para los humanos; sin embargo, C.
acutus enfrenta aún mayores amenazas si
consideramos el posible desarrollo turístico sobre su
hábitat de anidación en las playas arenosas (Platt y
Thorbjarnarson 2000a, Cedeño-Vázquez 2002).
Además, existe una muerte incidental por ahogamiento
en redes de pesca y, aunque resulta difícil evaluar el
efecto de esta fuente de mortalidad, la pérdida incluso
de pocos individuos, especialmente hembras adultas,
puede repercutir significativamente en forma negativa
La bahía de Chetumal forma parte importante de las
áreas marinas e hidrológicas prioritarias de México,
precisamente por su valor biológico en conjunto.
Actualmente, el conocimiento que se tiene de la
herpetofauna de la región resulta de trabajos de
investigación que comenzaron en la década pasada. Sin
poder comparar estos resultados con trabajos
anteriores, ahora nos enfrentamos a una degradación de
los ambientes que ocupan las diferentes especies de
anfibios y reptiles. El dragado de la Bahía, la
deforestación y la agricultura intensiva con el uso de
agroquímicos están deteriorando los parámetros
ambientales necesarios para los procesos de vida de las
especies de anfibios y reptiles que se encuentran en la
zona. La basura y las descargas de aguas negras
también modifican su entorno.
La información disponible nos indica una
elevada riqueza de especies para la zona del santuario;
sin embargo, carecemos de información sobre la
biología y ecología de muchas de las especies que se
han encontrado. Se sabe de manera general que algunas
poblaciones de tortugas están seriamente amenazadas
(por ejemplo, D. mawii), y que la tendencia en sus
poblaciones es hacia la pérdida de éstas como recurso;
pero de manera local no se tiene un conocimiento de la
dinámica poblacional. Empero, con fundamento en
estudios recientes, concluimos que la población de C.
moreletii, tanto en el área de estudio como en otras
regiones de la costa de Quintana Roo (Reserva de la
Biosfera Sian Kaán: Lazcano-Barrero 1990, MeredizAlonso 1999, Domínguez-Laso 2002) y de Belice
(Platt y Thorbjarnarson 2000b), aún se encuentra en
condiciones saludables y brinda amplias posibilidades
de aprovechamiento comercial de manera sustentable
(Merediz-Alonso 1999). En contraparte, la situación de
C. acutus es poco alentadora porque los bajos números
en su población indican una recuperación mucho más
lenta comparada con la de C. moreletii. Aunque los
efectos aún se desconocen, la exposición prolongada a
contaminantes podría impactar negativamente a las
poblaciones de los organismos acuáticos (Álvarez
2001) incluyendo a los cocodrilos, como ha sido
documentado en una población reducida de Alligator
mississippiensis en Florida, USA (Woodward et al.
1993, Guillette et al. 1994). Afortunadamente, los
testimonios de lugareños de diferentes zonas de
Quintana Roo hacen suponer una recuperación de los
cocodrilos en los últimos años, probablemente como
resultado de la veda permanente para su caza. En
algunos casos incluso se perciben como una amenaza
Conclusiones
155
tanto para el hombre como para sus animales
domésticos y se sabe de algunos ataques a personas en
la zona turística de Cancún (Lazcano-Barrero 1996,
1999). Por ello, para determinar su estado actual es
necesario continuar los estudios poblacionales con el
propósito de establecer estrategias para su adecuado
manejo y conservación en el largo plazo.
Campbell, J.A. 1998. Amphibians and reptiles of
northern Guatemala, the Yucatan, and Belize.
Oklahoma: Univ. Oklahoma Press.
Calderón-Mandujano, R., H. Bahena-Basave y S.
Calmé. 2005. Guía de anfibios y reptiles de la
Reserva de la Biosfera Sian Ka’an y zonas aledañas.
Quintana Roo, México: COMPACT.
Calderón-Mandujano, R. R. y J. R. Cedeño-Vázquez.
2002. Anfibios y reptiles del Santuario del Manatí,
Bahía de Chetumal, Quintana Roo, México. In
influencia, ed. F. J. Rosado-May, R. Romero-Mayo y
A. De Jesús-Navarrete, 101-106. Chetumal, Quintana
Roo: Universidad de Quintana Roo.
Casas-Andreu, G. 1993. Los Cocodrilos en México.
Nozootros (Publicación de la Asociación de
Zoológicos, Criaderos y Acuarios de la República
Mexicana) Boletín 3:9-10.
Casas-Andreu, G. 1995. Los cocodrilos de México
como recurso natural; presente, pasado y futuro. Rev.
Soc. Mex. Hist. Nat. 46:153-162.
Casas-Andreu, G., G. L. Valenzuela y A. RamírezBautista. 1991. Como hacer una colección de
Anfibios y Reptiles. Cuadernos Inst. Biol. UNAM
10:1-68.
Cedeño-Vázquez, J. R. 1999. Preliminary records of
Crocodylus acutus and Crocodylus moreletii on
Bahia de Chetumal, Quintana Roo, Mexico.
Crocodile Specialist Group Newsletter 18:13.
Cedeño-Vázquez, J. R. 2002. Estado de Conservación
de Crocodylus acutus y Crocodylus moreletii en el
Río Hondo, Bahía de Chetumal, y áreas anexas,
Quintana Roo, México. Tesis de Maestría. El
Colegio de la Frontera Sur.
Cedeño-Vázquez, J.R., R. Calderón-Mandujano y C.
Pozo. 2006. Anfibios de la Región de Calakmul,
Campeche,
México.
México:
CONABIO/CONANP/PNUD-GEF/SHM A.C.
Domínguez-Laso, J. 2002. Análisis poblacional de
Crocodylus acutus (Cuvier, 1807) y Crocodylus
moreletii (Duméril, 1851) en el sistema lagunar
norte de la Reserva de la Biosfera Sian Kaán,
Quintana Roo, México. Tesis de Licenciatura en
Biología, Universidad Autónoma Metropolitana,
Unidad Xochimilco.
Duellman, W. E. 1965. Amphibian and reptiles from
the Yucatan Peninsula, Mexico. Topeka, Kansas:
Press Harry (Bud).
Flores-Villela, O. 1993. Herpetofauna Mexicana. Lista
anotada de las especies de anfibios y reptiles de
México, cambios taxonómicos recientes y nuevas
especies. Pittsburg: Carnegie Museum of Natural
History.
Recomendaciones
1. Establecer programas de monitoreo, tanto de las
poblaciones de especies clave de anfibios y reptiles
como de la calidad del agua de este sistema costero.
La participación continua en proyectos de mediano
y largo plazo, como en el proyecto MAYAMON,
permitirá determinar si existe una tendencia en la
disminución de individuos de las poblaciones de
algunas especies de anfibios, y así estas especies
serán posibles indicadoras de perturbación en el
medio; también se deben determinar las posibles
causas (naturales o antropogénicas) de su
disminución poblacional.
2. Evaluar la disponibilidad de hábitats de anidación
para C. acutus y D. mawii, y documentar su
ecología reproductiva (número de nidos, tamaño de
puesta, porcentaje de fertilidad, éxito de eclosión y
proporción de sexos).
3. Establecer programas de educación ambiental con
los pescadores y habitantes de las comunidades
aledañas, para informar y sensibilizar a la población
acerca de la importancia ecológica y económica de
la herpetofauna.
4. Orientar y asesorar a pobladores locales sobre las
alternativas de aprovechamiento sostenible de los
cocodrilos y otras especies de reptiles de
importancia económica como algunas tortugas, de
acuerdo con lo establecido por las leyes ambientales
vigentes.
Literatura citada
Álvarez, T. 2001. Estudios sobre contaminación en la
Bahía de Chetumal realizados por CIQRO y El
Colegio de la Frontera Sur 1993- 2000. Avacient
30:30–38.
Arrigoni, J. E. 2003. An evaluation of amphibian
monitoring approaches in the Maya forest. M. Sc.
thesis, New York: State University of New York,
Syracuse.
Bayliss, P. 1987. Survey methods and monitoring
within crocodile management programmes. In
Wildlife Management: Crocodiles and Alligators, ed.
G. J. W. Webb, S. C. Manolis y P. J. Whitehead,
157–175. Sydney, Australia: Surrey Beaty & Sons.
156
Herpetofauna
Flores-Villela, O. y L. Canseco-Márquez. 2004.
Nuevas especies y cambios taxonómicos para la
herpetofauna de México. Acta Zool. Mex. 20:115144.
Flores-Villela, O. y P. Gerez. 1994. Biodiversidad y
conservación en México: vertebrados, vegetación y
uso del suelo. Segunda edición. México D.F.:
CONABIO-UNAM.
Frost, D. R., T. Grant, J. Faivovich, R. H. Bain, A.
Haas, C. F. B. Haddad, R. O. de Sa´, A. Channing,
M. Wilkinson, S. C. Donnellan, C. J. Raxworthy, J.
A. Campbell, B. L. Blotto, P. Moler, R. C. Drewes,
R. A. Nussbaum, J.D. Lynch, D. M. Green y W. C.
Wheeler. 2006. The amphibian tree of life. Bull. Am.
Mus. Nat. Hist. 297:1-370.
Galindo-Leal, C. 2003. De dos mundos, las ranas,
sapos y salamandras de la Península de Yucatán,
México / Of two worlds, the Frogs, toads and
salamanders of the Yucatan Peninsula, Mexico.
U.S.A.: Pangaea Publ.
Groombridge, B. 1987. The distribution and status of
the world crocodilians. En Wildlife management:
crocodiles and alligators, ed. G. J. W. Webb, S. C.
Manolis, P. J. Whitehead, 9–21. Sidney, Australia:
Surrey Beatty and Sons.
Guillette, L. J., T. S. Gross, G. R. Masson, J. M.
Matter, H. F. Percival y A. R. Woodward. 1994.
Developmental abnormalities of the gonad and
abnormal sex hormone concentrations in juvenile
alligators from contaminated and control lakes in
Florida. Environ. Health Persp. 102:68–688.
IUCN. 2002. Red list of threatened species.
http://www.iucnredlist.org/
King, F. W., J. Hutton, C. Manolis, J. Miller, D.
Jelden, K. McNamara, M. Rodríguez, J. P. Ross, K.
Saalfeld, A. Velasco, G. J. W. Webb y A.
Woodward. 1994. Guidelines on monitoring
crocodilian populations. Proc. 2nd Regional Meeting
(Eastern Asia, Oceania and Australasia) of
Crocodile Specialist Group, IUCN:1–3.
Köhler, G. 2003. Reptiles de Centroamérica.
Alemania: Herpeton Verlag Elke Köler.
Lazcano-Barrero, M. A. 1990. Conservación de
Cocodrilos en Sian Kaán. Amigos de Sian Kaán,
Boletín 6:8–10.
Lazcano-Barrero, M. A. 1996. Crocodile attacks in
Cancun (Mexico). Crocodile Specialist Group
Newsletter 15(4):18-19.
Lazcano-Barrero, M. A. 1999. Mixed news for Cancun
crocs. Crocodile Specialist Group Newsletter 18
(3):13
Lee, J.C. 1980. An ecogeografic analysis of the
herpetofauna of the Yucatan Peninsula. Lawrence,
Kansas: University of Kansas.
Lee, J.C. 1996. The amphibians and reptiles of the
Yucatan Peninsula. London: Comstock Assoc.
Meerman, J. C. 1992. The status of crocodiles in the
eastern Corozal district. Occasional Papers of the
Belize Nat. Hist. Soc. 1:1–14.
Medina-Martín, D. A. 2002. Mytilopsis sallei y
Brachidontes exustus como bioindicadores de
contaminación por plaguicidas organoclorados en la
Bahía de Chetumal, Q. Roo. Tesis de Licenciatura en
Biología. Instituto Tecnológico de Chetumal.
Merediz-Alonso, G. 1996. Los cocodrilos en Quintana
Roo. Amigos de Sian Kaán, Boletín 16:14-17.
Merediz-Alonso, G. 1999. Ecology, sustainable use by
local people, and conservation of Morelet´s
crocodile (Crocodylus moreletii) in Sian Kaán
Biosphere Reserve, Quintana Roo, Mexico. M. Sc.
thesis, State University of New York, Syracuse, N.Y.
Meyer, J.R. 1999. The Maya forest anuran monitoring
project: A tri-national effort. Froglog No. 35.
http://www2.open.ac.uk./biology/froglog/FROGLO
G 35-4.html.
Norma Oficial Mexicana, NOM-059-ECOL-2001.
Protección ambiental.-Especies nativas de México de
flora y fauna silvestres. Categorías de riesgo y
especificaciones para su inclusión, exclusión o
cambio.
Lista
de
especies
en
riesgo.
www.ine.gob.mx/ueajei/norma59a.html
Olivera-Gómez, A. Y. 1996. Modelo de ordenamiento
ecológico de la zona sur de la Península de Xcalak,
Quintana Roo. Tesis de Maestría. El Colegio de la
Frontera Sur.
Platt, S. G. 1995. An American crocodile (Crocodylus
acutus) Survey of the proposed Bacalar Chico
National Park, Ambergris Cay, Belize. Report to
International Tropical Conservation Foundation and
UNDP/Coastal Zone Management Unit, Belize: 115.
Platt, S. G. 1996. The ecology and status of Morelet´s
crocodile in Belize. Tesis doctorado, Clemson
University, Clemson, South Carolina, USA.
Platt, S. G. y J. B. Thorbjarnarson. 1997. Status and
life history of the American crocodile in Belize.
Report to United Nations Development Program,
Global Environment Facility, Belmopan, Belize.
Belize Coastal Zone Management Project
BZE/92/G31: 1-165.
Platt, S. G. y J. B. Thorbjarnarson. 2000a. Status and
conservation of the American Crocodile, Crocodylus
acutus, in Belize. Biol. Conserv. 96:13–20.
Platt, S. G. y J. B. Thorbjarnarson. 2000b. Population
status and conservation of Morelet´s crocodile,
Crocodylus moreletii, in northern Belize. Biol.
Conserv. 96:21–29.
Platt, S. G., J. B. Thorbjarnarson y T. R. Rainwater.
157
1999. Distribution of Morelet´s crocodile
(Crocodylus moreletii) in Southern Belize.
Southwest. Nat. 44:395–398.
Polisar, J. 1994. New legislation for protection and
management of Dermatemys mawii in Belize,
Central America. Herpetol. Rev. 25(2):47-49
Rainwater, T. R., S. G. Platt y S. T. McMurry. 1998. A
population study of Morelet´s crocodile (Crocodylus
moreletii) in the New River Watershed of northern
Belize. Crocodiles: Proc. 14th Working Meeting of
Crocodile Specialist Group, IUCN: 206–220.
Ross, J. P. 1996. Application of the new IUCN criteria
to crocodilian status evaluation. Crocodiles: Proc.
13th Working Meeting of Crocodile Specialist
Group. IUCN: 149–504.
Thorbjarnarson, J. 2005. Trip report Guatemala 2-11
February 2005. WCS Crocodile Conservation
Program Report. Gainesville, Florida: 1-11.
Viveros-León, P. 1996. Uso tradicional y estatus de la
tortuga blanca de río (Dermatemys mawii) en el
complejo lagunar Guerrero, Quintana Roo. México.
Tesis de maestría. El Colegio de la Frontera Sur.
Woodward, A. R., H. F. Percival, M. L. Jennings y C.
T. Moore. 1993. Low clutch viability of American
alligators on Lake Apopka. Florida Scientist 56:52–
63.
Wu, T. H., T. R. Rainwater, S. G. Platt, S. T. McMurry
y T. A. Anderson. 2000. Organochlorine
contaminants in Morelet´s crocodile eggs from
Belize. Chemosphere 40:671–678.
158
18
Aves: distribución y pautas
para investigación en conservación
J.L. RANGEL-SALAZAR 1,2 (✉ ), P.L. ENRÍQUEZ-ROCHA1,3 Y J. CORREA-SANDOVAL4
1
El Colegio de la Frontera Sur. Unidad San Cristóbal de las Casas. Carretera Panamericana y Periférico Sur,
29290 San Cristóbal de las Casas, Chiapas, México. jlrangel@ecosur.mx
2
Centre for Applied Conservation Research, Forest Sciences Centre, The University of British Columbia, 30412424 Main Mall, Vancouver, BC, V6T 1Z4, Canada
3
Animal Science Department, Faculty of Land and Food Systems, The University of British Columbia (UBC), 2702357 Main Mall, Vancouver, BC, Canada V6T1Z4
4
El Colegio de la Frontera Sur, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Rôo 77900, México
Resumen
Presentamos la lista potencial de especies de aves en la región de la bahía de Chetumal,
Quintana Roo, examinamos su distribución a nivel de región biogeográfica así como sus
características, y proponemos pautas de investigación para su conservación. Listamos un
total de 395 especies de aves potenciales para la región; un tercio de éstas migra a
ambientes templados para reproducirse y 71 especies presentan distribución restringida a
una o dos subregiones neotropicales. Treinta y tres especies son altamente sensibles a
disturbios ambientales provocados por las actividades humanas, y casi la mitad (181
especies) son consideradas de baja sensibilidad. Cuarenta y dos especies se encuentran en
alguna categoría de riesgo: ocho en condición crítica de extinción, ocho amenazadas y 29
en protección especial. Cuatro especies (Crax rubra, Meleagris ocellata, Campylopterus
curvipennis y Tolmomyias sulphurescens) se registraron como prioritarias para su
investigación y conservación. La reducción y transformación del hábitat, así como la
cacería y el tráfico de aves son actividades que podrían estar modificando la distribución y
la abundancia de las especies en la región. Recomendamos explorar aproximaciones
mecanísticas, demográficas y de densidad en las poblaciones de aves de la región, para
entender la variación en los rasgos de historia de vida, características demográficas y
procesos denso-dependientes que limitan a estas poblaciones.
Abstract
We present a checklist of bird species, explore their distribution through biogeographic
regions, and derive measures for research and their conservation in the region of Chetumal
Bay, Quintana Roo. We list a total of 395 bird species. Seventy-one species are limited in
their distribution to only one or two sub-regions within the Neotropical zoogeographic
region. Almost a third of the species migrate to temperate habitats of North America to
breed. Thirty-three species are highly sensitive to environmental disturbance by human
actions, and almost half of the species (181) are considered of low sensitivity. Eight
species are listed in peril, eight as endangered and twenty-nine as in special concern
within the Mexican bird list. Four species (Crax rubra, Meleagris ocellata,
Campylopterus curvipennis, and Tolmomyias sulphurescens) were identified being of high
priority for research and conservation actions. The loss and degradation of bird habitats by
human activities, as well as hunting and illegal trade, are identified as the main threats for
conservation of the species in the region. We propose to explore mechanistic,
demographic and density approaches to understand the variation in life-history traits,
demographic processes and density-dependent factors that limit populations.
ECOSUR, 2009
Rangel-Salazar et al.
Introducción
Los ecosistemas naturales se están reduciendo en
calidad y tamaño a nivel mundial. Como resultado, su
estructura, composición y mecanismos están siendo
progresivamente alterados (Norris y Pain 2002). Los
ecosistemas costeros se encuentran entre los más
complejos y de gran valor ecológico a nivel mundial,
ya que mantienen una gran diversidad biológica
(Ramsar Convention 1996). Estos ecosistemas
representan importantes sitios de conservación porque
sus elementos y su dinámica son fundamentales en el
mantenimiento de esta diversidad a nivel regional y
global. Sin embargo, estos ecosistemas están siendo
intensamente modificados por actividades humanas,
debido a que la mayor parte de la población habita en
la línea de costa (Salazar-Vallejo y González 1993,
Bissonette y Krausman 1995, World Resource Institute
2000). En estas circunstancias, entender los efectos de
estas modificaciones a través de las distintas escalas
(e.g., taxonómica, espacial y temporal) es fundamental
para predecir los efectos de nuestras actividades en la
naturaleza (Norris 2004, Carter et al. 2006).
Para entender los procesos de alteración
ambiental por las actividades humanas, es importante
considerar que las especies que se encuentran en una
región no necesariamente ocurren homogéneamente en
todas las localidades que la conforman (Gaston y
Blackburn 2002, Newton 2003). Esto indicaría que los
efectos de las actividades humanas varían respecto a las
especies y al ambiente. Por ejemplo, aunque las aves
son organismos altamente móviles, lo cual les permite
accesar a casi todos los ambientes, ninguna especie
ocupa todas las condiciones ambientales que
conforman una región (Newton 1997, Sibley 2001).
Esto es particularmente importante cuando las regiones
están formadas por unidades ambientales altamente
contrastantes, pero a su vez conectadas e
interdependientes. Los organismos que habitan estos
ambientes responden a este contraste, como es el caso
de las aves en ecosistemas costeros (Keddy 2000). Por
tal motivo, las acciones de manejo y conservación
deberán estar limitadas a una determinada región en
respuesta a su variación ambiental y características
particulares. Estas características no sólo deberán
incluir la variación en la historia natural y rasgos de
historia de vida de las especies (Newton 1998),
aspectos fundamentales de la diversidad biológica, sino
también los tipos de impactos de las actividades
humanas y sus consecuentes alteraciones en los
componentes bióticos y abióticos (Sæther y Engen
2003).
Los ecosistemas costeros tropicales son
altamente diversos debido a la variedad de ambientes
que los conforman (i.e., heterogeneidad espacial;
Bissonette y Krausman 1995, Keddy 2000). Estos
ambientes van desde terrestres (e.g., bosques), lacustres
(e.g., ciénegas), hasta marinos (e.g., arrecifes de coral);
su conectividad e interdependencia hace que los
impactos de las acciones humanas en uno de ellos
afecten y alteren a los otros, sean éstos colindantes o
distantes. La región de la bahía de Chetumal es rica en
especies de aves, debido a la diversidad de ecosistemas
que la constituyen, tales como selvas, selvas
inundables, humedales y lagunas costeras, así como
ambientes estuarinos y marinos. Cada uno de estos
ecosistemas a su vez varía en estructura y dinámica, lo
que permite composiciones y estructuras diferentes de
(meta-) comunidades de aves (Correa y César 1999).
Los trabajos clásicos de avifauna de la
Península de Yucatán (Griscom 1926, Paynter 1955) se
refieren a la región de la bahía de Chetumal de manera
general. Los antecedentes de trabajos específicos en el
área son escasos y en su mayoría recientes. Estos
últimos consisten en listados de aves, y en algunos
casos incluyen comentarios limitados sobre las especies
(e.g., Pozo et al. 1991, Escobedo et al. 2002). Un
esfuerzo diferente debe realizarse para poder identificar
prioridades de investigación en la región que permitan
establecer estrategias adecuadas de manejo y
conservación (e.g., Rangel-Salazar et al. 2005).
En este capítulo: 1) presentamos la lista de las
especies de aves potenciales para la región de la bahía
de Chetumal y hacemos énfasis en las especies
registradas en ella, 2) examinamos la distribución de
esas especies a nivel de región biogeográfica y sus
características, y 3) identificamos y proponemos
estrategias de investigación y conservación para la
región. Si bien nuestra lista incluye a las especies
potencialmente encontradas en la región, nuestro
análisis de registros se limita al norte-oeste, desde el
Campo Experimental San Felipe Bacalar del INIFAP,
hacia el norte y hasta el Cafetal; al este, hasta la línea
de costa del Mar Caribe; y al sur, en el canal de Bacalar
Chico. Incluimos comentarios sobre algunos grupos de
aves por su importancia regional, así como sobre los
impactos potenciales de activiades antropogénicas que
involucran a estos grupos de aves.
Métodos
Elaboramos una lista potencial de las especies de aves
para la región de la bahía de Chetumal, basándonos en
reportes de distribución de la región Neotropical (Stotz
et al. 1996) y reportes nacionales (e.g., Howell y Webb
1995). Realizamos una revisión bibliográfica y una
búsqueda de reportes regionales en las instituciones de
enseñanza e investigación de la región (e.g., Instituto
Tecnológico de Chetumal). También revisamos las
listas de especies de aves a nivel local y actualizamos
160
Aves
la nomenclatura de acuerdo a la American
Ornithologists’ Union (AOU 1998). Como indicador de
la distribución geográfica de las especies de aves de la
bahía de Chetumal hacia el interior de la región
Neotropical,
utilizamos
las
22
subregiones
zoogeográficas propuestas por Stotz et al. (1996).
Para las especies que se distribuyen en la
región Neotropical, seguimos a Stotz et al. (1996),
quienes proponen gradientes o niveles de sensibilidad a
cambios ambientales o disturbios provocados por las
actividades humanas. Las categorías de sensibilidad
fueron: 1= alta (A), 2= mediana (M) y 3= baja (B); de
prioridades de investigación: 1= alta, 2= media, 3=
baja; y de prioridades de conservación de las especies:
1= urgente, 2= alta, 3= media, 4= baja. Aunque la
sensibilidad, grado de amenaza y las prioridades de
investigación de las especies son localmente
dependientes, incluimos también su estado de
conservación según la Norma Oficial Mexicana NOM059-ECOL-2002 (Diario Oficial de la Federación
2002) (llamada de aquí en adelante como NOM) para
identificar aquellas especies consideradas en alguna
categoría de riesgo para el país. La NOM considera 3
niveles: en peligro de extinción, amenazadas y en
protección especial.
Pocos han sido los reportes avifaunísticos que
incluyen o hayan sido realizados en la región de la
bahía de Chetumal. Del trabajo de Chávez-León
(1988), para todo Quintana Roo, seleccionamos
aquellas especies de aves mencionadas para las
localidades aledañas a la región de la bahía de
Chetumal (n = 143). De esta lista sólo consideramos
140 especies, debido a sus asociaciones de hábitat y
áreas de distribución geográfica; tres especies no
reunieron estas características. Pozo et al. (1991)
también proporcionaron localidades de muestreo
durante su estudio en la parte sur de Quintana Roo; de
esa lista sólo consideramos 79 especies registradas
dentro del área de la bahía de Chetumal. Hacia el
interior de la región, Manzanero (1997) realizó su
investigación en una localidad vecina a Chetumal y
reportó 99 especies. De la misma forma, Chablé et al.
(2002) reportaron 64 especies para la zona
arqueológica de Oxtankah, de las cuales sólo
consideramos 62, cuyos registros se localizan en el área
de distribución. Dentro de los estudios para la
elaboración del Plan de Manejo del Santuario del
Manatí, Escobedo et al. (2002) registraron 94 especies
de aves. En una guía de aves para el zoológico de
Chetumal, Quiñonez (2003) mencionó 30 especies de
aves. Con esta información se construyó la lista
potencial de especies de aves para la región de la bahía
de Chetumal (Tabla 1).
Un total de 395 especies potenciales de aves puede
encontrarse en la región de la bahía de Chetumal, en
base a su área de distribución geográfica y a los
ambientes en los que ocurren (Tabla 1). Estas especies
fueron repartidas en 247 géneros, 62 familias y 19
órdenes. El 32 % (n= 126 especies) de ellas se
distribuye en la región Tropical de América, y migran
para reproducirse en ambientes templados de
Norteamérica (Rappole 1995).
Las especies de aves, en su mayoría,
presentaron una distribución restringida, mientras que
pocas especies presentaron una amplia distribución en
las subregiones zoogeográficas (n= 22; Fig. 1a). El 82
% (n = 253) de las especies de aves se distribuyó en
diez o menos subregiones y, de ellas, el 41 % (n = 127)
Figura 1. a) Número de especies de aves de la bahía de
Chetumal, distribuidas a lo largo de 22 subregiones
zoogeográficas de la región Neotropical (Stotz et al.
1996). b) Acumulación del número de especies de aves
en la bahía de Chetumal a través de las 22 subregiones
zoogeográficas [y= 105.75 In (x) - 7.4; R2= 0.95, F1,20=
124.6, p < 0.001]. El número de especies incluye sólo
las 308 consideradas por Stotz et al. (1996), de las 395
especies potenciales para la región de la bahía de
Chetumal (Tabla 1). Notar que la escala de los ejes del
número de especies varía de acuerdo al factor.
161
presentó una distribución espacial limitada a cinco o
menos subregiones. La mayor cantidad (n= 71, 23 %)
de especies presentó una distribución limitada a sólo
una (n= 30, 10 %) o dos (n= 41, 13 %) subregiones
(Fig. 1b). Esta información sugiere que es necesario
poner mayor atención en las especies con distribución
geográfica restringida, si consideramos que una
restricción geográfica podría responder a limitaciones
ecológico-evolutivas (Gaston y Blackburn 2000,
Newton 2003, pero ver Newton 1997).
Por otro lado, de 378 especies de aves
consideradas por Stotz et al. (1996) para la bahía de
Chetumal, 33 (8 %) son altamente sensibles a cambios
o disturbios ambientales provocados por las actividades
humanas, mientras que casi la mitad (48 %, n =181)
son consideradas de baja sensibilidad (Fig. 2a). Con
respecto a la prioridad de conservación, tres especies
(Crax rubra, Meleagris ocellata y Campylopterus
curvipennis) presentaron una prioridad alta para su
conservación, y el 90 % (n= 271) fue de baja prioridad
(Fig. 2b). De acuerdo con las prioridades en
investigación, sólo dos especies (M. ocellata y
Tolmomyias sulphurescens) tuvieron una prioridad alta
de investigación, 25 % (n= 76) mediana y 74 % (n=
224) baja (Fig. 2c). Bajo los criterios de Stotz et al.
(1996), sólo el pavo ocelado (M. ocellata) conjugaría
una prioridad alta para su conservación y para su
investigación. Actualmente, Calmé y Sanvicente
(1999) y Calmé (2000) han aportado nueva
información sobre aproximaciones mecanísticas (e.g.
modelos estadísticos de uso de hábitat) dirigidas a
entender la situación actual de esta especie; esta
información puede servir de guía para decisiones de
manejo y conservación (Norris 2004). Un esfuerzo
similar sería adecuado también para C. rubra, C.
curvipennis y T. sulphurescens, especies identificadas
con una prioridad alta para su conservación e
investigación por Stotz et al. (1996).
Nuestros siguientes análisis se restringieron a
las 264 especies registradas en la región de la bahía de
Chetumal por los autores mencionados al final de la
Introducción, éstas pertenecen a 53 familias y 19
órdenes (Tabla 1; frecuencia de ocurrencia
confirmada). De estas especies, y de acuerdo a la
NOM, 42 se encuentran en algún estatus de riesgo:
cinco están en condición crítica de extinción (Jabiru
mycteria, Cairina moschata, Sarcoramphus papa,
Spizaetus ornatus y Onychorynchus coronatus), ocho
están amenazadas (Ictinia plumbea, Geranzpiza
caerulescens, Penelope purpurascens, C. rubra, M.
ocellata, Pionus seniles, Amazona farinosa y
Ramphastus sulphuratus) y 29 se encuentran en
protección especial (Tabla 1). Adicionalmente,
Spizastur melanoleucus, Rallus longirostris y
Limnothlypis swainsonii, como especies potenciales
para la región, podrían formar parte de las que están en
condición crítica de extinción, de acuerdo a la NOM.
Otro grupo importante es el de las especies
endémicas (restringidas a ciertos ambientes o
regiones). MacKinnon (1992) reportó 12 endémicas de
la Península de Yucatán, de las cuales siete se
distribuyen en la región de la bahía de Chetumal: M.
ocellata, Amazona xantholora, Melanerpes pygmeus,
Myarchus yucatanensis, Cyanocorax yucatanicus,
Piranga roseogularis e Icterus auratus (Tabla 1). De
estas especies, la NOM considera a M. ocellata y A.
xantholora como amenazada y con protección especial,
respectivamente.
200
(a) Sensibilidad
150
100
50
0
N mero de especies
300
(b) Prioridad de conservaci—n
200
100
0
250
(c) Prioridad de investigaci—n
200
150
100
50
0
1
2
3
Categoria
Figura 2. Número de especies que ocurren en la región
de la bahía de Chetumal, Quintana Roo, de acuerdo con
su sensibilidad (a), prioridad de conservación (b) y
prioridad de investigación (c), según criterios de Stotz
et al. (1996). Los niveles corresponden a: 1= baja, 2=
mediana y 3= alta. El número de especies varió según
la información disponible: a) 378, b) y c) 302. Notar
que la escala de los ejes del número de especies varía
de acuerdo al factor.
Comentarios específicos
Especies de aves endémicas de la Península de Yucatán
162
Aves
La bahía de Chetumal (Santuario del Manatí) y su área
adyacente son lugares de gran importancia para la
conservación de especies endémicas de la Península de
Yucatán, dadas las condiciones de la vegetación que
han sido modificadas tanto por factores estocásticos
(e.g., huracanes), como por activiades antropogénicas.
Sin embargo, especies endémicas como el pavo
ocelado (Meleagris ocellata) y el loro yucateco
(Amazona xantholora) son presionadas por la cacería y
comercio, respectivamente. Los efectos de cacería y
comercialización, combinados con la reducción de la
calidad y cantidad de hábitats, así como de la potencial
introducción de enfermedades de aves de corral en las
zonas de ocurrencia de estas especies, podrían estar
afectando las poblaciones de éstas (Calmé 2000). Por
ello, los estudios poblacionales con estas especies
deben enfocarse en procesos ecológicos que pueden
limitar sus poblaciones, para así fundamentar y
establecer las temporadas y tasas de cacería y
comercio. Sabemos poco sobre la situación poblacional
y las respuestas a factores provocados por actividades
humanas de las otras cinco especies endémicas de la
región (M. pygmeus, M. yucatanensis, C. yucatanicus,
P. roseogularis e I. auratus), por lo que los estudios
poblacionales con ellas son altamente recomendados.
(Calmé 2000). Entre estas especies se encuentran el
hocofaisán (C. rubra) y el pavo ocelado (M. ocellata).
Los loros y pericos son otro grupo amenazado por ser
objeto de comercialización como aves de ornato (IñigoElias y Ramos 1991).
Especies de aves acuáticas (cigueñas y pelícanos)
Las aves acuáticas coloniales utilizan los cayos dentro
de la Bahía para anidar. En los cayos conocidos como
Dos Hermanos anidan decenas de pelícanos pardos
(Pelecanus occidentalis), cormoranes orejudos
(Phalacrocorax auritus) y fragatas magníficas
(Fregata magnificens). Estas especies pueden ser
observadas en la Bahía a lo largo del año.
En Siete Esteros existen dos cayos en los
cuales se pueden encontrar reproduciéndose garzas
blancas (Ardea alba), garcetas pies-dorados (Egretta
thula) y aproximadamente cien parejas de cigüeña
americana (Mycteria americana); esta última especie es
considerada como amenazada en la NOM. La cigüeña
americana también se ha registrado anidando en Isla
Pájaros, al noroeste de Xcalak y en el interior de la
Bahía y, aunque se tienen registros de sitios de
reproducción de esta especie, prácticamente nada se
conoce sobre sus sitios no reproductivos. Isla Pájaros
recibe un turismo creciente y sin control, el cual podría
estar limitando el éxito reproductivo de las aves de esta
colonia, ya que las lanchas con turistas se acercan e
incluso desembarcan en la Isla. Las aves, al percibir la
presencia humana, dejan los nidos con huevos e incluso
con pollos que quedan expuestos al sol y al riesgo de
depredación por fragatas. Por tal motivo, es importante
evaluar los efectos de la presencia de turistas en las
islas durante los períodos reproductivos. Aunque existe
una estrecha relación entre los sitios de anidación y
alimentación de las especies de garzas y cigüeñas
(Frederick y Collopy 1989, López-ornat y Ramo 1992),
la cantidad de alimento disponible puede determinar el
éxito reproductivo de la cigüeña americana (Ramo y
Busto 1992); otros factores como visitas de turistas sin
control en cayos e islas de reproducción pueden estar
afectando el éxito reproductivo de estas especies.
Otra especie importante en conservación es la
cigüeña jabirú (Jabiru mycteria), rara en la Bahía y que
además se encuentra en peligro de extinción (Frederick
et al. 1997, DOF 2002). A esta especie se le puede
observar alimentándose en los humedales de la región.
Generalmente, estos individuos son juveniles y podrían
haberse dispersado desde los humedales cercanos de la
Reserva de la Biosfera de Sian Ka’an y/o de Belice.
Esto indica que la región de la bahía de Chetumal es un
área importante de alimentación y supervivencia para
los juveniles de la cigüeña jabirú. Esta cigüeña elige
para anidar una variedad de especies de árboles (Ceiba
pentandra, Pinus caribaea, Tabebuia ochracea,
Acoelorrhaphe wrightii, Sterculia apetala y árboles
Especies de aves migratorias y residentes
Cuatro especies migratorias que se distribuyen en la
región de la bahía de Chetumal se encuentran en alguna
categoría de riesgo según la NOM; tres Falconiformes:
Ictninea plumbea, Elaniodes forficatus y Falco
peregrinus; y un Passeriforme: Limnothlypis
swainsonii (Tabla 1). El resto de las especies de aves
con alguna categoría de riesgo son residentes (n= 38),
lo que podría indicar que la región de la Bahía es
importante para conservar especies, poblaciones y
comunidades de aves residentes.
Aves de selva
En la Tabla 1 se indica la ocurrencia de las especies de
aves que aparecen en algún tipo de riesgo en la NOM.
Algunas de ellas habitan en más de un ecosistema, por
lo general colindante con los otros. Las aves de selva
mediana pueden distribuirse también en selva baja o
incluso en humedales. De acuerdo a lo anterior, de las
47 especies con algun tipo de riesgo, 29 se encuentran
en la parte occidental de la región de la Bahía, en las
selvas medianas subperennifolias cercanas a San Felipe
Bacalar. En sí, este ecosistema es de particular
importancia para la conservación de aves con algún
estatus de protección (e.g., oropéndula de Montezuma
[Psarocolius montezumae] considerada en protección
especial; Nava 1994). En general, las selvas están
amenazadas por la expansión de las fronteras agrícola y
ganadera. Además, los Tinamiformes y los Galliformes
son objeto de cacería, principalmente de subsistencia
163
muertos), los cuales deben tener entre 15 y 30 m de alto
(González 1996, Orias 1998, Barnhill et al. 2005). Los
factores reportados que afectan su éxito reproductivo
son tanto el abandono y caída de nidos, como la
depredación por aves rapaces (González 1996).
Recientemente se ha reportado que las poblaciones de
la cigüeña jabirú en Belice se han incrementado desde
su protección en 1973 (Barnhill et al. 2005), esto
podría aumentar el uso de los humedales de la bahía de
Chetumal por esta especie.
durante períodos críticos, puede dar una pauta para
entender patrones de distribución de las especies
migratorias durante su estancia en la Bahía; aún más
importante si las actividades humanas afectan y
modifican estas zonas de alimentación.
Gaviotas y golondrinas de mar
La gaviota reidora (Larus atricilla) y los charranes de
mar (Sterna máxima, S. sandvicensis y S. antillarum)
se observan en agrupaciones de decenas de individuos
cuando se alimentan o descansan. El charrán mínimo
(S. antillarum) anida en pequeños islotes o en playas
solitarias, es susceptible a perturbaciones durante el
período reproductivo, y su mortalidad durante éste
puede ser relevante si la especie es dependiente del
reclutamiento de pollos nuevos.
Gallinetas (Rallidae)
Varias especies de gallaretas migran hacia y por la
bahía de Chetumal. Desde noviembre hasta marzo se
pueden observar grupos de ellas (Fulica americana) en
las ensenadas, desde Chetumal hasta Punta Lagarto.
Franco Chulín et al. (com. pers.) han observado
individuos de F. caribea en los grupos de F.
americana. Es posible que durante la coexistencia de
estas dos especies exista una atracción interespecífica a
sitios de alta calidad para alimentarse. En condiciones
de reducción de alimento, la abundancia de una de las
especies puede afectar a la otra, en términos de
depresión de recursos alimentarios (Newton 1998). Sin
embargo, los estudios dirigidos a examinar la
interacción de especies en ecosistemas tropicales aún
son escasos, y las condiciones descritas anteriormente
podrían ser una oportunidad adecuada para evaluar
cómo la coexistencia entre especies residentes y
migratorias es regulada por la disponibilidad de
alimento (e.g., Norris y Pain 2002).
Recomendaciones de manejo y conservación
Una de las preocupaciones actuales más importante a
nivel mundial es la pérdida de la diversidad biológica.
Puntos cruciales de ésta son: el conocimiento limitado
que se tiene sobre los efectos de las actividades
humanas en los ecosistemas naturales, y cómo las
especies responden a estos cambios, por lo cual es
necesario implementar estrategias de manejo y
conservación (Bissonette y Krausman 1995, Norris
2004). Ecosistemas costeros como la región de la bahía
de Chetumal representan una oportunidad para
entender los efectos de nuestras actividades en la
diversidad biológica. Las aves han mostrado ser
excelentes indicadores de los cambios ambientales
realizados por las actividades humanas (Newton 1998,
2003).
Aunque altamente movibles, las aves
responden a condiciones de heterogeneidad ambiental.
Por ello, se deben realizar esfuerzos para explorar
aproximaciones mecanísticas que permitan evaluar la
relación de las especies con su entorno ambiental;
demográficas, para conocer la variación de los razgos
de historia de vida de las especies de la región y cómo
estas variaciones determinan sus características
demográficas; y de densidad, para entender los
procesos denso-dependientes que regulan a las
poblaciones (Norris y Pain 2002, Sæther y Engen
2003). En un contexto regional, la mayoría de las
especies requiere planteamientos de manejo y
conservación en amplias áreas geográficas. Los
modelos que evalúan la relación hábitat-especies con el
soporte de sistemas de información geográfico (SIG)
son a menudo la mejor opción para lograr este
propósito. Sin embargo, la utilidad y relevancia de
estos modelos se incrementan cuando son aplicados en
niveles espaciales apropiados a la(s) especie(s) en
cuestión, y cuando existe conocimiento de los procesos
Aves playeras y candeleros
En la región de la bahía de Chetumal, el número de
individuos de aves playeras es bajo con relación a otros
humedales como el delta del Usumacinta. Una
excepción son los candeleros americanos (Himantopus
mexicanus) que, durante el invierno, han sido
registrados en grupos de decenas de individuos en las
ensenadas y en los humedales de la Bahía; otros
individuos han sido observados en nidos con huevos en
los humedales. El registro de esta especie anidando en
la bahía de Chetumal indica que existen poblaciones
residentes de ella o, posiblemente, existe un gradiente
latitudinal en el que las poblaciones o individuos que se
reproducen en la Bahía migran hacia el sur. Este
fenómeno se ha reportado en especies migratorias
terrestres, y las consecuencias demográficas de ambos
tipos de poblaciones han sido discutidas por
Sandercock y Jaramillo (2002).
De noviembre a febrero se observa al
alzacolita (Actitis macularia) defendiendo sus
territorios de alimentación en las orillas rocosas de la
Bahía; esta defensa de territorios de alimentación por
parte de especies migratorias es un fenómeno poco
estudiado en ambientes tropicales y su exploración,
164
Aves
involucrados en la relación especies-hábitat (Carter et
al. 2006).
Es recomendable establecer estudios a largo
plazo en las colonias de aves acuáticas en la Bahía,
para evaluar los impactos potenciales de las visitas de
turistas. Estas visitas podrían estar alterando la
dinámica reproductiva de las aves y causando una
disminución en el éxito de ésta que, a su vez, afectaría
la adecuación poblacional (Norris 2004). Aunque los
estudios a largo plazo podrían ser altamente
dependientes de las expectativas humanas, tendrán gran
utilidad y significancia biológica los que involucren la
duración del ciclo de vida de las aves acuáticas (Strayer
et al. 1986). Otro factor que debe considerarse es el
efecto que causa en las aves acuáticas de la Bahía el
uso de pesticidas organoclorados, así como los metales
pesados empleados en las zonas de cultivo en la región
(ver el capítulo sobre contaminación en este libro). Por
ello, es importante establecer un programa que evalúe
la concentración de químicos de uso antropogénico a lo
largo de la cadena alimentaria, para determinar los
efectos negativos que puedan estar causando estas
sustancias (e.g. en huevos de aves acuáticas, como los
Pelecaniformes).
en condición crítica de extinción. Los ambientes en la
región de la Bahía representan una oportunidad para
entender los efectos de las actividades humanas en la
diversidad biológica y cómo las especies responden a
esos cambios, lo cual permitirá implementar estrategias
de manejo y conservación en la región.
Reconocimientos
Agradecemos a E. Sántiz por su valioso apoyo durante
la realización de la lista de las especies de aves, y a A.
De Alba Bocanegra por su valiosa información.
Agradecemos tambien a J. Espinoza Ávalos, G. Islebe
y H. Hernández Arana por sus comentarios y
sugerencias. El presente trabajo fue desarrollado con
fondos fiscales de ECOSUR y se basó en
investigaciones parcialmente financiadas por el
CONACyT y la CONABIO.
Literatura citada
American Ornithologists’ Union. 1998. Checklist of
North American Birds. Washington, D.C.: A.O.U.
Barnhill, R. A., D. Weyer, W. F. Young, K. G. Smith,
y D. A. James. 2005. Breeding biology of Jabirus
(Jabiru mycteria) in Belize. Wilson Bull. 117:142153.
Bissonette, J. A. y P. R. Krausman. Eds. 1995.
Integrating people and wildlife for a sustainable
future. Proccedings of the First Internacional
Wildlife Management Congress. Bethesda, MD: The
Wildlife Society.
Calmé, S. y M. Sanvicente. 1999. Present status and
distribution of the ocellated turkey (Agriocharis
ocellata) in the Yucatán Peninsula, Mexico. In 2nd
International Wildlife Management Congreso,
Abstracts.
Calmé, S. 2000. Distribución actual, estado poblacional
y evaluación del estado de protección del pavo
ocelado (Agriocharis ocellata). CONABIO. Informe
Técnico.
Carter, G. M., E. D. Stolen y D. R. Breininger. 2006. A
rapid approach to modeling species-habitat
relationships. Biol. Conserv. 127:237-244.
Correa, S. J. y D. A. Cesar. 1999. Programa de Manejo
del Santuario del Manatí, Bahía de Chetumal.
Chetumal, Quintana Roo: ECOSUR y UQROO.
Chablé, J. M. R., H. M. Del Ángel C., W. Esquivel P. y
J. A. López C. 2002. Análisis comparativo de riqueza
de aves matutinas en dos áreas en la zona
arqueológica de Oxtankah, Quintana Roo, México.
Instituto Tecnológico de Chetumal. Reporte Final.
Chávez-León, G. 1988. Aves de Quintana Roo. Rev.
Ciencia Forestal 63(13): 96-154.
Diario Oficial de la Federación, DOF, 2002. Norma
Oficial Mexicana NOM-059-ECOL-2001. México
Conclusiones
La lista de especies de aves de la bahía de Chetumal
incluye un número potencial de 395. La mayoría de
estas especies (71) tiene una distribución limitada a una
o dos subregiones zoogeográficas Neotropicales. Casi
un tercio de las especies migra hacia ambientes
templados para reproducirse. Treinta y tres especies en
la región tienen sensibilidad alta a disturbios o cambios
ambientales provocados por las actividades humanas,
mientras que casi la mitad (181 especies) son
consideradas de sensibilidad baja. Crax rubra,
Meleagris ocellata, Campylopterus curvipennis y
Tolmomyias sulphurescens fueron identificadas como
altamente prioritarias para su conservación o tuvieron
una alta prioridad de investigación. Cuarenta y dos
especies están en algún estatus de riesgo, de las cuales
ocho se encuentran en condición crítica de extinción
(Jabiru mycteria, Cairina moschata, Sarcoramphus
papa, Spizastur melanoleucus, Spizaetus ornatus,
Rallus longirostris, Onychorynchus coronatus y
Limnothlypis swainsonii), 8 están amenazadas (Ictinia
Penelope
plumbea,
Geranzpiza
caerulescens,
purpurascens, C. rubra, M. ocellata, Pionus seniles,
Amazona farinosa y Ramphastus sulphuratus) y 29
tienen la categoría de protección especial. La pérdida
del hábitat provocado por las actividades humanas, así
como la cacería y el tráfico de especies, son actividades
que podrían estar afectando la abundancia y
distribución de aves en la región, principalmente de
aquellas especies que están en un estado de amenaza y
165
D.F.: Secretaría de Medio Ambiente y Recursos
Naturales.
Escobedo, E., S. Calmé y A. de Alba-Bocanegra. 2002.
Aves del Santuario del Manatí, Bahía de Chetumal,
Quintana Roo. En Contribuciones de la ciencia al
manejo costero integrado de la Bahía de Chetumal y
su área de influencia, eds. F. J. Rosado-May, R.
Romero Mayo y A. De Jesús-Navarrete, 115-120.
Chetumal, Q. Roo: Universidad de Quintana Roo.
Frederick, P. C. y M. W. Collopy. 1989. Nestig success
of five ciconiiform species in relation to water
conditions in the Florida Everglades. Auk 106:625634.
Gaston, K. J. y T. M. Blackburn. 2000. Pattern and
process in macroecology. Londres: Blackwell.
González, J. A. 1996. Breeding biology of the Jabiru in
the southern llanos of Venezuela. Wilson Bull.
108:524-534.
Griscom, L. 1926. The ornithological results of MasonSprinden expedition to Yucatan. Part I, Amer. Mus.
Novitates 235:19.
Howell, S. N. G. y S. Webb. 1995. A guide to the birds
of Mexico and northern Central America. New York:
Iñigo-Elias, E. y M. A. Ramos. 1991. The psittacinae
trade in Mexico. En Neotropical wildlife use and
conservation, eds. J. G. Robinson y K. H. Redford,
380-392. Chicago, IL: University of Chicago Press.
Keddy, P. A. 2000. Wetland ecology: priciples and
conservation. Cambridge: Cambridge University
Press.
López-Ornat, A. y C. Ramo. 1992. Colonial waterbird
population in the Sian ka’an Biosphere Reserve
(Quintana Roo, Mexico). Wilson Bull. 104:501-515.
Manzanero, A. L. A. 1997. Avifauna en tres tipos de
vegetación modificada. Tesis de Licenciatura,
Instituto Tecnológico de Chetumal. Chetumal,
Quintana Roo.
Nava, J. S. 1994. Hábitos reproductivos de la zacua
mayor (Psarocolius montezuma) en Bacalar,
Quintana Roo, Mexico. An. Inst. Biol. Ser. Zool.
65:265-274.
Newton, I. 1998. Population limitation in birds.
London: Academic Press.
Newton, I. 2003. The speciation and biogeography of
birds. London: Academic Press.
Norris, K. 2004. Managing threatened species: the
ecological toolbox, evolutionary theory and
declining-population paradigm. J. Appl. Ecol.
41:413-426.
Norris, K. y D. J. Pain, eds. 2002. Conserving bird
biodiversity. Conservation biology no. 7. Cambridge:
Cambridge University Press.
Orias, J. V. 1998. A new nesting record for the Jabirú
in Costa Rica. Colonial Waterbirds 21:256-257.
Paynter, R. A. Jr. 1955. Additions to the
ornithogeography of the Yucatan Peninsula. Postilla,
Yale Pea. Mus. Nat. Hist. New Haven, Conn. 22:1-4.
Pozo, T. C., E. Escobedo, J. L. Rangel-Salazar y P.
Viveros. Fauna. In Estudios preliminares de la zona
sur de Quintana Roo, eds. T. Camarena y S. I.
Salazar–Vallejo, 49-78. Chetumal, Quintana Roo:
CIQRO.
Quiñonez, L. A. N. 2003. Guía de campo de las 30
especies de aves más comunes del jardín zoológico
Payo Obispo. Residencia profesional, Instituto
Ramo, C. y B. Busto. 1992. Nesting failure of the
Wood Stork in a Neotropical wetland. Condor
94:777-781.
Ramsar Convention. 1996. Wetlands and biological
diversity. Third Meeting of
the Conference of
the Parties to the Convention on Biological Diversity.
Buenos Aires, Argentina: Editorial.
Rangel-Salazar, J. L., P. L. Enríquez y J. Guzmán.
1993. Colonias de Reproducción de Aves Costeras en
Sian Kaán. En Biodiversidad Marina y Costera de
México, eds. S. I. Salazar-Vallejo y N. E. González,
833-840. México, D.F.: CONABIO y CIQRO.
Rangel-Salazar, J. L., P. L. Enríquez y T. Will. 2005.
Diversidad de aves en Chiapas: prioridades de
investigación para su conservación. En Diversidad
Biológica en Chiapas, eds. M. González-Espinosa, N.
Ramírez-Marcial y L. Ruiz-Montoya, 265-323.
México D.F.: Plaza y Valdés.
Rappole, J. H. 1995. The Ecology of Migrant Birds.
Washington, DC.: Smithsonian Institution Press.
Salazar-Vallejo, S. y N. E. González. 1993. (Eds.).
Biodiversidad marina y costera de México. México:
CONABIO y CIQRO.
Sæther, B-E. y S. Engen. 2003. Variation in population
growth rates. En Wildlife population growth rates,
eds. R. M. Sibbly, J. Hone y T. H. Cloutton-Brock,
66-84. Cambridge: Cambridge University Press.
Sandercock, B. y A. Jaramillo. 2002. Annual survival
rates of wintering sparrows: assessing demographic
consequences of migration. Auk 119:149-165.
Sibley, D. A. 2001. The Sibley guide to bird life and
behavior. New York: National Audubon Society.
Stotz, D. F., J. W. Fitzpatrick, T. A. Parker III y D. K.
Moskovits. 1996. Neotropical birds: ecology and
conservation. Chicago, Illinois: The University of
Chicago Presss.
Strayer, D., J. S. Glitzenstein, C. G. Jones, J. Kolasa,
G. E. Likens, M. J. MacDonnell, G. G. Parker y S. T.
A. Pickett. 1986. Long-term ecological studies: an
illustrated account of their design, operation, and
importance to ecology. Inst. Ecol. Syst. Eccas. Pap.
2:1-38.
166
Aves
Tabla 1. Lista taxonómica [orden (con terminación -formes), familia (con terminación –idea), género y especie (en
cursivas), incluidas subspecies (en la última columna, según la NOM)] de las aves potenciales y registradas en la
región de la bahía de Chetumal (Santuario del Manatí), Quintana Roo; basándose en la lista anotada de las aves de
Norteamérica (AOU 1998). Por su frecuencia de ocurrencia (FO), las especies se clasificaron como A= accidental
(registros escasos que es necesario verificar), R= registros confirmados y P= registros potenciales. El estatus
migratorio (STS) se identificó como MDL= especie migratoria latitudinal, B= especie con individuos residentes y
migratorios y ?= distribución dudosa que debe confirmarse. Características de las especies: S= sensibilidad a
disturbios o cambios ambientales provocados por actividades humanas (1= alta, 2= media, 3= baja), PC= prioridad
de conservación (1= urgente, 2= alta, 3= media, 4= baja), PI= prioridad de investigación (1= alta, 2= media, 3=
baja), NSZ= número de subregiones zoogeográficas donde se distribuyen (número máximo= 22), E= especies
endémicas de la Península de Yucatán, y NOM= Norma Oficial Mexicana (P= en peligro de extinción, A=
amenazada y Pr= sujeta a protección especial) (ver texto para más detalles).
Características
FO
R
R
R
R
A
A
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
A
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
TINAMIFORMES
Tinamidae
Tinamus major
Crypturellus soui
C. cinnamomeus
C. boucardi
PODICIPEDIFORMES
Podicipedidae
Tachybabtus
dominicus
Podilymbus podiceps
PELECANIFORMES
Sulidae
Sula dactylatra
S. leucogaster
S. sula
Pelecanidae
Pelecanus occidentalis
Phalacrocoracidae
Phalacrocorax auritus
Nombre común español
S
PC
PI
NSZ
Tinamous
Great Tinamou
Little Tinamou
Thicket Tinamou
Slaty-breasted Tinamou
2
3
3
2
4
4
4
3
3
3
3
2
5
7
2
2
Zambullidores
Zambullidor menor
Grebes
Least Grebe
2
4
3
16
Zambullidor pico grueso
Pied-billed Grebe
2
4
3
19
Bobos
Bobo enmascarado
Bobo café
Bobo pata roja
Pelícanos
Pelícano pardo
Cormorans
Cormorán orejudo
Boobies
Masked Booby
Brown Booby
Red-footed Booby
Pelicans
Brown Pelican
Cormorants
Double-crested
Cormorant
Neotropic Cormorant
Anhingas
Anhinga
Frigatebirds
Magnificent Frigatebird
1
1
1
4
4
4
2
2
2
10
10
7
1
4
3
8
2
4
2
4
Garzas
Avetoro neotropical
Avetoro mínimo
Garza-tigre mexicana
Ardea herodias
A. alba
Egretta thula
E. caerulea
E. tricolor
E. rufescens
Bubulcus ibis
Butorides virescens
Agamia agami
Nycticorax nycticorax
Garza morena
Garza blanca
Garceta pie-dorado
Garceta azul
Garceta tricolor
Garceta rojiza
Garza ganadera
Garceta verde
Garza agami
Pedrete corona negra
Nyctanassa violacea
STS
Tinamúes
Tinamú mayor
Tinamú menor
Tinamú canelo
Tinamú jamuey
P. brasilianus
Anhingidae
Anhinga anhinga
Fregatidae
Fregata magnificens
CICONIIFORMES
Ardeidae
Botaurus pinnatus
Ixobrychus exilis
Tigrisoma mexicanum
Cochlearius
cochlearius
Threskiornithidae
Eudocimus albus
Plegadis falcinellus
Ajaia ajaja
Ciconiidae
Jabiru mycteria
Mycteria americana
PHOENICOPTERIFORMES
Phoenicopteridae
Phoenicopterus ruber
ANSERIFORMES
Anatidae
Dendrocygna
utumnalis
Cairina moschata
Anas acuta
A. discors
Aythya affinis
Oxyura dominica
FALCONIFORMES
Cathartidae
Coragyps atratus
Nombre común inglés
Cormorán oliváceo
Anhinga americana
Fragatas
Fregata magnifica
Garza cucharón
Herons & Bitterns
Pinnated Bittern
Least Bittern
Bare-throated TigerHeron
Great Blue Heron
Great Egret
Snowy Egret
Little Blue Heron
Tricolored Heron
Reddish Egret
Cattle Egret
Green Heron
Agami Heron
Black-crowned NightHeron
Yellow-crowned NightHeron
Boat-billed Heron
Ibises y espátulas
Ibis blanco
Ibis cara oscura
Espátula rosada
Cigüeñas
Cigüeña jabirú
Cigüeña americana
Ibises & Spoonbills
White Ibis
Glossy Ibis
Roseate Spoonbill
Storks
Jabiru
Wood Stork
Flamingos
Flamenco americano
Flamingo
Greater Flamingo
Gansos y patos
Pijije ala blanca
Pato real
Pato golondrino
Cerceta ala azul
Pato boludo-menor
Pato enmascarado
Geese & Ducks
Black-bellied WhistlingDuck
Muscovy Duck
Northern Pintail
Blue-winged Teal
Lesser Scaup
Masked Duck
Zopilotes
Zopilote común
New World Vultures
Black Vulture
Pedrete corona clara
167
?
MDL
E
NOM
Subespecie
Pr
A
3
4
3
18
2
4
3
11
1
4
3
11
2
2
2
4
4
4
2
2
2
9
13
2
Pr
A
3
3
3
2
2
1
3
3
2
2
4
4
4
4
4
3
4
4
4
4
3
3
3
3
3
2
3
3
2
3
6
16
14
13
11
4
22*
7
6
20
Pr
A
4
3
1
1
4
3
8
2
3
2
4
4
4
2
3
2
7
2
11
2(1?)
3(2?)
3
4
2
2
7
11
P
A
?
2
3
2
5
A
3
4
3
9
2
3
3
3
2
4
4
4
4
4
3
3
3
3
3
9
MDL
MDL
MD L
P
Pr
Pr
Pr
12
3
4
3
18
occidentalis
FO
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
Cathartes aura
C. burrovianus
Sarcoramphus papa
Accipitridae
Pandion haliaetus
Leptodon cayanensis
Chondrohierax
uncinatus
Elanoides forficatus
Elanus leucurus
Rostrhamus sociabilis
Harpagus bidentatus
Ictinia plumbea
Circus cyaneus
Accipiter striatus
A. bicolor
Geranospiza
caerulescens
Buteogallus
anthracinus
B. urubitinga
Busarellus nigricollis
Buteo nitidus
B. magnirostris
B. platypterus
B. brachyurus
B. albicaudatus
B. albonotatus
Spizastur
melanoleucus
Spizaetus tyrannus
S. ornatus
Falconidae
Herpetotheres
cachinnans
Micrastur ruficollis
M. semitorquatus
Falco sparverius
F. columbarius
F. rufigularis
F. peregrinus
GALLIFORMES
Cracidae
Ortalis vetula
Penelope purpurascens
Crax rubra
Phasianidae
Meleagris ocellata
Odontophoridae
Odontophorus guttatus
Dactylortyx thoracicus
GRUIFORMES
Rallidae
Laterallus ruber
Rallus longirostris
R
A
R
A
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Aramides cajanea
A. axillaris
Porzana carolina
P. flaviventer
Pardirallus maculatus
Porphyrula martinica
Gallinula chloropus
Fulica americana
Heliornithidae
Heliornis fulica
Aramidae
Aramus guarauna
CHARADRIIFORMES
Charadriidae
Pluvialis squatarola
P. dominica
Charadrius
alexandrinus
C. wilsonia
C. semipalmatus
C. vociferous
Haematopodidae
Haematopus palliatus
Recurvirostridae
Himantopus mexicanus
Jacanidae
Jacana spinosa
Scolopacidae
Tringa melanoleuca
T. flavipes
T. solitaria
Catoptrophorus
semipalmatus
Actitis macularia
Zopilote aura
Zopilote sabanero
Zopilote rey
Halcones y águilas
Gavilán pescador
Gavilán cabeza gris
Gavilán pico gancho
Turkey Vulture
Lesser Yellow-headed
Vulture
King Vulture
Hawks & Eagles
Osprey
Gray-headed Kite
Hook-billed Kite
Milano tijereta
Milano cola blanca
Gavilán caracolero
Gavilán bidentado
Milano plomizo
Gavilán rastrero
Gavilán pecho rufo
Gavilán bicolor
Gavilán zancón
Swallow-tailed Kite
White-tailed Kite
Snail Kite
Double-toothed Kite
Plumbeous Kite
Northern Harrier
Sharp-shinned Hawk
Bicolored Hawk
Crane Hawk
Aguililla-negra menor
Common Black-Hawk
2
4
2
7
Aguililla negra mayor
Aguililla canela
Aguililla gris
Aguililla caminera
Aguililla ala ancha
Aguililla cola corta
Aguililla cola blanca
Aguililla aura
Águila blanquinegra
Great Black-Hawk
Black-collared Hawk
Gray Hawk
Roadside Hawk
Broad-winged Hawk
Short-tailed Hawk
White-tailed Hawk
Zone-tailed Hawk
Black-and-white HawkEagle
Black Hawk-Eagle
Ornate Hawk-Eagle
Falcons & Caracaras
Laughing Falcon
2
3(2?)
2
3
2
2
3
2
4
4
4
4
4
4
4
4
4
2
3
3
3
3
2
3
3
2
8
10
7
8
10
2
9
10
10
2
2
4
4
3
3
9
9
3
4
3
9
2
2
4
4
3
3
13
9
3
2
3
2
4
4?
4
3
3
2?
3
2
21
9
9
A
A
A
3
2
2
4
3
2
3
2
2
1
6
3
Pr
A
2
2
1
1
1
1(2)
4
4
2
2
3
2
Pr
A
3
1
4
4
3
3
2
10
Pr
P
1
1
3
2
2
3
3
3
4
4
4
4
4
4
4
4
3
3
3
2
3
3
3
3
8
6
1
9
10
14
19
6
Pr
Pr
Águila tirana
Águila elegante
Halcones y caracaras
Halcón guaco
Halcón-selvático barrado
Halcón-selvático de
collar
Cernicalo americano
Halcón esmerejón
Halcón enano
Halcón peregrino
STS
2
MDL
MD L
MD L
MDL
MDL
MDL
MDL
1
Barred Forest-Falcon
Collared Forest-Falcon
American Kestrel
Merlin
Bat Falcon
Peregrine Falcon
Chachalacas y pavas
Chachalaca vetula
Pava cojolita
Hocofaisán
Guajolotes y perdices
Guajolote ocelado
Codornices de nuevo
mundo
Codorniz bolonchaco
Codorniz silbadora
Spotted Wood-Quail
Singing Quail
Gallinetas
Polluela rojiza
Rascón picudo
Rails & Gallinules
Ruddy Crake
Clapper Rail
Rascón cuello gris
Rascón cuello rufo
Polluela sora
Polluela pecho amarillo
Rascón pinto
Gallineta morada
Gallineta frente roja
Gallareta americana
Cantiles
Pájaro cantil
Caraos
Carao
Gray-necked Wood-Rail
Rufous-necked Wood-Rail
Sora
Yellow-breasted Crake
Spotted Rail
Purple Gallinule
Common Moorhen
American Coot
Finfoots
Sungrebe
Limpkins
Limpkin
Chorlos
Chorlo gris
Chorlo dominico
Chorlo nevado
Plovers
Black-bellied Plover
American Golden-Plover
Snowy Plover
Chorlo pico grueso
Chorlo semipalmeado
Chorlo tildio
Ostreros
Ostrero americano
Candeleros
Candelero americano
Jacanas
Jacana norteña
Playeros y Zarapitos
Patamarilla mayor
Patamarilla menor
Playero solitario
Playero pihuiuí
Wilson's Plover
Semipalmated Plover
Killdeer
Oystercatchers
American Oystercatcher
Stilts
Black-necked Stilt
Jacanas
Northern Jacana
Sandpipers & Phalaropes
Greater Yellowlegs
Lesser Yellowlegs
Solitary Sandpiper
Willet
Playero alzacolita
Spotted Sandpiper
MDL
MDL
Guans & Curassows
Plain Chachalaca
Crested Guan
Great Curassow
Partridges & Turkeys
Ocellated Turkey
New World Quails
168
?
MD L
?
S
3
4
PC
4
2
PI
3
8
NSZ
21
E
NOM
2
4
2
9
P
2
2
3(2?)
3
4
4
2
3
3
4
8
11
Pr
Pr
2
3
3
2
2
3
3(2?)
2
2
4
4
4
4
4
4
4
4
4
2
2
3
3
3
2
3
2
3
10
8
9
6
8
1
7
9
9
A
Pr
Pr
A
A
Pr
A
A
Subespecie
A
Pr
A
Pr
Pr
Pr
P
A
P
Pr
Pr
E
Pr
Pr
2
4
2
8
Pr
2
4
3
10
A
MD L
MD L
MD L
2
3
1
4
3
7
MDL
MDL
MDL
2
3
3
4
3
12
4
3
7
MDL
2
4
2
13
2
4
2
18
3
4
3
3
MDL
MDL
MDL
MDL
3
3
3
2(3)
3
2
4
MDL
3
levipes y
yumanensis
Aves
FO
R
A
R
A
R
A
A
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
Bartramia longicauda
Numenius phaeopus
Arenaria interpres
Calidris canutus
C. alba
C. pusilla
C. mauri
C. minutilla
C. fuscicollis
C. melanotos
C. himantopus
Tryngites subruficollis
Limnodromus griseus
Gallinago gallinago
Steganopus tricolor
Laridae
Stercorarius
pomarinus
S. parasiticus
Catharacta skua
Larus atricilla
L. delawarensis
L. argentatus
Sterna nilotica
S. caspia
S. maxima
S. sandvicensis
S. dougallii
S. hirundo
S. forsteri
S. antillarum
S. anaethetus
S. fuscata
Chlidonias niger
Anous stolidus
Rynchops niger
COLUMBIFORMES
Columbidae
Columba livia
C. cayennensis
C. speciosa
C. leucocephala
C. flavirostris
C. nigrirostris
Zenaida asiatica
Z. macroura
Columbina passerina
C. talpacoti
Claravis pretiosa
Leptotila verreauxi
L. rufaxilla
(plumbeiceps)
L. jamaicensis
Geotrygon montana
PSITTACIFORMES
Psittacidae
Aratinga nana (astec)
Pionopsitta haematotis
Pionus senilis
Amazona albifrons
A. xantholora
A. autumnalis
A. farinosa
CUCULIFORMES
Cuculidae
Coccyzus
erythropthalmus
C. americanus
C. minor
Piaya cayana
Tapera naevia
Dromococcyx
phasianellus
Crotophaga ani
C. sulcirostris
STRIGIFORMES
Tytonidae
Tyto alba
Strigidae
Megascops guatemalae
Bubo virginianus
Glaucidium
brasilianum
Strix virgata
Strix nigrolineata
CAPRIMULGIFORMES
Caprimulgidae
Chordeiles acutipennis
Chordeiles minor
Nyctidromus albicollis
Zarapito ganga
Zarapito trinador
Vuelvepiedras rojizo
Playero canuto
Playero blanco
Playero semipalmeado
Playero occidental
Playero chichicuilote
Playero rabadilla blanca
Playero pectoral
Playero zancón
Playero leonado
Costurero pico corto
Agachona común
Falaropo pico largo
Gaviotas
Salteador pomarino
Upland Sandpiper
Whimbrel
Ruddy Turnstone
Red Knot
Sanderling
Semipalmated Sandpiper
Western Sandpiper
Least Sandpiper
White-rumped Sandpiper
Pectoral Sandpiper
Stilt Sandpiper
Buff-breasted Sandpiper
Short-billed Dowitcher
Common Snipe
Wilson's Phalarope
Skuas, Gulls & Terns
Pomarine Jaeger
STS
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
Salteador parásito
Parasitic Jaeger
Great Skua
Laughing Gull
Ring-billed Gull
Herring Gull
Gull-billed Tern
Caspian Tern
Royal Tern
Sandwich Tern
Roseate Tern
Common Tern
Forster's Tern
Least Tern
Bridled Tern
Sooty Tern
Black Tern
Brown Noddy
Black Skimmer
?
?
MD L
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
?
MD L
MD L
Gaviota reidora
Gaviota pico anillado
Gaviota plateada
Charrán pico grueso
Charrán caspia
Charrán real
Charrán de sándwich
Charrán Rosado
Charrán común
Charrán de foster
Charrán mínimo
Charrán embridado
Charrán sombrío
Charrán negro
Charrán-bobo café
Rayador Americano
Palomas y tórtolas
Paloma doméstica
Paloma colorada
Paloma escamosa
paloma corona-blanca
Paloma morada
Paloma triste
Paloma ala blanca
Paloma huilota
Tórtola coquita
Tórtola rojiza
Tórtola azul
Paloma arroyera
Paloma cabeza ploma
Paloma caribeña
Paloma -perdiz rojiza
Pericos
Perico pecho sucio
PC
PI
NSZ
1
2
3
3
1
1(3)
1
1
1
2
1
2
1
1
1
1
1
4
4
3
3
1
6
4
4
4
4
3
4
4
3
3
4
4
4
4
3
3
2
2
2
2
3
2
2
3
2
3
2
7
2
7
6
4
2
2
6
5
9
10
9
10
P*
4
4
4
3
3
3
21
9
9
3
4
4
4
4
4
4
4
3
2
3
3
3
3
3
3
3
7
3
2
8
7
12
9
9
13
?
2
2
4
4
3
3
2
15
3
4
2
2
2
2
2
2
4
3
4
3
3
2
3
2
2
3
2
1
2
2
3
4
2
3
3
6
A
Pr
?
MDL
2
Loro cachete amarillo
Loro corona azul
Cucos
Cuclillo pico negro
Cuckoos & Anis
Black-billed Cuckoo
Cuclillo pico amarillo
Cuclillo manglero
Cuclillo canela
Cuclillo rayado
Cuclillo faisán
Yellow-billed Cuckoo
Mangrove Cuckoo
Squirrel Cuckoo
Striped Cuckoo
Pheasant Cuckoo
Garrapatero pico liso
Garrapatero pijuy
Smooth-billed Ani
Groove-billed Ani
Lechuzas
Lechuza de campanario
Búhos
Tecolote vermiculado
3
2
Búho cornudo
Tecolote bajeño
Barn-Owls
Barn Owl
Owls
Vermiculated ScreechOwl
Great Horned Owl
Ferruginous Pygmy-Owl
3
3
Búho café
Búho blanquinegro
Mottled Owl
Black-and-white Owl
Chotacabras
Chotacabras menor
Chotacabras zumbón
Chotacabras pauraque
Nightjars
Lesser Nighthawk
Common Nighthawk
Pauraque
169
NOM
3
2
2
2
2
2
3
3
3
3
3
3
4
Parrots
Aztec [Olive-throated]
Parakeet
Brown-hooded Parrot
White-crowned Parrot
White-fronted Parrot
Yellow-lored (Yucatan)
Parrot
Red-lored Parrot
Mealy Parrot
Loro cabeza oscura
Loro corona blanca
Loro frente blanca
Loro yucateco
E
Subespecie
?
?
MD L
MD L
?
MDL
Pigeons & Doves
Rock Dove
Pale-vented Pigeon
Scaled Pigeon
White-crowned Pigeon
Red-billed Pigeon
Short-billed Pigeon
White-winged Dove
Mourning Dove
Common Ground-Dove
Ruddy Ground-Dove
Blue Ground-Dove
White-tipped Dove
Gray-headed [Grayfronted] Dove
Caribbean Dove
Ruddy Quail-dove
S
3
3
3
3
3
3
3
3
3
2
3
2
2
3
3
Pr
A
Pr
Pr*
plumbeiceps
Pr
A
E
A
MD L
2
MD L
2
2
3
3
2
4
4
4
4
4
3
3
3
3
3
7
5
14
9
7
3
3
4
4
3
3
8
8
4
3
22
4
2
8
Pr
4
4
3
3
19
3
A
A
2
2
4
4
3
3
10
5
A
A
3
3
3
4
4
4
3
2
3
12
3
9
?
browni
FO
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
Nyctiphrynus
yucatanicus
Caprimulgus
carolinensis
C. badius
Nyctibiidae
Nyctibius jamaicensis
APODIFORMES
Apodidae
Chaetura pelagica
Trochilidae
Phaethornis
longuemareus
Campylopterus
curvipennis
Anthracothorax
prevostii
Chlorostilbon canivetii
Amazilia candida
A. tzacatl
Tapacamino yucateco
NSZ
1
4
3
10
E
NOM
Vencejos
Vencejo de chimenea
Colibrís
Ermitaño enano
Swifts
Chimney Swift
Hummingbirds
Little Hermit
2
4
3
6
Pr
Fandanguero cola cuña
Wedge-tailed Sabrewing
2
2
2
1
Pr
Colibrí garganta negra
Green-breasted Mango
3
4
3
4
Esmeralda tijereta
Colibrí cándido
Colibrí cola rojiza
Canivet's Emerald
White-bellied Emerald
Rufous-tailed
Hummingbird
Buff-bellied
Hummingbird
Cinnamon Hummingbird
Ruby-throated
Hummingbird
3
2
3
4
4
4
3
3
3
3
2
4
?
3
MDL
MD L
2
3
4
3
1
3
3
4
3
2
Pr
Pr
Trogones
Trogón cabeza negra
Trogons
Black-headed Trogon
3
4
3
2
Trogón violáceo
Trogón de collar
Trogón cola oscura
Violaceous Trogon
Collared Trogon
Slaty-tailed Trogon
2
2
2
4
4
4
3
3
3
7
11
3
Pr
Pr
Pr
Momotos
Momoto enano
Momoto corona azul
Martines-pescadores
Martín-pescador de
collar
Martín-pescador norteño
Martín-pescador
amazónico
Martín-pescador verde
Martín-pescador enano
Motmots
Tody Motmot
Blue-crowned Motmot
Kingfishers
Ringed Kingfisher
1
2
3
4
2
3
6
8
Pr
Pr
3
4
3
13
2
3
4
3
9
3
2
4
4
3
3
13
7
Belted Kingfisher
Amazon Kingfisher
MD L
Green Kingfisher
American Pygmy
Kingfisher
Bucos
Buco de collar
Puffbirds
White-necked Puffbird
2
4
3
7
Jacamares
Jacamar cola rufa
Jacamars
Rufous-tailed Jacamar
3
4
3
8
Pr
Tucanes
Tucaneta verde
Toucans
Emerald Toucanet
2
4
3
6
Pr
Arasari de collar
Tucán pico canoa
Carpinteros
Carpintero yucateco
2
2
4
4
3
3
4
3
Pr
A
3
4
3
1
3
4
3
4
MDL
2
3
4
3
6
3
4
3
10
4
3
1
Carpintero lineado
Carpintero pico plata
Collared Aracari
Keel-billed Toucan
Woodpeckers
Red-vented (Yucatan)
Woodpecker
Golden-fronted
Woodpecker
Yellow-bellied Sapsucker
Smoky-brown
Woodpecker
Golden-olive
Woodpecker
Chestnut-colored
Woodpecker
Lineated Woodpecker
Pale-billed Woodpecker
3
2
4
4
3
3
9
2
Orneros
Güitio pecho rufo
Ovenbirds
Rufous-breasted Spinetail
3
4
3
2
Picolezna liso
Hojarasquero oscuro
Plain Xenops
Scaly-throated Leaftosser
2
1
3
3
1
Trepatroncos
Trepatroncos sepia
Woodcreepers
Tawny-winged
Woodcreeper
Ruddy Woodcreeper
Olivaceous Woodcreeper
3
3
1
1
2
3
4
3
2
M. aurifrons
Carpintero cheje
Sphyrapicus varius
Veniliornis fumigatus
Chupasavia maculado
Carpintero café
Piculus rubiginosus
Carpintero oliváceo
Celeus castaneus
Carpintero castaño
Dryocopus lineatus
Campephilus
guatemalensis
PASSERIFORMES
Furnariidae
Synallaxis
erythrothorax
Xenops minutus
Sclerurus
guatemalensis
Dendrocolaptidae
Dendrocincla
anabatina
D. homochroa
Sittasomus
griseicapillus
Dendrocolaptes
certhia
Xiphorhynchus
flavigaster
Thamnophilidae
Thamnophilus doliatus
3
PI
2
Chuck-will's-widow
Colibrí canela
Colibrí garganta rubí
PICIFORMES
Bucconidae
Notharchus
macrorhynchos
Galbulidae
Galbula ruficauda
melanogenia
Ramphastidae
Aulacorhynchus
prasinus
Pteroglossus torquatus
Ramphastos sulfuratus
Picidae
Melanerpes pygmaeus
MDL
PC
3
Yucatan Nightjar
Potoos
Northern Potoo
Colibrí yucateco
C. americana
C. aenea
S
2
Tapacamino de Carolina
A. rutila
Archilochus colubris
C. alcyon
Chloroceryle amazona
STS
?
Tapacamino huil
Bienparados
Bienparado norteño
A. yucatanensis
TROGONIFORMES
Trogonidae
Trogon
melanocephalus
T. violaceus
T. collaris
T. massena
CORACIIFORMES
Momotidae
Hylomanes momotula
Momotus momota
Alcedinidae
Ceryle torquata
Yucatan Poorwill
Trepatroncos rojizo
Trepatroncos oliváceo
2
1
A
Pr
Pr
A
Pr
A
6
13
Pr
Pr
Pr
Trepatroncos barrado
Barred Woodcreeper
1
4
3
7
Trepatroncos bigotudo
Ivory-billed Woodcreeper
2
4
3
3
Aves hormigueras
Batará barrado
Antbirds
Barred Antshrike
3
4
3
7
170
?
E
Subespecie
Aves
FO
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
Microrhopias
quixensis
Cercomacra tyrannina
Formicariidae
Formicarius analis
(moniliger)
Tyrannidae
Camptostoma imberbe
Myiopagis viridicata
Elaenia martinica
E. flavogaster
Mionectes oleagineus
Leptopogon
amaurocephalus
Oncostoma
cinereigulare
Todirostrum sylvia
T. cinereum
Rhynchocyclus
brevirostris
Tolmomyias
sulphurescens
Platyrinchus
cancrominus
Onychorhynchus
coronatus
Myiobius
sulphureipygius
Contopus virens
C. cinereus
Empidonax flaviventris
E. virescens
E. minimus
Attila spadiceus
Myiarchus
yucatanensis
M. tuberculifer
M. crinitus
M. tyrannulus
Pitangus sulphuratus
Megarynchus pitangua
Myiozetetes similis
Myiodynastes
maculatus
M. luteiventris
Legatus leucophaius
Tyrannus
melancholicus
T. couchii
T. tyrannus
T. dominicensis
Pachyramphus major
P. aglaiae
Tityra semifasciata
T. inquisitor
Schiffornis turdinus
Pipridae
Manacus candei
Pipra mentalis
Hirundinidae
Progne subis
P. chalybea
Tachycineta bicolor
T. albilinea
Stelgidopteryx
serripennis
S. ridgwayi
Riparia riparia
Hirundo pyrrhonota
H. rustica
Corvidae
Cyanocorax yncas
C. morio
C. yucatanicus
Troglodytidae
Thryothorus
maculipectus
T. ludovicianus
Troglodytes aedon
(musculus)
Uropsila leucogastra
Henicorhina
leucosticta
Sylviidae
Hormiguero ala
punteada
Hormiguero tirano
Hormigueros
Hormiguero-cholino cara
negra
Mosqueros
Mosquero lampino
Dot-winged Antwren
Elenia verdosa
Elenia caribeña
Elenia vientre amarillo
Mosquero ocrillo
Mosquero gorra parda
Dusky Antbird
Antthrushes & Antpittas
Mexican [Black-faced]
Antthrush
Tyrant Flycatchers
Northern BeardlessTyrannulet
Greenish Elaenia
Caribbean Elaenia
Yellow-bellied Elaenia
Ochre-bellied Flycatcher
Sepia-capped Flycatcher
Mosquero pico curvo
Northern Bentbill
Espatulilla gris
Mosquero de anteojos
Slate-headed TodyFlycatcher
Common TodyFlycatcher
Eye-ringed Flatbill
Mosquero ojo blanco
Yellow-olive Flycatcher
Mosquero pico chato
Stub-tailed Spadebill
Mosquero real
Royal Flycatcher
Mosquero rabadilla
amarilla
Pibí oriental
Pibí tropical
Mosquero vientre
amarillo
Mosquero verdoso
Mosquero mínimo
Atila
Papamoscas yucateco
Sulphur-rumped
Flycatcher
Eastern Wood-Pewee
Tropical Pewee
Yellow-bellied Flycatcher
Papamoscas triste
Papamoscas viajero
Papamoscas tirano
Luis bienteveo
Luis pico grueso
Luis gregario
Papamoscas rayado
Dusky-capped Flycatcher
Great Crested Flycatcher
Brown-crested Flycatcher
Great Kiskadee
Boat-billed Flycatcher
Social Flycatcher
Streaked Flycatcher
Papamoscas atigrado
Sulphur-bellied
Flycatcher
Piratic Flycatcher
Tropical Kingbird
Espatulilla amarillo
Papamoscas pirata
Tirano tropical
Tirano silbador
Tirano dorso negro
Tirano gris
Mosquero-cabezón
mexicano
Mosquero-cabezón
degollado
Titira enmascarada
Titira pico negro
Saltarín café
Manaquines
Manaquín cuello blanco
Manaquín cabeza roja
Golondrinas
Golondrina azulnegra
Golondrina acerada
Golondrina bicolor
Golondrina manglera
Golondrina ala aserrada
Golondrina yucateca
Golondrina ribereña
Golondrina risquera
Golondrina tijereta
Charas
Chara verde
Chara papán
Chara yucateca
Chivirines
Chivirín moteado
Chivirín de Carolina
Chivirín saltapared
Chivirín vientre blanco
Chivirín pecho blanco
Perquitas
Acadian Flycatcher
Least Flycatcher
Bright-rumped Attila
Yucatan Flycatcher
Couch's Kingbird
Eastern Kingbird
Gray Kingbird
Gray-collared Becard
STS
S
2
3
2
4
3
4
3
3
2
3
3
2
2
4
4
4
4
4
3
3
3
3
3
8
3
9
8
7
Pr
Pr
3
4
3
2
Pr
?
3(2)
MDL
MD L
MDL
MDL
PC
4
PI
2
NSZ
5
4
3
7
3
5
4
3
6
4
3
2
4
3
5
2
4
1
13
Pr
2(1)
4
3
2
Pr
1
4
3
2
Pr
2
4
3
2
Pr
2
3
3
4
2
12
4
4
3
3
8
1
3
3
2
3
Pr
8
3
13
MDL
4
4
4
4
3
3
3
2
9
11
8
9
MD L
3
4
3
4
MDL
3
3
4
4
3
3
8
12
3
3
3
2
4
3
1
4
4
3
3
3
3
Rose-throated Becard
2
4
3
3
Masked Tityra
Black-crowned Tityra
Thrushlike Manakin
Manakins
White-collared Manakin
Red-capped Manakin
Swallows
Purple Martin
Gray-breasted Martin
Tree Swallow
Mangrove Swallow
Northern Rough-winged
Swallow
Ridgway's Rough-winged
Swallow
Bank Swallow
Cliff Swallow
Barn Swallow
Jays
Green Jay
Brown Jay
Yucatan Jay
Wrens
Spot-breasted Wren
2
2
1
4
4
4
3
3
2
6
6
7
2
2
3
3
3
3
1
2
4
4
2
3
3
12
MDL
3
3
3
3
3
4
4
2
3
4
5
MDL
2
3
3
3
4
3
1
MDL
4
3
3
3
3
2
4
3
4
White-browed [Carolina]
Wren
(Southern) House Wren
White-bellied Wren
White-breasted WoodWren
Gnatcatchers
171
MDL
MDL
?
Pr
3
4
MD L
?
NOM
Pr
Pr
3
2
3
3
3
3
3
MDL
E
Pr
Pr
E
E
3
4
3
2
3
3
2
2
3
4
2
20
2
2
4
4
3
3
2
9
Subespecie
FO
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
Ramphocaenus
melanurus
Polioptila caerulea
P. plumbea
Turdidae
Catharus fuscescens
C. minimus
C. bicknelli
C. ustulatus
Hylocichla mustelina
Turdus grayi
Mimidae
Dumetella carolinensis
Melanoptila
glabirostris
Mimus gilvus
Bombycillidae
Bombycilla cedrorum
Vireonidae
Vireo griseus
V. pallens
V. flavifrons
V. philadelphicus
V. olivaceus
V. flavoviridis
V. altiloquus
V. magister
Hylophilus
ochraceiceps
H. decurtatus
Cyclarhis gujanensis
Parulidae
Vermivora pinus
V. chrysoptera
V. peregrina
Parula americana
Dendroica petechia
(aestiva)
D. petechia
(erithachorides)
D. pensylvanica
D. magnolia
D. tigrina
D. caerulescens
Soterillo picudo
Long-billed Gnatwren
STS
S
3
PC
4
PI
3
NSZ
7
Perlita azulgris
Perlita tropical
Zorzales y mirlos
Zorzal rojizo
Zorzal cara gris
Zorzal de Bicknelli
Zorzal de Swainson
Zorzal maculado
Mirlo pardo
Cenzontles
Maullador gris
Maullador negro
Blue-gray Gnatcatcher
Tropical Gnatcatcher
Solitaires & Thrushes
Veery
Gray-cheeked Thrush
Bicknell's Thrush
Swainson's Thrush
Wood Thrush
Clay-colored Robin
Mockingbirds
Gray Catbird
Black Catbird
B
MDL
3
3
4
4
3
3
4
8
MDL
MDL
?
MDL
MDL
2
2
3
2
3
4
3
5
3
2
4
3
1
Centzontle tropical
Ampelíes
Ampelis chinito
Vireos
Vireo ojo blanco
Vireo manglero
Vireo garganta amarilla
Vireo de Filadelfia
Vireo ojo rojo
Vireo verdeamarillo
Vireo bigotudo
Vireo yucateco
Verdillo ocre
Tropical Mockingbird
Waxwings
Cedar Waxwing
Vireos
White-eyed Vireo
Mangrove Vireo
Yellow-throated Vireo
Philadelphia Vireo
Red-eyed Vireo
Yellow-green Vireo
Black-whiskered Vireo
Yucatan Vireo
Tawny-crowned Greenlet
3
4
3
8
Verdillo gris
Vireón ceja rufa
Lesser Greenlet
Rufous-browed
Peppershrike
Wood-Warblers
Blue-winged Warbler
Golden-winged Warbler
Tennessee Warbler
Northern Parula
Yellow Warbler
Chipes
Chipe ala azul
Chipe ala dorada
Chipe peregrino
Parula norteña
Chipe amarillo
Chipe amarillo
Chipe flanco castaño
Chipe de magnolia
Chipe atigrado
Chipe azulnegro
D. coronata (coronata)
Chipe coronado
D. virens
Chipe dorso verde
D. fusca
D. dominica
D. discolor
D. palmarum
D. castanea
D. cerulea
Mniotilta varia
Setophaga ruticilla
Protonotaria citrea
Helmitheros
vermivorus
Limnothlypis
swainsonii
Seiurus aurocapillus
S. noveboracensis
S. motacilla
Oporornis formosus
Geothlypis trichas
G. poliocephala
Chipe garganta naranja
Chipe garganta amarilla
Chipe de pradera
Chipe playero
Chipe castaño
Chipe cerúleo
Chipe trepador
Chipe flameante
Chipe dorado
Chipe gusanero
Wilsonia citrina
W. pusilla
Basileuterus
culicivorus
Icteria virens
Granatellus sallaei
Thraupidae
Cyanerpes cyaneus
Euphonia affinis
E. hirundinacea
E. gouldi
Thraupis episcopus
T. abbas
Eucometis penicillata
Lanio aurantius
Habia rubica
H. fuscicauda
Piranga roseogularis
P. rubra
Mangrove [Yellow]
Warbler
Chestnut-sided Warbler
Magnolia Warbler
Cape May Warbler
Black-throated Blue
Warbler
Myrtle [Yellow-rumped]
Warbler
Black-throated Green
Warbler
Blackburnian Warbler
Yellow-throated Warbler
Prairie Warbler
Palm Warbler
Bay-breasted Warbler
Cerulean Warbler
Black-and-White Warbler
American Redstart
Prothonotary Warbler
Worm-eating Warbler
MDL
?
E
NOM
MD L
3
MDL
3
2
3
3
3
3
3
2
2
3
4
2
3
1
2
4
4
4
4
4
2
3
2
3
3
8
2
3
1
4
Pr
2
4
2
4
Pr
2
2
3
3
3
4
2
3
3(2)
4
2
7
MDL
MDL
MDL
MDL
?
?
3
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
3
3
2
2
MDL
3
MDL
3
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MDL
MD L
MDL
2
3
2
2
2
3
3
3
2
2
Pr
4
3
2
Pr
4
3
1
Pr
Chipe corona café
Swainson's Warbler
MDL
2
P
Chipe suelero
Chipe charquero
Chipe arroyero
Chipe patilludo
Mascarita común
Mascarita pico grueso
Ovenbird
Northern Waterthrush
Louisiana Waterthrush
Kentucky Warbler
Common Yellowthroat
Gray-crowned
Yellowthroat
Hooded Warbler
Wilson's Warbler
Golden-crowned Warbler
MDL
MDL
MDL
MD L
MD L
2
2
2
2
3
3
Pr
Pr
Pr
MDL
MD L
2
3
2
4
2
9
Yellow-breasted Chat
Gray-throated Chat
Tanagers
Red-legged Honeycreeper
Scrub Euphonia
Yellow-throated
Euphonia
Olive-backed Euphonia
Blue-gray Tanager
Yellow-winged Tanager
Gray-headed Tanager
Black-throated ShrikeTanager
Red-crowned AntTanager
Red-throated AntTanager
Rose-throated Tanager
Summer Tanager
MD L
3
2
4
4
3
3
4
1
3
3
3
4
4
3
3
2
2
2
3
3
2
3
4
4
4
4
3
3
3
3
3
1
1
7
2
6
Chipe encapuchado
Chipe corona negra
Chipe corona dorada
Buscabreña
Granatelo yucateco
Tangaras
Mielero pata-roja
Eufonia garganta negra
Eufonia garganta
amarilla
Eufonia olivácea
Tángara azulgris
Tángara ala amarilla
Tángara cabeza gris
Tángara garganta negra
Tángara-hormiguera
corona roja
Tángara-hormiguera
garganta roja
Tángara yucateca
Tángara roja
172
1
?
MDL
4
4
3
3
4
4
A
Pr
Pr
Pr
Pr
1
4
3
6
2
4
3
3
2
3
3
4
3
3
1
2
E
Subespecie
Aves
FO
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
A
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
R
Nombre científico
P. olivacea
Cardinalidae
Saltator coerulescens
S. maximus
S. atriceps
Caryothraustes
poliogaster
Cardinalis cardinalis
Pheucticus
ludovicianus
Cyanocompsa
cyanoides
C. parellina
Guiraca caerulea
Passerina cyanea
P. ciris
Spiza americana
Emberizidae
Arremonops
rufivirgatus
A. chloronotus
Volatinia jacarina
Sporophila torqueola
morelleti
Passerculus
sandwichensis
Melospiza lincolnii
Zonotrichia leucophrys
Icteridae
Dolichonyx oryzivorus
Agelaius phoeniceus
Dives dives
Quiscalus mexicanus
Molothrus aeneus
Scaphidura oryzivora
Icterus dominicensis
prosthemelas
I. spurius
I. cucullatus
I. chrysater
I. mesomelas
I. auratus
I. gularis
I. galbula
Amblycercus
holosericeus
Psarocolius
montezuma
Tángara escarlata
Picogordos y colorines
Picurero grisáceo
Picurero bosquero
Picurero cabeza negra
Picogordo cara negra
Scarlet Tanager
Grosbeaks & Buntings
Grayish Saltator
Buff-throated Saltator
Black-headed Saltator
Black-faced Grosbeak
Cardenal rojo
Picogordo pecho rosa
Northern Cardinal
Rose-breasted Grosbeak
Picogordo negro
Colorín azulnegro
Picogordo azul
Colorín azul
Colorín sietecolores
Arrocero americano
Semilleros y gorriones
STS
MDL
S
3
PC
PI
NSZ
3
3
2
2
4
4
3
4
3
3
2
3
6
8
2
1
3
2
4
3
5
MDL
Blue-black Grosbeak
2
MDL
MDL
MDL
2
3
2
3
3
4
4
4
3
3
3
7
6
2
Rascador oliváceo
Blue Bunting
Blue Grosbeak
Indigo Bunting
Painted Bunting
Dickcissel
Emberizine Finches &
Sparrows
Olive Sparrow
2
4
3
2
Rascador dorso verde
Semillero brincador
Semillero de collar
Green-backed Sparrow
Blue-black Grassquit
White-collared Seedeater
3
3
3
4
4
4
3
3
2
1
10
2
Gorrión sabanero
Savannah Sparrow
MDL
2
Gorrión de Lincoln
Gorrión corona blanca
Tordos y bolseros
Tordo arrocero
Tordo sargento
Tordo cantor
Zanate mexicano
Tordo ojo rojo
Tordo gigante
Bolsero dominico
Lincoln's Sparrow
White-crowned Sparrow
Blackbirds & Orioles
Bobolink
Red-winged Blackbird
Melodious Blackbird
Great-tailed Grackle
Bronzed Cowbird
Giant Cowbird
Black-cowled Oriole
MDL
?
2
Bolsero castaño
Bolsero encapuchado
Bolsero dorso dorado
Bolsero cola amarilla
Bolsero yucateco
Bolsero de altamira
Bolsero de Baltimore
Cacique pico claro
Orchard Oriole
Hooded Oriole
Yellow-backed Oriole
Yellow-tailed Oriole
Orange Oriole
Altamira Oriole
Baltimore Oriole
Yellow-billed Cacique
MDL
Oropéndola Moctezuma
Montezuma Oropendola
173
E
NOM
Pr
Pr
?
MDL
Subespecie
3
3
3
3
3
3
4
4
4
4
4
4
3
3
3
3
3
2
6
2
7
6
8
1
3
3
3
3
2
2
2
2
4
4
4
4
4
4
3
3
2
3
3
3
3
2
3
5
5
5
1
2
5
2
4
3
1
A
E
A
Pr
rostratus
19
E. ESCOBEDO-CABRERA (✉), M. CHABLÉ-JIMÉNEZ Y C. POOL-VALDEZ
escobedo@ecosur.mx
Resumen
Mediante diferentes técnicas de recolecta en sitios de ambientes terrestres del Santuario del
Manatí, la ribera del río Hondo y sus áreas de influencia, registramos 88 especies de
mamíferos terrestres, que representan un alto porcentaje (82 %) de las reportadas para el
estado de Quintana Roo. Del total de especies registradas, 28 tienen un estatus de protección
en instancias de nivel nacional e internacional. En la Norma Oficial Mexicana (NOM-059)
se incluyen a 20 especies; cuatro sujetas a protección especial, ocho amenazadas y ocho en
peligro de extinción. En el Acuerdo de la Convención sobre Comercio Internacional de
Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestres (CITES por sus siglas en inglés) están
enlistadas nueve especies, mientras que en la Lista Roja de la Unión Mundial para la
Naturaleza (IUCN por sus siglas en inglés) están doce especies. Encontramos 15 especies
que son endémicas a Mesoamérica y una especie endémica a México, y registramos a seis
especies críticas: Potos flavus (mico de noche), Tamandua mexicana (oso hormiguero),
Alouatta pigra (mono aullador negro), Ateles geoffroyi (mono araña), Tapirus bairdii (tapir)
y Lontra longicaudis (nutria neotropical). También registramos a cinco de los seis felinos
que habitan en México: el jaguar (Panthera onca), el puma (Puma concolor), el ocelote
(Leopardus pardalis), el tigrillo (L. wiedii) y el yaguarundi (Herpailurus jagouaroundi). La
pérdida y fragmentación de hábitat es grave en el área de estudio, particularmente en la zona
dedicada al cultivo de caña de azúcar de Quintana Roo y de Belice, lo que ha puesto en
grave riesgo la conservación de la biodiversidad, incluyendo la de los mamíferos residentes
de esa zona. Recomendamos hacer esfuerzos urgentes de conservación y proponemos la
creación de un área natural protegida (ANP) ubicada en la superficie donde aún existe un
conjunto de ecosistemas en buen estado de conservación, en la zona sur de la península de
Yucatán. La creación de esta ANP daría una continuidad en la cobertura vegetal y formaría
un importante corredor biológico multinacional, ya que permitiría el flujo genético entre
organismos que habitan ANPs contiguas de México, Belice y Guatemala.
Abstract
Using a variety of sampling techniques in terrestrial environments of the Manatee
Sanctuary, the Rio Hondo bank and their areas of influence, we recorded 88 species of
terrestrial mammals, which represent a high percentage (82 %) of all reported for the state of
Quintana Roo. In our list, 28 species have a protection status by national and international
agencies. The Official Mexican Norm (NOM-059) includes 20 of these species; four subject
to special protection, eight as endangered and eight in danger of extinction. Nine are listed in
the Convention on International Trade in Endangered Species of Wild Fauna and Flora
(CITES), and twelve are in the Red List of the World Conservation Union (UICN, formerly
The International Union for the Conservation of Nature and Natural Resources). We found
15 endemic species to Mesoamerica and one to Mexico, and registered six critical species:
Potos flavus (Kinkajous), Tamandua mexicana (northern tamandua), Alouatta pigra
(Mexican black howler monkey), Ateles geoffroyi (Central American spider monkey),
Tapirus bairdii (Baird's tapir) and Lontra longicaudis (neotropical river otter). We also
recorded five out of the six felines present in Mexico: the jaguar (Panthera onca), the
cougar (Puma concolor), the ocelot (Leopardus pardalis), the margay (L. wiedii) and the
ECOSUR, 2009
jaguarondi (Herpailurus jagouaroundi). The loss and fragmentation of habitats is critical in
the study area, particularly in the zone of sugar cane plantations of Quintana Roo and Belize,
which have threatened the conservation of existing biodiversity including mammal residents
of this zone. We urgently recommend a conservation approach and consequently propose the
creation of a natural protected area (NPA), located in a region where well conserved areas
can still be found, in the southern part of the Yucatán Peninsula. The creation of this NPA
will allow the continuity of forest cover and will create an important multinational biological
corridor, enabling the gene flow of organisms inhabiting connected NPAs from Mexico,
Belize and Guatemala.
Introducción
Las principales presiones antrópicas sobre la diversidad
biológica son la destrucción de hábitat, la
sobreexplotación de recursos, la contaminación
ambiental y la introducción de especies exóticas
vegetales y animales, lo cual está directamente
relacionado con el rápido crecimiento poblacional
humano del siglo XX (Ceballos et al. 2000). La
reducción del hábitat natural ha provocado el
aislamiento de áreas remanentes de vegetación nativa,
rodeada de sistemas agropecuarios. Los efectos de la
perturbación varían con los estados de sucesión de la
vegetación, y sus consecuencias dependen de factores
que surgen en la zona circundante (Cervantes et al.
2000).
El área terrestre del santuario del manatí (SM),
la ribera del río hondo (RRH) y sus áreas de influencia
no escapan a esta problemática, y a pesar del gran
deterioro de los ecosistemas naturales de la región, es
poco el conocimiento de su riqueza biológica.
Este trabajo contribuye al conocimiento sobre
los mamíferos que habitan el área mencionada, al
presentar las especies que se han registrado, su estatus
de protección a nivel nacional e internacional, así como
las áreas de riesgo para su conservación por los
impactos antropogénicos actuales. Al final se concluye
con recomendaciones para la conservación de estos
organismos.
que sostienen la diversidad de especies en la región sur
de Quintana Roo.
La RRH se localiza en la región terrestre
prioritaria (RTP) para la conservación de México 148,
conocida como río Hondo; forma parte del corredor
biológico mesoamericano (Arriaga et al. 2000, Cedeño
2002) y se conecta con las RTP 149 y 151, regiones
importantes, ya que en conjunto poseen masas
forestales continuas, probablemente entre las de mayor
importancia del México tropical. Además la RTP 148
forma parte del corredor biológico mesoamericano
(Arriaga et al. 2000, Cedeño 2002) y conecta las áreas
naturales protegidas Calakmul, Sian Kaán y Silvituc, y
es puente de conexión con áreas naturales de Belice.
El río Hondo se ubica en el límite sur del
estado de Quintana Roo, entre los paralelos 17º 50’ y
18º 30’ N y las longitudes 88º 15’ y 89º 01’ W: es la
frontera natural de México con Belice. La distancia
aproximada del río, desde Lagunitas hasta su
desembocadura en la bahía de Chetumal, es de 107.5
km; su profundidad media es alrededor de los 10 m y
tiene una anchura promedio de de 50 m (Gamboa 1991,
Magnon 1996). El río es pluvial, ya que no brota en su
origen de la zona freática; se inicia en Guatemala con
el nombre de río Azul y aproximadamente a la altura
del punto Dos Bocas toma el nombre de río Hondo
debido a su profundidad y cauce. En Belice, los ríos
Azul, Bravo (Booth’s) y laguna San Román
constituyen los tributarios más importantes al cauce del
Río, aunque también existen abundantes tributarios
temporales (Herrera 1942, cit. en Magnon 1996). El
cauce del río Hondo es también la principal vía de
navegación en el sur de Quintana Roo y de los distritos
del norte de Belice (Herrera 1942, Careaga 1990 cit. en
Gamboa 1991).
El trabajo de campo se realizó en localidades
dentro de los límites del SM, RRH y sus áreas de
influencia. Los principales sitios de muestreo dentro
del SM fueron 1) rancho Monte Calvario, 8 km al norte
de Raudales; 2) 5 km al sur del ejido Tollocan; 3)
rancho Dos Hermanos, ejido Calderas de barlovento; 4)
4 km al sureste del rancho Dos Hermanos; 5) rancho
Punta de Mangal, ejido Calderas de barlovento; 6)
Métodos
Área de estudio
Comprende el área terrestre que corresponde al SM,
bahía de Chetumal, el cual se ubica dentro de las
regiones terrestres prioritarias para la conservación de
México 147 y 149 (Fig. 1, Arriaga et al. 2000). Estas
regiones se caracterizan por la riqueza de ecosistemas
con un grado alto de conservación, y tienen una gran
importancia como corredor biológico, ya que conectan
las reservas de Calakmul y de Sian Kaán. A una escala
mayor, el área de estudio es parte del corredor
biológico que une a otras áreas protegidas adyacentes,
como la reserva de Sian Kaán, la Reserva de Uaymil,
la Reserva de Uyumil Ceh, lo cual permite la
continuidad de los procesos ecológicos fundamentales
175
Escobedo-Cabrera et al.
Figura 1. Área de estudio en Quintana Roo (resaltada en negro), que comprende la parte terrestre del Santuario del
Manatí y la zona de la ribera del río Hondo. En la parte superior izquierda se representan áreas terrestres prioritarias
de México (Arriaga et al. 2000).
frente a cayo Venado; 7) Siete Mogotes, 2 km al
sureste de Punta Mainada; y 8) zona arqueológica de
Oxtankah. Para la RRH fueron 1) La Unión, 2) San
Francisco Botes, 3) Álvaro Obregón y 4) Juan Sarabia.
Las áreas de influencia comprendieron el área natural
protegida San Felipe Bacalar, así como diversas
localidades fuera de los límites del SM y del río
Hondo.
permitió registrar con rapidez aquellas especies
presentes en la zona y que no se capturaron con el
empleo de redes de niebla y trampas de arpa; 4)
Trampas Sherman: para la captura de pequeños
mamíferos se utilizaron 70 trampas cebadas con avena
y vainilla durante 40 noches. Las trampas cebadas se
colocaron en transectos, con una distancia entre 8 y 10
m entre trampas, las que se revisaban y recebaban al
día siguiente; 5) Recorridos: en cada localidad de
muestreo se realizaron recorridos a pie entre la
vegetación y aprovechando las veredas existentes;
durante cada recorrido se anotaron las especies
observadas. También se hicieron inspecciones visuales
en busca de huellas que nos indicaran la presencia de
otras especies. Los mamíferos que fueron detectados
por medio de rastros, sonidos, olores, rascaderas, se
registraron únicamente cuando se tenía la seguridad de
su identificación; 6) Entrevistas: se realizaron a manera
de plática con personas que habitan la zona, y que
preferentemente fueran cazadores. Las entrevistas se
realizaron con el apoyo de un libro con fotografías de
los mamíferos cuya presencia era probable en la zona.
Los organismos recolectados se prepararon
con las técnicas convencionales para colecciones de
tipo científico, según Hall y Kelson (1959), Williams et
al. (1977) y Ramírez-Pulido (1989). La identificación
de las especies de talla pequeña se hizo por medio de
guías de campo y claves (Hall 1981, Reid 1997). Los
ejemplares se depositaron en la Colección
Mastozoológica del Museo de Zoología de Ecosur de la
Unidad Chetumal (ECO-CH-M), que cuenta con
registro oficial ante el Instituto Nacional de Ecología
(No. QNR.MA.014.0497).
Especies registradas
Las especies se registraron principalmente de acuerdo
al trabajo de campo realizado desde 1996 hasta el 2005,
lo mismo que por registros bibliográficos y ejemplares
incluidos en la base de datos de la colección de
mamíferos del Museo de Zoología-Ecosur.
Se usaron seis diferentes técnicas de muestreo
en el campo: 1) Redes de niebla: se emplearon cuatro
de 12 x 2 m, las cuales se colocaron por las tardes en
senderos naturales, caminos y a orillas de cuerpos de
agua. El muestreo por la noche duraba un promedio de
5 h; 2) Trampas de arpa: se emplearon dos de 2.0 x 2.8
m, que se colocaron en senderos naturales angostos y
en cuerpos de agua, antes de oscurecer, y
permanecieron abiertas durante toda la noche; 3)
Sistema detector de murciélagos, Anabat II, que es un
sistema electrónico de detección de las ondas de sonido
que emiten los murciélagos por ecolocación. El sistema
se instaló en zonas abiertas y cerradas, y se grabaron
los sonidos. La identificación de las especies a través
de los sonidos grabados se realizó por comparación de
una base de información de señales preexistentes
(O’Farell y Miller 1997, O’Farrell et al. 1999), usando
el software Analook. El uso de este sistema nos
176
Estatus de protección
Para confirmar si una especie determinada se
encontraba catalogada en algún estatus de protección
ecológica, ya sea a nivel nacional o internacional, se
consultaron los siguientes documentos: la Norma
Oficial Mexicana NOM-059 (Diario Oficial de la
Federación, DOF, 2001), la Lista Roja de la Unión
Mundial para la Naturaleza (IUCN por sus siglas en
inglés, 2004), y el Acuerdo de la Convención sobre
Comercio Internacional de Especies Amenazadas de
Fauna y Flora Silvestres (CITES por sus siglas en
inglés, 2005). Los dos primeros documentos se
consideran los de mayor relevancia en términos de
conservación de las especies.
de algún estatus de protección a nivel nacional e
internacional. La NOM-059 protege a 17 (24 %)
especies, tres (4 %) son catalogadas como sujetas a
protección especial, seis (8.5 %) como amenazadas y
ocho (11 %) en peligro de extinción. En las áreas de
influencia se encontraron ocho (11 %) registradas por
CITES y nueve (13.6 %) en el Libro Rojo de la UICN,
además de registrarse 14 especies endémicas de
Mesoamérica y otra de México (Tabla 1).
Si comparamos la riqueza encontrada (87
especies) en la zona de estudio con la registrada para
todo el estado de Quintana Roo (106 especies), en ella
se alberga el 82 % de las especie de mamíferos
terrestres del estado. En comparación con lo reportado
por Pozo y Escobedo (1999) para la reserva de la
biosfera de Sian Kaán (70 especies), la zona de estudio
es más diversa. Esta diferencia se debe a un mayor
registro de especies de murciélagos, gracias al uso de
diferentes técnicas de muestreo para este grupo en el
área de estudio, mientras que en Sian Ka’an solamente
se colectaron por medio de redes de niebla.
En la zona de estudio se registraron 88 especies de
mamíferos terrestres, correspondientes a nueve órdenes
y 27 familias, de las cuales 28 se encuentran incluidas
en algún estatus de protección a nivel nacional o
internacional. La NOM-059 incluye a 20 especies;
cuatro catalogadas como sujetas a protección especial,
ocho como amenazadas y ocho en peligro de extinción.
El SM contiene nueve incluidas en el CITES y doce en
el libro rojo de la UICN; además se encontraron 15
especies endémicas a Mesoamérica y una especie
endémica a México.
De las 88 especies, 64 se registraron dentro
del SM, 70 dentro de la RRH y 71 en sus áreas de
influencia. Seis especies se encontraron exclusivamente
en el área de influencia, 10 en la RRH y tres en el SM
(Tabla 1).
De las 64 especies encontradas en el SM, 18
(28 %) se encuentran protegidas dentro de algún estatus
de protección a nivel nacional e internacional. La
NOM-059 protege a 14 especies (23 %), dos (3 %) son
catalogadas como sujetas a protección especial, cinco
(8 %) como amenazadas y siete (11 %) en peligro de
extinción. El SM contiene ocho (12 %) especies
incluidas en el CITES y seis (9 %) en el libro rojo de la
UICN. Aquí se encontraron 10 especies endémicas de
Mesoamérica y una especie endémica de México
(Tabla 1).
De las 70 especies encontradas en la RRH, 23
(33 %) se encuentran protegidas dentro de algún estatus
de protección a nivel nacional e internacional. La
NOM-059 protege a 17 (24 %) especies, cuatro (6 %)
son catalogadas como sujetas a protección especial,
cinco (7 %) como amenazadas y ocho (11 %) en
peligro de extinción. En la RRH se encontraron nueve
(13 %) especies que están registradas por CITES y 10
(14 %) en el Libro Rojo de la UICN, además de existir
ocho especies endémicas de Mesoamérica (Tabla 1).
De las 71 especies encontradas en las áreas de
influencia, 23 (33 %) se encuentran protegidas dentro
Especies críticas
Aunque no existen datos sobre las abundancias de éstas
especies, es importante resaltar la presencia de varias
de ellas en el área de estudio: el mico de noche (Potos
flavus), el oso hormiguero (Tamandua mexicana), el
mono aullador negro (Alouatta pigra), el mono araña
(Ateles geoffroyi) y especies de hábitos arborícolas
afectadas directamente por la fragmentación de su
hábitat. También registramos cinco de los seis felinos
de México: jaguar (Panthera onca), puma (Puma
concolor), ocelote (Leopardus pardalis), tigrillo (L.
wiedii) y el yaguarundi (Herpailurus jagouaroundi).
Finalmente, destaca la presencia de dos especies
altamente dependientes del agua: el tapir (Tapirus
bairdii) y la nutria neotropical (Lontra longicaudis).
Todas estas son especies protegidas a nivel nacional,
gracias a su inclusión en la NOM-059, lo mismo que a
nivel internacional, por la UICN y CITES.
Para la nutria neotropical, las personas
entrevistadas comentan que la especie era más común
de observar en el pasado, indicando probablemente una
disminución de su población en el área de estudio. Los
avistamientos más recientes que registramos se
localizan entre las poblaciones de San Francisco Botes
y La Unión en el río Hondo, y en las localidades de
Úrsulo Galván (Raudales) y Laguna Guerrero en el
SM. Para mayor información sobre esta especie y su
situación en la zona, el lector puede consultar en este
libro el capítulo de S. Calmé y M. Sanvicente.
El área de distribución actual del tapir se ha
reducido considerablemente; comprendía originalmente
desde Veracruz, en el sureste de México, hasta la parte
oeste de los Andes, el norte de Colombia y el golfo de
Guayaquil, en Ecuador (Reid 1997, Hall 1981,
177
Tabla 1. Especies enlistadas por Familia de mamíferos terrestres del Santuario del Manatí, la Ribera del río Hondo
y áreas de influencia. Se anota el estatus de protección según la Convención sobre Comercio Internacional de
Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestres (CITES 2005), la Lista Roja de la Unión Mundial para la
Naturaleza (IUCN 2004) y la Norma Oficial Mexicana (NOM, Diario Oficial de la Federación 2001); los
endemismos (E) según Flores y Gerez (1994). Las categorías para CITES son los apéndices I y II*; para la IUCN
son: Ca= casi amenazado, EP= en Peligro, Di= datos insuficientes; y para la NOM son: PE= en peligro de
extinción, A= amenazada, Pr= sujeta a protección especial; para los endémicos: M= Mesoamérica, PY= península
de Yucatán. Zona de registro: SM= dentro de los límites del santuario del manatí, RH= ribera del río Hondo y A=
área de influencia. Ver más detalles en el texto
Familia/Especie
Marmosidae
Marmosa mexicana
Didelphidae
Didelphis marsupialis
D. virginiana
Philander opossum
Dasypodidae
Dasypus novemcinctus
Myrmecophagidae
Tamandua mexicana
Soricidae
Cryptotis mayensis
Emballonuridae
Diclidurus albus
Rhynchonycteris naso
Saccopterix bilineata
Noctilionidae
Noctilio leporinus
Mormoopidae
Mormoops megalophylla
Pteronotus davyi
P. parnellii
P. personatus
Phyllostomidae
Micronycteris branchyotis
M. microtis
M. schmidtorum
Desmodus rotundus
Diphylla ecaudata
Mimon cozumelae
Tonatia brasiliense
T. evotis
Glossophaga soricina
Artibeus intermedius
Nombre Común CITES IUCN
NOM
E
Zona de registro
Ratón tlacuache
SM, RH, A
Tlacuache común
Tlacuache común
Tlacuache cuatro
ojos
A
SM, RH, A
SM, RH, A
Armadillo
SM, RH, A
Oso hormiguero
PE
M
Musaraña
SM, RH, A
SM, A
Murciélago
blanco
Murciélago
Murciélago
RH
RH, A
SM, RH, A
Pr
Murciélago
pescador
RH
Murciélago cara
de fantasma
Murciélago
espalda desnuda
Murciélago
bigotón
Murciélago
M
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
RH, A
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Vampiro común
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
A
A
Ca
Ca
178
A
A
M
RH, A
SM, A
SM, A
SM, RH, A
A
RH, A
RH
A
SM, RH, A
SM, RH, A
Familia/Especie
A. jamaicensis
A. lituratus
Carollia brevicauda
C. perspicillata
Centurio senex
Chiroderma villosum
Dermanura phaeotis
Platyrrhinus helleri
Sturnira lillium
Uroderma bilobatum
Natalidae
Natalus stramineus
Vespertillionidae
Baueros dubiaquercus
Eptesicus furinalis
E. fuscus
Lasiurus blossevillii
L ega
L. intermedius
Myotis elegans
M. keaysi
Rhogeessa parvula
R. tumida
Molossidae
Molossops greenhalli
Molossus molossus
M. rufus
M. sinaloe
Nyctinomops laticaudatus
Tadarida brasiliensis
Cebidae
Alouatta pigra
Ateles geoffroyi
Canidae
Urocyon cinereoargenteus
Felidae
Herpailurus yagouaroundi
Leopardus pardalis
L. wiedii
Puma concolor
Panthera onca
Mustelidae
Lontra longicaudis
Conepatus semistriatus
Eira barbara
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
NOM
E
Murciélago
orejas de embudo
SM, RH, A
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
M
Ca
Ca
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Murciélago
Mono aullador
negro
Mono araña
Pr
M
Ca
I
I
EP
PE
PE
Zorra gris
Yaguarundi
Ocelote
Tigrillo
Puma
Jaguar
Nutria
neotropical
Zorrillo
Cabeza de viejo
Zona de registro
SM, RH, A
RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
S
SM, RH, A
RH
SM, RH, A
SM, RH, A
M
M
SM, A
SM, RH, A
RH
SM, RH
RH, A
SM
RH
SM, A
SM, RH, A
SM, RH, A
RH
SM, RH
SM, RH
RH
RH
RH
RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
I
I
I
A
PE
PE
I
Ca
Ca
I
Di
179
PE
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
A
Pr
PE
SM, RH
SM, RH, A
SM, RH, A
Familia/Especie
Galictis vittata
Mustela frenata
Procyonidae
Potos flavus
Nasua narica
Procyon lotor
Tapiridae
Tapirus bairdii
Tayassuidae
Pecari tajacu
Tayassu pecari
Cervidae
Mazama americana
Odocoileus virginianus
Sciuridae
Sciurus deppei
S. yucatanensis
Geomyidae
Orthogeomys hispidus
Heteromyidae
Heteromys desmarestianus
H. gaumeri
Muridae
Oligoryzomys fulvescens
Oryzomys couesi
O. melanotis
Ototylomys phyllotis
Peromyscus leucopus
P. yucatanicus
Sigmodon hispidus
Erethizontidae
Coenduo mexicanus
Dasyproctidae
Dasyprocta punctata
Agoutidae
Agouti paca
Grisón
Comadreja
Mico de noche
Tejón
Mapache
Tapir
Jabalí de collar
Jabalí labios
blancos
NOM
A
E
Pr
I
EP
PE
Zona de registro
SM, A
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
SM, RH, A
M
SM, RH, A
SM, RH, A
II
Temazate
Venado cola
blanca
SM, RH, A
Di
SM, RH, A
SM, RH, A
Ardilla
Ardilla gris
M
M
SM, RH, A
SM, RH, A
Tuza
M
SM, RH, A
Ratón
Ratón
M
M
A
SM, RH, A
Rata
Rata
Rata
Rata
Ratón
Ratón
Rata
M
M
Di
PY
Puerco espín
A
A
SM
RH, A
SM, A
A
SM, A
SM, A
SM, RH, A
Sereque
SM, RH, A
Tepezcuintle
SM, RH, A
* El apéndice I incluye las especies en peligro de extinción que son o pueden ser afectadas por el comercio y que
requieren de una regulación estricta; el II, las especies que sin bien no se encuentran en peligro de extinción,
podrían llegar a esa situación, a menos que el comercio esté sujeto a una reglamentación más estricta.
Emmons y Feer 1990). Sin embargo, en la actualidad
ha sido extinguido en todo el territorio de El Salvador
(Matola 1991). Para México, March-M. (1994)
mencionó que más del 50 % del área de distribución
del tapir había sido eliminada o transformada en el
sureste de México y que era probable que esta especie
estuviera erradicada en los estados de Veracruz,
Yucatán y posiblemente Tabasco. Es particularmente
importante conservar las áreas con hábitat óptimo para
esta especie, ya que además de las amenazas que sufre,
sus características biológicas (período de gestación de
390 a 400 días, camada de una cría -raramente dos-, y
potencial reproductivo muy bajo debido a que su cría
permanece con la madre por lo menos hasta el primer
año de vida) le confieren una tasa muy baja de
recuperación poblacional.
180
Áreas críticas para la conservación de mamíferos
implican el uso no controlado de agroquímicos como
los fertilizantes, herbicidas e insecticidas, que provocan
un detrimento aún mayor en los ecosistemas de la zona.
Además de los efectos directos en toda el área de
aplicación, estos químicos son arrastrados naturalmente
al río Hondo y a través de éste a la bahía de Chetumal.
La zona entre La Unión y San Francisco Botes
es el área con los ambientes naturales en mejor estado
de conservación de la RRH y donde se encuentran 70
(79.5 %) de las 88 especies presentes en toda el área de
estudio y donde además se encuentran todas las
especies críticas. Particularmente para la parte beliceña
de La Unión, el efecto de pérdida de hábitat es causado
principalmente por el cultivo de arroz y la ganadería,
practicado por los asentamientos menonitas, pero no
existen datos sólidos disponibles del estado de
conservación de los mamíferos en esa área.
Santuario del Manatí
La zona correspondiente al SM se encuentra perturbada
principalmente por los asentamientos humanos, aunque
también la ganadería y la agricultura están causando
pérdida de la vegetación natural, lo cual fragmenta el
hábitat. Quizá el daño aún no es grave para la zona
comprendida entre Calderitas y el norte del santuario,
existiendo un gradiente sur-norte de perturbación
mayor a menor. En mejor estado se presenta la parte
interna terrestre de la península Majahual-Xcalak; sin
embargo, si no se controla adecuadamente el desarrollo
turístico costero de la zona sur de Quintana Roo, en
poco tiempo sus hábitats naturales terrestres pasarán a
ser zonas amenazadas. Los mamíferos de tallas
mediana y grande en esta zona no tendrán opciones de
desplazamiento, sino únicamente hacia la parte norte
donde se inicia esa península.
J. Sarabia
Chetumal
Bahía de
Chetumal
Ribera del Río Hondo
La ciudad de Chetumal y la RRH son las zonas más
perturbadas del área de estudio, siendo afectadas por: el
crecimiento urbano, la tala de la vegetación para
cultivar maíz (milpa) y chile jalapeño, actividades
ganaderas y, principalmente, la siembra de caña de
azúcar, monocultivo con la mayor cobertura en la
región, con aproximadamente 30,000 ha.
Con base en nuestro conocimiento y trabajo de
campo en la zona, y usando como referencia el
Proyecto de Planeación Ecorregional de las Selvas
Maya, Zoque y Olmeca (PPY 2005), podemos
confirmar que la pérdida de hábitat natural es grave
donde se ubica la zona cañera del estado de Quintana
Roo, en la zona de Juan Sarabia, Álvaro Obregón y
Cacao, y en menor grado hasta San Francisco Botes. La
continuidad de la vegetación natural se pierde casi por
completo a partir de la carretera y abarcando una franja
promedio de 12.5 km de ancho y 45 km de largo,
quedando sólo algunos pequeños fragmentos. Existe
continuidad de la vegetación natural sólo a orillas del
río Hondo, tanto en la parte mexicana como en la
beliceña, excepto en las zonas con asentamientos
humanos (Fig. 2). Es notable resaltar que en esta zona
no encontramos registros de especies de mamíferos en
riesgo que necesitan hábitats en buen estado de
conservación, como el tapir, mono araña, mono
aullador negro, mico de noche y jabalí de labios
blancos.
La misma situación se presenta en el Río del
lado de Belice, con una pérdidad de hábitat mayor, ya
que la franja perturbada y fragmentada se extiende
hasta aproximadamente 60 km (Fig. 2).
Aunado a la pérdida de hábitat natural, la
afectación de las actividades antropogénicas
mencionadas es potencialmente mayor, ya que
A. Obregón
Cacao
S. F. Botes
Río Hondo
La Unión
Figura 2. Fragmentación y pérdida de hábitat (en
blanco) en la ribera del río Hondo (México y Belice),
ocasionada principalmente por el monocultivo de caña
de azúcar (Fuente: PPY 2005)
Conclusiones y Recomendaciones
La zona terrestre correspondiente al SM se encuentra
perturbada, aunque por el número de especies de
mamíferos presentes en ella y la presencia de especies
amenazadas a nivel global, se considera que el daño
aún no es grave. Sin embargo, se recomienda hacer una
vigilancia cercana, permanente e inmediata, así como
tener un control del plan de manejo de esta área natural
protegida. Se debe poner especial énfasis en el
desarrollo turístico actual de la zona sur de Quintana
Roo: si el desarrollo avanza sin considerar el plan de
181
manejo, en muy poco tiempo sus hábitats naturales
terrestres pasarán a ser parte de la zona amenazada. En
la península de Majahual-Xcalak, los mamíferos de
talla mediana y grande no tendrán opciones de
desplazamiento; tal vez pudieran migrar hacia las áreas
naturales protegidas Uyumilkeh y Sian Ka’an, aunque
la barrera que constituye la carretera LimonesMajahual lo hace poco probable.
Literatura citada
Arriaga, L.C., J.M. Espinoza, C. Aguilar, E. Martínez,
L. Gómez y E. Loa. 2000. Regiones terrestres
prioritarias de México. México: Comisión Nacional
para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad.
Cervantes, M., R. Barrera y J. Sosa-Escalante. 2000.
Estructura y Diversidad de la Comunidad De
Quirópteros en un paisaje perturbado de la Reserva
Ecológica De Cuxtal, Yucatán, México. Tesis de
Licenciatura. Mérida: UADY.
Ceballos, G., E. Marcé y G. Oliva. 2000. Mamíferos
en Peligro de Extinción de México: Una
comparación con otros vertebrados. En Libro de
Resúmenes del V Congreso Nacional de
Mastozoología., ed. Asociación Mexicana de
Mastozoología, A. C., 59. México: AMAAC.
Cedeño, R. 2002. Estado de conservación de
Crocodylus acutus y Crocodylus moreletii en el Río
Hondo Bahía de Chetumal y Áreas Anexas,
Quintana Roo, México. Tesis de Maestría.
Chetumal, México: ECOSUR.
CITES. 2005. Convención sobre el Comercio
Internacional de especies Amenazadas de Fauna y
Flora Silvestres. Apéndices I, II y III. Bangkok:
CITES.
Diario Oficial de la Federación. 2001. Proyecto de
Norma Oficial Mexicana que determina la
protección ambiental de especies de flora y fauna
silvestres de México, categorías de riesgo y
especificación para su inclusión, exclusión o
cambio. México: Diario Oficial de la Federación.
Emmons, L.H. y F. Feer. 1990. Neotropical rainforest
mammals a field guide. The University of Chicago
Press.
Flores, V.O. y P. Gerez. 1994. Biodiversidad y
Conservación en México: Vertebrados, Vegetación
y Uso del Suelo. México D. F.: Comision Nacional
para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad y
Universidad Autónoma de México.
Gamboa-P., H.C. 1991. Ictiofauna Dulceacuicola en la
Zona sur de Quintana Roo. En Estudios Ecológicos
Preliminares en la Zona Sur de Q. Roo, eds. C.
Luhrs, T. y S. Salazar-Vallejo, 186-198. México:
CIQRO.
Hall, E.R. 1981. The mammals of North America. Vol.
1. Nueva York: The Ronald Press Co.
Hall, E.R. y T. Kelson. 1959. The mammals of North
America. Vol. 1. New York: The Ronald Press Co.
IUCN 2004. Red List of Threatened Species. The World
Conservation Union. http//:www.redlist.org.
Magnon, C. 1996. Diagnóstico Para El Manejo y
Preservación de la Cuenca Hidrográfica del Río
Hondo. Tesis de Maestría. Chetumal, México:
ECOSUR.
Ribera del Río Hondo
En la RRH han quedando sólo pequeños fragmentos de
vegetación, perdiéndose casi por completo la
continuidad de la comunidad vegetal, abarcando una
franja aproximada de 12.5 km de ancho. Esta situación
es muy grave en términos de conservación de
mamíferos y de la biodiversidad general. Sin embargo,
entre la carretera Chetumal-La Unión y el río Hondo,
aún existe continuidad de la vegetación a orillas del río,
tanto en la parte mexicana como en la beliceña, por lo
que se recomienda tomar todo tipo de medidas
necesarias para conservar la vegetación riparia, y la
demás biodiversidad existente en ella, incluyendo los
mamíferos.
Para toda la zona de estudio se recomienda
hacer esfuerzos de conservación binacional, entre
México y Belice, de tal forma que permitan mantener
los actuales corredores con vegetación en buen estado,
y rescatar aquellos tramos donde la continuidad se ha
perdido. Con el objetivo de evitar el aislamiento de las
poblaciones de fauna de la región, estos esfuerzos de
conservación se consideran urgentes, dada la ubicación
del área de estudio como parte del corredor biológico
que conecta las áreas naturales protegidas Calakmul,
Uyumilkeh, Sian Kaán y San Felipe Bacalar, así como
las áreas conservadas de Belice.
Propuesta de Área Natural Protegida
Dada la situación imperante en la pérdida de hábitat en
la RRH, es difícil establecer, en términos de
conservación de mamíferos, un área natural protegida
(ANP) entre Juan Sarabia y San Francisco Botes. Sin
embargo, se recomienda la creación de una ANP, que
comprenda la superficie desde San Francisco Botes y
La Unión, extendiéndose a lo ancho de Tres Garantías
y Dos Aguadas, hasta el límite con la reserva de la
biosfera Calakmul. El propósito de esta ANP es
mantener continuidad de la cobertura vegetal que se
encuentra ahora en relativamente buen estado de
conservación, lo cual permitiría el intercambio o flujo
de organismos (y genético) en un corredor biológico
entre la zona sur (del ANP que se propone) y la parte
norte de la Península. La creación de esta ANP se
propone como una medida urgente para proteger a
especies críticas de mamíferos terrestres, además de
los organismos que ahí habitan.
182
Pozo, C. y E. Escobedo. 1999. Los mamíferos
terrestres de la reserva de la biosfera de Sian Ka'an,
Quintana Roo, México. Rev. Biol. Tropical 47:251262.
Ramírez-Pulido, J., I. Lira, S. Gaona, C. Mudespcher y
A. Castro. 1989. Manejo y mantenimiento de
colecciones mastozoológicas. México: Universidad
Autónoma Metropolitana.
Reid, F.A. 1997. A field guide to the mammals of
central America and Southeast México. New York:
Williams, S.L., R. Laubach y H.H. Genoways. 1977. A
guide to the management of recent mammal
collections. Carnegie Mus. Nat. Hist. Spec. Publ. 4:
1-106.
March, M.I.J. 1994. Situación actual del tapir en
México. Serie monográfica 1. San Cristóbal de la
Casas, Chiapas: Centro de Investigaciones Ecológicas
del Sureste.
Matola, S. 1991. Tapir specialist group report. Species,
Newsletter of the Species Survival Commission,
UICN. 16: 59.
O’Farrel, M.J. y B.W. Miller. 1997. A new
examination of echo-location calls of some
neotropical bats (Emballonuridae and Mormoopidae).
J. Mammalogy 78:954-963.
O’Farrel, M.J., B.W. Miller y W.L. Gannon. 1999.
Qualitative identification of free-flying bats using the
anabat detector. J. Mammalogy 80:11-23.
183
20
Pesquerías: sector social, recurso base y manejo
A. MEDINA-QUEJ (✉), A.M. ARCE-IBARRA, R. HERRERA-PAVÓN,
P. CABALLERO-PINZÓN, H. ORTIZ-LEÓN Y C. ROSAS-CORREA
El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal, Av. Centenario km 5.5, Chetumal, Quintana Roo 77900, México,
cazon75@yahoo.com.mx
Resumen
Se describen las pesquerías de la bahía Chetumal/Corozal y se analiza su problemática
actual en cuanto a normatividad y administración. Las pesquerías se agruparon en las
categorías: artesanal o de pequeña escala, y deportiva. Ninguna pesquería de México ni de
Belice tuvo definidos sus objetivos de manejo. En la pesca artesanal, los usuarios son
pescadores de comunidades asentadas a lo largo de la costa de la Bahía. Se registraron dos
cooperativas operando del lado mexicano, pero la mayoría de sus miembros ha tenido
problemas con la obtención de los permisos de pesca y varios pescadores han enfrentado
decomisos de artes de pesca por parte de las autoridades que administran el Santuario del
Manatí. Como modalidades de la pesca deportiva se registraron los torneos de pesca y la
dirigida al turismo. Debido al arribo de cruceros turísticos se ha incrementado el número de
usuarios de la costa, y hay cierto conflicto en la asignación y uso de las áreas para pesca
deportiva. El recurso base de las dos pesquerías incluyó a las especies clasificadas como
“escama”, entre las que destacan la sierra (Scomberomorus maculatus y S. regalis), la
chihua (Eugerres plumieri), el pargo gris (Lutjanus griseus) y el sábalo (Megalops
atlanticus); y también un crustáceo (Callinectes sapidus), así como tiburones, y rayas. La
Bahía es un área de crianza para numerosas especies, entre las que destacan el cazón
(Carcharhinus leucas) y la cherna (Epinephelus itajara). Considerando la problemática en
la administración y el manejo de las pesquerías en la Bahía, y con el fin de incluir a los
sectores usuarios en la toma de decisiones y en el cuidado de los recursos, se sugiere
explorar opciones de co-manejo (i.e., varios co-partícipes de la administración) en las
pesquerías locales.
Abstract
The characteristics and current problems on regulation and management of fisheries of the
Chetumal/Corozal Bay are described. The fisheries were grouped as artisanal or small-scale
fishery and sport fishing. None of the fisheries, either from Mexico or Belize, had explicit
management objectives. Artisanal fishermen are settled in communities located along the
coasts of the Bay. Two fishing cooperatives were noticed as having fishery operations in the
Mexican side of the Bay, but most of their members had problems to obtain permits or
authorizations to fish, and sometimes their fishing gears had been confiscated by the
authorities managing the “Manatee Sanctuary”. Sport fishing is practiced in tournaments
and by tourism. The increasing number of users in sport fishing areas due to the arrival of
tourism from cruise liners has originated conflicts regarding the areas of fishing. The
species sustaining fisheries are locally known as “escama” (“scaled”), including the king
mackerel (Scomberomorus maculatus and S. regalis), striped mojarra (Eugerres plumieri),
gray snapper (Lutjanus griseus) and tarpon (Megalops atlanticus), among others; but also a
crustacean (Callinectes sapidus), and sharks and rays. The use of the Bay as nursery
grounds for numerous fish species, including sharks (Carcharhinus leucas) and the jawfish
(Epinephelus itajara), was also recorded. Considering the problems on regulation and
management of local fisheries, as well as the need of involving the fishery users in the
decision-making and in wisely using their resources, it is suggested to explore comanagement options for local fisheries.
ECOSUR, 2009
Pesquerías
Introducción
En Quintana Roo, México (QR) y en Belice, la
explotación de los recursos pesqueros se realiza cerca
de la costa y en su mayoría es de tipo artesanal. Está
encaminada a especies de gran valor comercial, como
la langosta espinosa, Panulirus argus, y el caracol
rosado, Strombus gigas, cuyas poblaciones se
consideran actualmente como sobreexplotadas (SosaCordero et. al. 1993, Gillet 2003, Huitric 2005, SosaCordero 2005). En Belice se reportan otros
invertebrados de alto valor comercial como los
camarones del género Penaeus (Gillet 2003), mientras
que en QR se reportan a Sicyonia brevirostris y a
Penaeus brasiliensis (Sosa-Cordero et. al. 1993).
Tanto en México como en Belice, los dos
primeros recursos pesqueros son de gran importancia
social y económica; sin embargo, existe una tercera
pesquería que abarca al grupo comúnmente llamado
“escama”, que representa una actividad de importancia
relevante para las comunidades asentadas en la costa.
Debido a la estrecha franja de plataforma que tienen las
costas de QR y Belice, la bahía de Chetumal/Corozal
representa un área de interés para la explotación de los
diferentes recursos pesqueros. Las capturas de escama
obtenidas en esta Bahía son utilizadas para
autoconsumo y/o comercializadas directamente por los
pescadores. Uno de los problemas que presentan estas
pesquerías en los dos países es que no existe una fuente
de información estadística de capturas, ya que no hay
un registro histórico confiable de ellas. La principal
característica que presentan muchas de las especies de
la bahía de Chetumal/Corozal es que pueden ser
capturadas durante casi todo el año, aunque existe un
período de captura estacional, principalmente en el
verano y el otoño, cuando se agrupan y forman
cardúmenes para llevar a cabo migraciones hacia el sur,
saliendo hacia el mar Caribe. Durante ese período se
realiza el mayor volumen de captura por medio de
trampas de atajo y redes. Entre los principales géneros
y especies de escama capturados en la Bahía podemos
mencionar a los pargos (Lutjanus spp.), chac-chíes
(Haemulon spp.), mojarra blanca (Gerres cinereus),
macabí (Albula vulpes), lisa (Mugil cephalus), sierra
(Scomberomorus maculatus y S. regalis) y la “picuda”
(Sphyraena barracuda). Así mismo, existen especies
que se capturan durante todo el año con redes y
atarrayas, como la chihua (Eugerres plumieri). En
cuanto al esmedregal (Rachycentron canadum), la
cherna, (Epinephelus itajara), el cazón (Carcharhinus
leucas) y la raya (Dasyatis guttata), son capturados
ocasionalmente con palangres y arpón. Otra pesquería
conspicua es la de la jaiba azul (Callinectes sapidus),
que se captura por medio de aros con redes y nasas.
En la bahía de Chetumal la pesca deportiva se
ha venido realizando desde la década de los ochenta, en
las lagunas de la zona sur del estado; y en los noventa
en diversas partes de la Bahía y del río Hondo
(Herrera-Pavón 2002). La finalidad que persigue esta
actividad es exclusivamente recreativa, aunque el
destino principal de las capturas sea el de subsistencia.
Los artes de pesca utilizados son cañas del tipo de
arrastre (“trolling”) y de lance (“fly” y “spinning”). La
pesca con equipos de arrastre es utilizada en los torneos
anuales; en ella participan pescadores aficionados para
competir por un premio, y la que se realiza con equipos
de lance es principalmente de liberación de los
organismos capturados y se realiza durante todo el año.
Esta última genera ingresos importantes a los guías
locales.
La
pesca
deportiva
está
enfocada
principalmente a la captura del jurel (Caranx hippos),
la “picuda” (Sphyraena barracuda), el sábalo
(Megalops atlanticus), el macabí (Albula vulpes), la
palometa (Trachinotus falcatus) y el robalo
(Centropomus undecimalis) (Caballero-Pinzón 2002,
Herrera-Pavón 2002).
En Belice algunos autores reconocen que la
pesca deportiva es una actividad importante para el
sector turístico, pero que actualmente no está regulada
(Gillet 2003). En la bahía de Chetumal/Corozal se
pueden pescar el sábalo (M. atlanticus) y la barracuda
(S. barracuda). Sin embargo, las áreas principales de
pesca recreativo-deportiva se encuentran fuera de esta
Bahía, por ejemplo en Bacalar Chico y en el cayo
Ambergris (www.northernbelize.com).
Es importante conocer las pesquerías que se
capturan en la bahía de Chetumal/Corozal, incluyendo
la pesca deportiva, ya que esta información
proporcionará la base para diseñar una normatividad y
un manejo de los recursos pesqueros con el fin de que
éstas sean sustentables en el Santuario del Manatí.
Pesca Artesanal
La pesca artesanal que se ha practicado en la bahía de
Chetumal/Corozal data de tiempos prehispánicos.
Existen registros arqueológicos de que fueron los
mayas quienes utilizaron diversos artes de pesca en esta
zona para capturar especies en distintos hábitats
(Quezada 1995). Una muestra de lo anterior son las
trampas de atajo prehispánicas, estructuras construidas
con rocas, restos de conchas y huesos de peces
marinos,
encontrados
en
los
asentamientos
prehispánicos localizados en varios puntos de la bahía
de Chetumal (Garduño y Caballero-Pinzón 1999,
Caballero-Pinzón 2002, Melgar-Tisoc 2004). La pesca
artesanal ha venido pasando de generación en
generación y, cuando en 1900 se fundaron las
comunidades de Chetumal y Xcalak, ésta continuó. En
185
Medina-Quej et al.
la década de los cuarenta del siglo pasado, cuando la
pesca se hizo comercial a escala mediana, se exportaba
el producto a Belice y al centro del País. Debido a que
no existen registros de capturas confiables para llevar a
cabo estudios de biomasa de las especies, actualmente
no existen estudios que indiquen cuáles de estos
recursos pesqueros de la Bahía están en riesgo o son
sobreexplotados. Aunque el tipo de extracción (de baja
escala) sugiere riesgos menores, la contaminación y la
pérdida de hábitat natural se han propuesto como
amenazas serias (Herrera-Pavón 2002, Gillet 2003). En
la parte mexicana, existen en la Bahía dos cooperativas
pesqueras constituidas legalmente que, a la fecha, no
han logrado obtener sus permisos de pesca, y sólo hay
un permisionario libre con facultad para pescar. Sin
embargo, existen para la Bahía alrededor de 50
pescadores que reconocen a la pesca como una
actividad secundaria (SAGARPA 2000), de la cual
dependen 130 personas.
En la parte beliceña, el poblado de Sarteneja
en el Distrito de Corozal es reconocido como el lugar
donde el 90 % de su población (varones) basan su
trabajo en la pesca comercial y en la pesca de escama
(www.northernbelize.com).
Por lo anterior debe reconocerse que la pesca
en la bahía Chetumal/Corozal es una actividad en la
que interviene una parte importante del sector social
asentado en la zona costera. Sin embargo, en el caso de
México, la mayoría de quienes la practican no la
considera como una actividad principal, sino que es
complementaria a otras fuentes de ingreso.
Los sitios principales en donde se realiza la
pesca artesanal en la bahía de Chetumal se observan en
la figura 1. Ahí la pesca se realiza con la ayuda de
embarcaciones de 10 a 25 pies de eslora, propulsada
generalmente por un motor fuera de borda o vela.
Los recursos pesqueros de la bahía de
Chetumal/Corozal se caracterizan por tener una
composición específica diversa; sus capturas son
estacionales y se obtienen con artes de pesca como las
atarrayas, redes de enmalle, líneas de mano y fisgas
(Caballero-Pinzón 2002).
La Secretaría de Agricultura, Ganadería,
Recursos Naturales, Pesca y Acuacultura (SAGARPA),
por medio de la Delegación Federal en el Estado,
otorgó 20 permisos en el 2001 para la explotación de
alguno de los recursos del mar (escama, almeja,
exoesqueletos y tiburón) a permisionarios privados de
Chetumal, Calderitas, Bacalar, Mahahual e Xcalak
(SAGARPA 2002).
En Belice, cualquier particular (nacional)
puede tramitar un permiso de pesca ante el
Departamento de Pesca. Es decir, no hay estudios que
relacionen la biomasa actual de una especie con el
número de permisos que se deben otorgar. Por lo
anterior, las pesquerías de Belice se consideran como
de “acceso abierto” (sin restricciones) para los
nacionales (Gillet 2003).
88°5'
88°10'
88°15'
88°20'
88°25'
88°00'
87°50'
87°55'
18°55'
18°55'
N
18°50'
La
a
n
u
g
18°45'
al
18°45'
la
a
Cac
ayuc
B a
c
r
18°50'
tum
Laguna
Guerrero
Bacalar
18°40'
Isla
Tamalcab
18°35'
Ba
hí
a
18°35'
de
Ch e
18°40'
Chetumal
18°30'
18°30'
R
o
í o Hond
ESTADOSUNIDOS MEXICANOS
BELICE
18°25'
18°25'
18°20'
18°20'
M ar C
aribe
BELICE
18°15'
5
0
5 Kilometers
18°15'
km
18°10'
18°10'
88°25'
88°20'
88°10'
88°15'
í
C
Pesca con línea y anzuelo en pozas
Sitios de captura de la jaiba azul
88°5'
88°00'
87°55'
87°50'
Pesca con redes agalleras y de atajo
Figura 1. Sitios donde se practica la pesca artesanal en
la bahía de Chetumal, con los diferentes artes de pesca
utilizados por pescadores locales.
Pesca Deportiva
La pesca deportiva de arrastre con caña, conocida
como de troleo (“trolling”), se realiza anualmente en
cuatro torneos: en la ciudad de Chetumal se llevan a
cabo los torneos "Copa Independencia" y "Copa
Revolución", con categoría internacional; y en el
poblado de Calderitas se realizan los Torneos "Copa
Virgen Fátima” y "Copa Isla Tamalcab”. La pesca se
realiza principalmente en las zonas más profundas de la
bahía de Chetumal, río Hondo y mar Caribe. En la
ciudad de Chetumal existe una asociación de
pescadores deportivos, con 52 socios activos, que
promueve los torneos internacionales; algunos de sus
integrantes realizan prácticas de este tipo de pesca
durante el año. Asimismo, en Calderitas existe una
empresa familiar que oferta la pesca de arrastre y de
“fly” o de mosca, y este tipo de pesca se realiza en la
Bahía de manera esporádica durante el año.
El departamento de fomento pesquero de la
SAGARPA registró 1950 permisos otorgados de 1992
al 2002 (Tabla 1), y se puede observar que éstos se
incrementaron en los últimos años. Sin embargo, hay
años en que disminuyeron posiblemente por la falta de
186
Pesquerías
Tabla 1.- Permisos otorgados de 1992 a 2002 por la
SAGARPA para la pesca deportiva en el municipio de
Othón P. Blanco.
18
26 29 16
9
12 16 14
00
18°50'
18°50'
01 02
r
99
140 119 13 15
20 3
42 55 24 57
5
18°45'
La
g
n
u
a
la
a
18°45'
al
19 15
96 97 98
18°55'
N
Laguna
Guerrero
tum
32 47 50
Embarcaciones 8
95
87°50'
87°55'
C ac
ayuc
Individual
92 93 94
88°00'
18°55'
B a
c
Permisos
88°5'
88°10'
88°15'
88°20'
88°25'
Bacalar
18°40'
torneos de pesca en la zona sur del Caribe. Los
permisos otorgados a pescadores deportivos
individuales están comprendidos en tres variantes: por
un día, un mes o un año. Los permisos por embarcación
fueron 492 (Tabla 1) y fueron asignados a particulares
y a prestadores de servicios (Fuente: Delegación
Federal de la SAGARPA de QR).
Los pescadores agrupados en cooperativas y
otros pobladores de la comunidad de Xcalak (con el
establecimiento en el área de los desarrollos turísticos
a principios de los noventa) han venido realizando la
pesca deportiva en aguas de la bahía de Chetumal y de
lagunas costeras del Caribe, y obtienen por
embarcación ingresos por más de doscientos dólares al
día. Actualmente hay guías capacitados en pesca
deportiva, sobre todo del tipo de pesca y liberación,
que trabajan de manera coordinada con propietarios de
pequeños hoteles del área, quienes manejan a nivel
internacional paquetes turísticos para la pesca de
liberación. A principios de 2005, un hotelero de Xcalak
ofertó esta actividad al turismo de cruceros, por lo que
actualmente se manejan paquetes de medio tiempo para
realizar pesca deportiva. Los lugares donde más se
pesca son las lagunas costeras, sobre todo en la costa
sur-oriental de la Bahía, desde la parte conocida como
“Mala Noche” hasta la frontera con Belice (Fig. 2). Sin
embargo, trabajar con el turismo de crucero provoca
conflictos entre los guías de pesca porque el área no es
suficiente para que operen todos, por lo que es
necesario realizar estudios sobre capacidad de carga en
ella.
En la ciudad de Chetumal se ha iniciado una
tendencia a explotar de manera turística tanto la pesca
y liberación como la pesca de arrastre. Existe un grupo
de inversionistas que ha comprado lanchas y que está
tramitando los permisos ante las autoridades
correspondientes para destinarlas a paseos turísticos y,
sobre todo, a la pesca deportiva en el río Hondo y en la
Bahía (Fig. 2). (Pedro Castillo, com. pers.).
Isla
Tamalcab
18°35'
Ba
hí
a
18°35'
de
Ch e
18°40'
Chetumal
18°30'
18°30'
R
o
í o Hond
ESTADOSUNIDOS MEXICANOS
BELICE
18°25'
18°25'
18°20'
18°20'
M ar C
aribe
BELICE
18°15'
5
0
5 Kilometers
18°15'
km
18°10'
18°10'
88°25'
88°20'
88°15'
Pesca de arrastre
88°10'
88°5'
88°00'
87°55'
87°50'
Pesca y Liberación
Figura 2. Áreas de captura de la pesca deportiva
llevada a cabo en la bahía de Chetumal.
escaso (en promedio 15 cm anual), y en la temporada
de “nortes” (octubre- febrero) y “seca” (febrero-abril)
acontece un fenómeno importante, ya que la marea
puede bajar hasta un metro, produciendo un
intercambio de aguas entre el mar Caribe y el río
Hondo. Esto trae consigo un movimiento de peces
hacia aguas con diferentes salinidades y profundidades
en la Bahía; por ejemplo, algunos peces migran de agua
dulce (lagunas y ríos aledaños que se secan
parcialmente) hacia aguas más saladas. Por otra parte,
hay algunos peces que no realizan este movimiento y
se concentran en los remanentes de agua, corriendo el
riesgo de morir al reducirse o no tener espacio de
convivencia suficiente. Durante estos eventos, los
pescadores utilizan las redes agalleras en forma fija o
de cerco para atraparlos, capturando principalmente a
organismos de la familia Cichlidae como las boconas
(Petenia splendida) y las mojarras pintas
(“Cichlasoma” urophthalmus).
Durante las primeras lluvias fuertes de la
época (mayo a septiembre) los peces que no toleran
bajas salinidades migran hacia aguas más salinas y
entonces los pescadores emplean redes agalleras y
trampas de atajo para capturarlos.
Las trampas de atajo funcionan con el
principio de trabajo de una almadraba, que consiste en
atrapar a los peces vivos por medio de una red guía que
los lleva a un encierro donde los pescadores
Recurso base y métodos de pesca
A. Pesca Artesanal
En función de la temporada del año y de la especietalla de los organismos capturados, las zonas de pesca
están siendo cada vez más alejadas de la zona urbana.
El cambio del nivel de la marea en la Bahía es muy
187
Medina-Quej et al.
seleccionan tallas y especies comerciales y liberan al
resto, así como a la fauna acompañante. La red guía se
atraviesa de forma perpendicular, desde la línea de
costa y generalmente dentro del manglar, hasta la
profundidad que permita la altura de la malla de
alambre hexagonal que se emplea en la industria
avícola. La profundidad del área de instalación es
somera y el tipo de fondo es lodoso-arenoso. Las
trampas se emplean para la captura de pargos (Lutjanus
spp.), barracudas o “picudas” (Sphyraena barracuda)
y mojarras (Gerres spp.).
Otros peces que se pescan en la bahía de
Chetumal son las chernas (Epinephelus itajara), que se
capturan principalmente con artes de pesca recreativa,
por medio de buceo SCUBA y con palangres
(Caballero-Pinzón y Aburto-Miranda 1999). También
mediante el apoyo de artefactos para herir y aferrar al
pez como son las pistolas acuáticas, arpones y “hooka”
o “chuso”. Esas capturas se realizan en las zonas
conocidas como “pozas” y cuevas, ubicadas en las
partes rocosas del fondo de la Bahía, conocidas como
“cordilleras”.
La captura de la sierra (Scomberomurus
maculatus), del cazón (Carcharhinus leucas) y de rayas
(Dasyatis guttata) se extiende sobre toda la Bahía, pero
principalmente en las zonas conocidas como “bajos”,
que se encuentran en el interior de ésta y donde se
pesca principalmente con redes, palangres y buceo
(Baeza 2002, Caballero y Aburto-Miranda 1999). En la
tabla 2 se detallan, por mes de capturas, las principales
pesquerías artesanales realizadas y el arte de pesca
utilizado en la bahía de Chetumal (Caballero-Pinzón
2002).
Figura 3. Mojarra, Gerres cinereus, capturada con red
en la bahía de Chetumal. Foto de H. Bahena-Basave.
Figura 4. La chihua, Eugerres plumieri , capturada por
medio de redes y atarrayas en la bahía de Chetumal.
Foto de R. Herrera-Pavón.
costeras y zonas bajas cercanas a la costa,
principalmente en la parte occidental de la Bahía.
Pavón (2003) realizó un análisis biológico pesquero de
este recurso, encontrando que las tallas de capturas van
de 16 a 30 cm de longitud total (LT), con un promedio
de 22.8 cm, mientras que la estructura por edades de la
población va de 2 a 5 años.
Mojarra blanca (Gerres cinereus)
Su captura se realiza en casi toda la bahía de Chetumal,
principalmente en las lagunas costeras y en las
ensenadas de la parte oriental. Los artes utilizados para
su captura durante su corrida hacia el mar Caribe son
principalmente las redes. En el lado beliceño, donde
hay mayor captura con estos artes, se usan además
trampas de atajo de corazón y cola y atarrayas (Fig. 3).
Herrera-Pavón (1991) menciona que grandes
volúmenes (toneladas) de esta especie eran extraídos
con trampas de corazón y cola, colocadas en la parte
este de la bahía de Chetumal por pescadores de la
comunidad de Xcalak.
Pargo mulato (Lutjanus griseus)
El pargo mulato (Fig. 5), pertenece a la clase
Actinopterygii, orden Perciformes, familia Lutjanidae y
subfamilia Lutjaninae. Caballero-Pinzón (2002)
mencionó que es un recurso importante y muy
apreciado por la comunidad asentada en la costa; la
especie se captura durante todo el año con diferentes
artes de pesca. Durante los meses de mayo a octubre
realiza migraciones hacia el mar Caribe con fines de
reproducción o debido a las lluvias y es cuando se
captura en grandes volúmenes por los pescadores de
Chetumal y de Xcalak con redes y trampas de atajo de
corazón y cola. Las tallas de los peces van desde
juveniles a adultos, lo cual muestra que la Bahía
representa un área importante de crianza para esta
especie. Su mayor explotación abarca desde abril hasta
julio (Tabla 2); sin embargo, cabe mencionar que
Chihua (Eugerres plumieri)
Este pez (Fig. 4) también pertenece a la familia
Gerreidae y es de consumo tradicional en Chetumal y
Calderitas. Su captura se realiza durante todo el año,
utilizando principalmente atarrayas lanzadas desde una
embarcación o una plataforma, o bien, caminando;
asimismo se utilizan redes con apoyo de artes de pesca
para herir, y su captura se lleva a cabo en lagunas
188
Pesquerías
Tabla 2. Artes de pesca utilizados a lo largo del año en la captura de los principales recursos pesqueros en la bahía
de Chetumal (Caballero-Pinzón 2002).
Captura y arte de pesca
Ene Feb Mar Abr May Jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic
Pargo (redes)
X
X
X
X X
Mojarra (redes y atarrayas)
X X
X
X
X
X X X
X X
X
X
Picuda (caña de troleo)
X
X
X
X X X
Captura no selectiva (trampa de atajo)
X
X
X
X X X
X X
X
X
Sierra (red de enmalle)
X X
X
X
X X
X
X
Cazón (red de enmalle)
X X
X
X
X
X X X
X X
X
X
Especies de escama (arpón)
X X
X
X
X
X X X
X X
X
X
Especies de escama (línea de mano)
X X
X
X
X
X X X
X X
X
X
Tiburón y cherna (palangre)
X
X
X
X X X
Este recurso tiene una importancia
significativa y su pesquería abarca los últimos cuatro
meses de un año y los primeros cuatro meses del
siguiente; el arte de pesca empleado es la red agallera
fija (Tabla 2). Medina-Quej et al. (1996) elaboraron un
reporte de esta pesquería en la Bahía e hicieron
mención de algunos aspectos biológicos pesqueros de
la misma: las tallas de captura fueron de 330 a 630 mm
de longitud furcal (LF); la máxima edad de los
organismos capturados fue de la clase de edad VI
(aprox. 620 mm de LF), siendo los adultos tempranos,
de las clases II y III (entre 400 y 500 mm LF), los que
soportan esta pesquería, la cual se considera incipiente.
Los autores concluyeron que, aún cuando la pesquería
se encuentra en desarrollo, los juveniles no están
siendo afectados.
Figura 5. Pargos mulatos, Lutjanus griseus, capturados
en la bahía de Chetumal. Foto de R. Herrera-Pavón.
cuando se instalaban trampas de corazón y cola en la
parte este de la Bahía, en los meses de agosto a
octubre, se obtenían grandes volúmenes de pesca; en la
misma tabla se detalla que existe una explotación
continua mediante el arte de línea y anzuelo.
Cherna (Epinephelus itajara)
La Cherna es uno de los peces más grandes que se
pesca en la bahía de Chetumal; puede medir hasta 2.4
m y pesar más de 300 kg (Fig. 7). García (2002)
mencionó que su abundancia en la Bahía es baja y que
Sierra (Scomberomorus maculatus y S. regalis)
Esta especie (Fig. 6) pertenece a la familia Scombridae;
los ejemplares son nadadores muy activos y realizan
dos migraciones al año con fines reproductivos; son
carnívoros que se alimentan de una gran variedad de
peces y pueden alcanzar tallas entre 70 y 80 cm (LT).
Figura 6. Ejemplar de sierra,
maculatus, de la bahía de Chetumal.
Scomberomorus
Figura 7. Cherna, Epinephelus itajara, capturada en la
bahía de Chetumal. Foto de R. Herrera-Pavón.
189
Medina-Quej et al.
mayo a septiembre. La pesquería se realiza
principalmente en el sector A (Fig. 1), para ella se
su pesca se realiza durante todo el año. Esta autora
logró obtener durante un año, datos de 50 ejemplares,
en su mayoría juveniles o subadultos. Para su captura
los pescadores emplearon artes de herir como el arpón
con sondaleza sujeta a una boya para asegurar a la
presa. La turbidez del agua y las características
cársticas de la Bahía ofrecen un buen refugio para esta
especie, lo que permite que ahí tenga distribución
amplia. Los pescadores realizan sus capturas
principalmente en los sitios conocidos como “pozas”,
pero también en los sitios denominados “repizas” o
“aconchaderos”.
Figura 9. Jaiba azul, Callinectes sapidus, capturada con
aros en la bahía de Chetumal. Foto de H. BahenaBasave.B.
Cazón (Carcharhinus leucas y C. limbatus)
En un estudio realizado con apoyo de los pescadores,
de julio a noviembre del 2002, se registró la captura de
35 ejemplares de tiburón con tallas entre 63 y 125 cm
LT (Fig. 8), lo que indica que son juveniles y que la
bahía de Chetumal podría ser considerada una zona de
crianza para estas dos especies de tiburón. El mes de
mayor captura fue julio y los artes empleados para su
captura son el palangre y la red.
utilizan embarcaciones menores, con eslora de 2 a 6 m,
de madera o fibra de vidrio, con motor fuera de borda
(de 8 a 60 hp), o simplemente a remo. Los artes de
pesca empleados son el aro o nasa y la trampa jaibera.
El volumen diario de captura por pescador varía de 1 a
50 kg. La distribución de longitudes estuvo
representada por dos grupos de edad: entre 60-119 mm
y entre 120-179 mm de ancho de caparazón. Las
longitudes iguales o mayores a 180 mm fueron muy
escasas (0.4 % del total de la población). La mayor
frecuencia relativa se presentó en la temporada
climática de lluvias, y las tallas más frecuentes
encontradas fueron entre 135 y 145 mm (Rosas-Correa
2003).
La bahía de Chetumal es un cuerpo de agua
extenso, variable en salinidad y temperatura, con
limitada vegetación sumergida. Estas características
propician estudios biológicos y ecológicos que
permiten determinar con mayor certeza los factores que
influyen en la distribución y abundancia de C. sapidus
(Ortiz-León 2003). Por la situación actual que vive la
pesquería artesanal de jaiba en la localidad, es
recomendable instrumentar medidas de co-manejo; es
decir, que los usuarios del recurso (pescadores),
organizaciones no gubernamentales, académicos,
instituciones de investigación y autoridades participen
en la toma de decisiones para manejar la pesquería,
mediante la creación de un comité técnico de pesca
responsable. Este comité tendría el objetivo de diseñar
propuestas de manejo y velar que sean puestas en
práctica. Entre las medidas que se deben tomar en
cuenta están las siguientes: a) determinar quiénes y
cuántas personas participan en esta actividad en las
diferentes áreas de captura, b) limitar la temporada de
captura con base a la biología de la especie, c)
establecer como únicos artes de pesca legales las nasas
y trampas jaiberas, d) respetar la talla mínima de
captura, e) exigir la liberación de hembras ovígeras y
juveniles y f) detectar, delimitar y proteger las zonas de
reclutamiento (Rosas-Correa 2003).
Figura 8. Cazón, Carcharhinus leucas, capturado con
palangre en la bahía de Chetumal. Foto de R. HerreraPavón.
Jaiba azul (Callinectes sapidus)
En la bahía de Chetumal la salinidad es un factor
importante para la abundancia y distribución espacial
de C. sapidus (Fig. 9), más favorable para los
individuos machos que para las hembras. En uno de los
estudios realizados, la relación macho: hembra
registrada fue 15:1 y no se encontraron hembras
ovígeras. La captura por unidad de esfuerzo (CPUE)
promedio en las estaciones de muestreo varió entre 0.3
y 1.8 ind. trampa-1 (Ortiz-León 2003). En la bahía de
Chetumal esta pesquería es una actividad relativamente
reciente y prácticamente se lleva a cabo durante todo el
año; sin embargo, hay una temporada alta que va de
190
Pesquerías
La pesca deportiva con equipos de lance se
realiza desde una embarcación de 23 pies de eslora o
menos. La embarcación debe estar en movimiento
lento, a palanca, fondeado, en una plataforma fija o en
algunos casos caminando. Para la captura se utilizan
cañas de pescar tipo mosca (“fly”) y el “spinning”. Es
una actividad de bajo impacto, debido a que las presas
capturadas se devuelven al agua. Este tipo de pesca está
enfocada principalmente al macabí, al sábalo, a la
palometa y al robalo (Fig. 11), en ese orden de
importancia. Tiene la ventaja de que se puede realizar
durante todo el año; sin embargo, los períodos más
altos de pesca son de diciembre a febrero, cuando
llegan los pescadores deportivos de EEUU.
B. Pesca Deportiva
Herrera-Pavón (2002) reportó las siguientes 16
especies importantes para la pesca deportiva en la bahía
de Chetumal: pargo mulato (Lutjanus griseus), pargo
colorado (L. analis), pargo cubera (L. cyanopterus),
cherna (Epinephelus itajara), picuda (Sphyraena
barracuda), esmedregal (Rachycentron canadum),
“tripletail”
(Lobotes
surinamensis),
sierra
(Scomberomorus maculatus y S. regalis), “tzotzín”
(Elops saurus), jurel (Caranx hippos y C. latus),
palometa (Trachinotus falcatus), robalo (Centropomus
undecimalis), macabí (Albula vulpes) y sábalo
(Megalops atlanticus). De éstas, el sábalo es la única
especie oficial reconocida por las autoridades
mexicanas competentes para la pesca deportiva; las
otras están consideradas dentro de la pesca de escama.
Este mismo autor registró que el escribano
(Hemiramphus unifasciatus) y las sardinas (Harengula
clupeola, H. jaguana y Ophistonema oglinum) son
utilizadas para señuelos durante la pesca.
La pesca deportiva en la bahía de Chetumal
con equipo del tipo de arrastre (“trolling”) está
enfocada principalmente a presas grandes como el
sábalo, el jurel, la picuda y el esmedregal (Fig. 10).
Este tipo de pesca se realiza en los meses de abril,
mayo y septiembre. El arrastre se hace desde una
embarcación en movimiento como yates y lanchas tipo
tiburoneras (23 a 25 pies de eslora) adaptadas con
portacañas, puente de mando y toldo.
Figura 11. El macabí, Albula vulpes, principal especie
de importancia para la pesca deportiva de liberación en
la bahía de Chetumal (www.pescaconmosca.com).
Manejo
En la actualidad, la normatividad que regula el acceso a
los recursos pesqueros tanto en México como en Belice
se encuentra en un proceso de cambio. Para el caso
mexicano, la Ley de Pesca de 1992 y sus enmiendas hasta el 2001- han sido revisadas y sus críticas y
modificaciones propuestas están contenidas en
CONAPESCA (2004). Sin embargo, hasta septiembre
de 2004 la nueva ley no había entrado en vigor, por lo
que la Ley de Pesca de 1992 continuaba vigente. Esta
Ley tiene por objeto tanto la conservación de los
recursos pesqueros como el establecimiento de las
bases para un manejo racional de los mismos (Diario
Oficial de la Federación 2001, SAGARPA 2004).
Además de esta Ley, durante la década de los 90,
científicos y administradores de recursos se dieron a la
tarea de crear otros dos instrumentos para la regulación
y manejo de las pesquerías que son: las Normas
Oficiales Mexicanas (NOM) y la Carta Nacional
Pesquera (CNP) (Hernández y Kempton 2003); la
SEMARNAT tiene a su cargo sancionar las
actualizaciones de la Carta Nacional Pesquera.
Figura 10. El sábalo, Megalops atlanticus, principal
especie capturada en la pesca deportiva de arrastre en
la bahía de Chetumal. Foto de R. Herrera-Pavón.
191
Medina-Quej et al.
En Belice, la pesca está regulada por el Acta
Pesquera (Fisheries Act) de 1948, sus enmiendas (hasta
el 2000) y su legislación subsidiaria (Richards 2001,
BLIN 2004). La agencia gubernamental encargada del
manejo de los recursos pesqueros es el Ministerio de
Agricultura y Pesca y, dentro de éste, el Departamento
de Pesca (Gillet 2003).
Tanto en México como en Belice, algunos
autores perciben como insuficientes los recursos
asignados y el personal a cargo de la observación de
reglas que regulan la pesca (Gillet 2003, Herrera-Pavón
y Arce-Ibarra 2004). En los siguientes párrafos se
exponen algunas soluciones que, de acuerdo con varios
autores, conllevan a una mejor administración, ya que
se cumplen las normas consensuadas por los usuarios
de este tipo de recursos.
Aunque a nivel internacional actualmente
continúa el debate sobre lo que es el manejo de
recursos pesqueros, algunos autores afirman que éste se
refiere al conjunto de actividades de planeación, toma
de decisiones, repartición del recurso natural (p.ej., su
biomasa o sus áreas de pesca), reglas de uso y
vigilancia de su cumplimiento; todos dirigidos a
alcanzar los objetivos de beneficio de una pesquería
(Cochrane 2003).
A nivel mundial se reconocen dos grandes
categorías de manejo de pesquerías: a) por una entidad
de gobierno central (o manejo centralizado) y, b) por
una comunidad, la cual principalmente incluye a los
beneficiarios de la pesquería (Berkes et al. 2001). Estas
categorías representan los extremos del manejo de
pesquerías; sin embargo, también existen categorías de
manejo intermedio, en donde los sectores ya
mencionados u otros actores, como comités regionales,
municipales o estatales, pueden tener algún grado de
participación en el manejo de una pesquería. De este
modo, cuando existe la participación de dos o más
sectores en el manejo de una pesquería se le denomina
co-manejo (Charles 2001). El término se refiere a que
hay varios co-partícipes en su administración. En un
arreglo de co-manejo, las reglas o normas a seguir
deben ser consensuadas por todos los participantes. Es
decir, una vez definidos los objetivos de una pesquería,
los participantes se asignan responsabilidades en la
observancia de las normas acordadas.
Desafortunadamente, tanto en México como
en Belice, son pocas las pesquerías que tienen
definidos los objetivos que se pretenden alcanzar en el
corto y largo plazo, por lo cual el manejador o comanejadores adolecen de formas concretas de evaluar
los errores y aciertos de las actividades pesqueras en su
conjunto. Por ejemplo, una pesquería generalmente
tiene tres tipos de objetivos: a) los de tipo
biológico/ecológico, que pueden ser, entre otros, que
las poblaciones sujetas a explotación mantengan su
biomasa a determinados niveles de densidad; b) los de
tipo económico o de rentabilidad de la pesca; y c) los
de tipo social, que incluyen, entre otros, la generación
de un determinado número de empleos en el sector
pesquero (ver Díaz-de-León y Seijo 1992, Charles
2001). Una vez que sean explícitos los objetivos a
alcanzar en cualquiera de las pesquerías de la Bahía, el
cumplimiento de los mismos debe ser revisado por el
administrador pesquero o por el comité de co-manejo
con cierta periodicidad.
Regulaciones específicas
En el caso de México, cuando las pesquerías se
encuentran en un área natural protegida, su
normatividad deberá seguir los lineamientos y
regulaciones de su plan de manejo. La bahía de
Chetumal fue decretada como área natural protegida
“Santuario del Manatí” en 1996, y forma parte del
sistema estatal de áreas naturales protegidas. En este
sentido, el plan de manejo de esta área regula y asigna
las principales áreas de pesca para los pescadores. En
general, lo anterior ha causado conflicto entre
pescadores y manejadores del área porque, al parecer,
los pescadores locales no fueron invitados a discutir el
plan de manejo del área y, desafortunadamente, las
secretarías de QR a cargo de la administración del área
les han decomisado artes de pesca. También, la
mayoría de los pescadores locales de la Bahía, quienes
tienen entre 10 y 40 años practicando la pesca, no
cuentan con los permisos correspondientes para esta
actividad, y para las autoridades ellos son considerados
ilegales.
Del lado de Belice, la Bahía se denomina
Corozal y es un Santuario de Vida Silvestre (the
Corozal Bay Wildlife Sanctuary) que complementa el
área “Santuario del Manatí” de Chetumal (Auil 1998).
Así, en el caso beliceño, el plan de recuperación del
manatí recomendó en 1998 que, a excepción de las
atarrayas, todos los artes de pesca debieran prohibirse
en zonas designadas para la protección del manatí (Auil
1998). Este plan también recomendó que se pongan
señalamientos relativos a las velocidades de las
embarcaciones en zonas de presencia de manatíes. La
regulación del santuario de la bahía de Corozal
corresponde a la Ley o Acta del Sistema Nacional de
Parques (PACT 2005).
Manejo comunitario de recursos pesqueros
Existen muy pocos trabajos que mencionen si las
pesquerías de la bahía de Chetumal /Corozal tienen
características de manejo comunitario y/o de comanejo. Sin embargo, Herrera-Pavón y Arce-Ibarra
(2004) llevaron a cabo una evaluación rápida de las
pesquerías del lado mexicano y reportaron que algunos
grupos de pescadores, conocedores de las tradiciones
192
Pesquerías
pesqueras de la zona, tratan de respetar las reglas
locales e informales de acceso a las diferentes áreas,
con tal de minimizar los conflictos entre ellos. Este tipo
de arreglo (no escrito) entre los pescadores, que en el
largo plazo forma parte del manejo de un recurso local,
es considerado como parte del “manejo comunitario de
recursos” (Pinkerton y Weinstein 1995, Brzeski y
Newkirk 2000). Es decir, aunque las pesquerías de la
bahía de Chetumal estén reguladas por la Ley de Pesca
y por El Plan de Manejo del “Santuario del Manatí”,
los pescadores locales también participan en su manejo
aunque de manera informal, por lo que se puede decir
que las pesquerías locales presentan características de
“manejo comunitario de recursos” (Herrera-Pavón y
Arce Ibarra 2004). Más aún, dado que son tres los
sectores participantes –SEDUMA, CONAPESCA y
pescadores- en el manejo de las pesquerías locales, este
manejo entra dentro de la clasificación mundial de comanejo, aunque actualmente no haya una formalización
o acuerdo escrito entre los co-partícipes (HerreraPavón y Arce Ibarra 2004).
En forma similar para Belice, Gillet (2003)
describió que en general el manejo actual de los
recursos pesqueros cuenta con cierto nivel de
participación de las cooperativas pesqueras, de las
agencias de gobierno y de organizaciones no
gubernamentales. Aunque lo anterior se percibe como
una descentralización del manejo de los recursos
pesqueros, con cierta tendencia hacia el co-manejo, se
reconoce que todavía hacen falta más participación y
consulta con las comunidades de pescadores, de tal
forma que el arreglo de co-manejo se formalice, sea
coordinado y redunde en una recuperación de las
poblaciones sobreexplotadas (Gillet 2003).
liberación, ii) regularizar y legalizar los permisos de
pesca, iii) legislar sobre especies, tallas y épocas de
pesca, y iv) destinar sitios en la Bahía para este tipo de
pesca (incluyendo lagunas y canales).
En Belice la pesca deportiva no está regulada
(Gillet 2003), y en el caso de México se ha reportado
que existen pesquerías que, aunque forman parte
importante de la pesca deportivo-recreativa (p. ej.
macabí), no se encuentran reguladas ni en la Ley de
Pesca ni en la Norma Oficial (NOM-017) que regulan
esta actividad (Herrera y Arce-Ibarra 2004).
En cuanto al manejo de pesquerías, la bahía de
Chetumal/Corozal muestra características similares a la
mayoría de las pesquerías a nivel mundial como es la
falta de definición de objetivos a corto, mediano y
largo plazo; en el caso de México hay un manejo
centralizado de recursos pesqueros con escaso o nulo
nivel de acercamiento entre las instituciones y los
usuarios (pescadores).
A nivel mundial se reconoce la dificultad de
observancia de reglas en la actividad pesquera, sobre
todo cuando existe escasez de personal y de recursos
financieros, por lo que se recomienda crear comités de
pesca responsable (comités de co-manejo) para mejorar
la situación actual de las especies más conspicuas de la
Bahía, incluyendo la jaiba, especies de escama y
especies pelágicas.
Los comités de pesca deberán integrarse con
personas que tengan interés directo o indirecto sobre la
pesca y deben incluir, entre otros, a los usuarios de los
recursos pesqueros (pescadores), a los miembros del
sector turístico, a los administradores del área
“Santuario del Manatí”, a los de la pesca (p. ej.
CONAPESCA), y a los investigadores y técnicos
pesqueros.
Con el fin de evitar la sobreexplotación de las
pesquerías en la Bahía, se recomienda que se definan
objetivos de corto, mediano y largo plazo, tal como se
ha hecho en México con las pesquerías de camarón.
Tales objetivos pueden discutirse y definirse entre
agencias de gobierno e investigadores (de forma
preliminar) y/o en el seno de los comités de pesca, con
la participación de todos los interesados y con la ayuda
de facilitadores.
Se percibe como urgente que las agencias de
gobierno encargadas de la pesca en la Bahía
regularicen el otorgamiento de permisos a quienes
viven total o parcialmente de la pesca. Lo anterior
permitirá tener estadísticas confiables de captura y de
los usuarios de las especies, y se podrán llevar a cabo
estimaciones de la biomasa existente para cada
pesquería (Herrera-Pavón y Arce-Ibarra 2004).
Conclusiones y recomendaciones
Los torneos de pesca deportiva de arrastre se han
mantenido constantes en los últimos tres años y cada
año hay más participantes; pero, no obstante que la
Bahía es un área natural protegida, la mayoría de las
embarcaciones utilizadas en los torneos no cumplen
con las reglas establecidas en el plan de manejo y las
áreas destinadas a la protección no son respetadas.
Durante los torneos de pesca los ejemplares
son capturados y llevados al lugar de premiación, por
lo que se recomienda que las presas capturadas sean
aprovechadas en estudios biológico-pesqueros.
En los últimos 2 años ha aumentado el número
de guías de pesca deportiva, sobre todo en los artes de
pesca y liberación, y con ello también hay más
pescadores deportivos. Lo anterior conlleva a ejercer
mayor presión hacia las especies de pesca deportiva y
sus hábitats, por lo que es necesario: i) realizar estudios
de capacidad de carga en los actuales sitios de pesca y
193
Medina-Quej et al.
Hernández, A. y W. Kempton. 2003. Changes in
fisheries management in Mexico: Effects of
increasing scientific input and public participation.
Ocean and Coast, Manag. 46: 507-526.
Herrera-Pavón, R. 2002. Peces de importancia para la
pesca deportiva en la Bahía de Chetumal. En
Contribución de la ciencia al manejo costero
integrado en la Bahía de Chetumal y su área de
influencia, ed. F. J. Rosado-May, R. RomeroMayo y A. de Jesús-Navarrete, 73-74. Chetumal
México: Universidad de Quintana Roo.
Herrera-Pavón, R. y M. Arce-Ibarra. 2004. Tarpon
(Megalops atlanticus) and bonefish (Albula
vulpes) recreational fishery in Southern Quintana
Roo, Mexico. Third International Tarpon Forum.
Universidad Veracruzana y University of Texas
Marine Science Institute. Veracruz, México.
Huitric, M. 2005. Lobster and conch fisheries of
Belize: a history of sequential explotation. Ecology
and
Society
10:
http:/www.ecologyandsociety.org/vol10/iss1/art21
Medina-Quej, A. y M. Domínguez-Viveros. 1997.
Edad y crecimiento del Scomberomorus maculatus
en la Bahía de Chetumal, México. Rev. Biol. Trop.
45: 1155-1161.
Melgar–Tisoc, E. 2004. Complejidad de los recursos
marino-litorales en la costa oeste de la bahía de
Chetumal. D. F., México: Tesis licenciatura.
Escuela Nacional de Antropología e Historia.
Ortiz-León, H. J. 2003. Aspectos ecológicos de
Callinectes sapidus (Decapoda: Portunidae) en la
Bahía de Chetumal, Quintana Roo, México.
Chetumal, México: Tesis de Maestría en Ciencias.
El Colegio de la Frontera Sur.
PACT (Protected Areas Conservation Trust), 2005.
Protected Areas. Corozal Bay. http://www.
pactbelize. org.
Pavón, M. 2003. Aspectos biológicos y pesqueros de la
chihua eugerres plumieri en bahía de Chetumal,
México.
Residencia
Profesional.
Instituto
Pinkerton, E. y M. Weinstein. 1995. Fisheries that
work. Sustainability through community-based
management. A Report to The David Suzuki
Foundation. 188 pp.
Quezada, D. 1995. Los recursos marinos litorales entre
los mayas durante el posclásico. En Cuatro
ensayos de la historia yucateca PRONAES, 61-91.
Universidad Autónoma de Yucatán, Escuela de
Ciencias Antropológicas. Mérida, Yucatán.
Richards, G. 2001. National report on the spiny lobster
fishery in Belize. In FAO/Western Central Atlantic
Fishery
Commission.
Report
on
the
FAO/DANIDA/ CFRAMP/WECAFC. Regional
Workshops on the Asssessment of the Caribbean
Literatura citada
Auil, N.E. 1998. Belize manatee recovery plan. With
the assistance of the National Manatee Working
Group. Coastal Zone Management Project, Belize
(BZE/92/G31). The United Nations Development
Program/GEF. The Angelus Press, Limited.
Belize.
Baeza, K. 2002. Pesquería de tiburones y rayas en la
bahía de Chetumal, México. Residencia
Profesional. Instituto Tecnológico de Chetumal.
Berkes, F., R. Mahon, P. McConney, R. Pollnac y R.
Pomeroy. 2001. Managing small-scale fisheries.
Alternative directions and methods. Ottawa:
International Development Research Centre
(IDRC).
BLIN http://www.belizelaw.org/lawadmin/index2.html.
Brzeski, V.J. y G.F. Newkirk (Eds). 2000. Lessons
from the lagoon. Research towards community
based coastal resources management in Tam
Giang Lagoon, Viet Nam. The Coastal Resources
Research Network (CoRR). Dalhousie University.
Canada.
Caballero-Pinzón, P. I. y E. Aburto-Miranda. 1999
Catálogo de artes de pesca del estado de Quintana
Roo. COSNET-CETMar 10. DGECyTM, 97 pp.
Caballero-Pinzón, P. I. 1997. Pesca exploratoria con
una trampa estacionaria del tipo almadraba “Daibo
Ami” en Quintana Roo. Oceanología 16: 115-126.
Caballero-Pinzón, P. 2002. Artes de pesca empleadas
en la Bahía de Chetumal del estado de Quintana
Roo, México. pp. 75-84 En: Contribución de la
ciencia al manejo costero integrado en la Bahía de
Chetumal y su área de influencia, ed. F. J. RosadoMay, R. Romero-Mayo y A. de Jesús-Navarrete.
Chetumal, México: Universidad de Quintana Roo.
Charles, A. T. 2001. Sustainable Fishery Systems.
Oxford: Blackwell Science.
CONAPESCA (Comisión Nacional de Acuacultura y
Pesca). 2004. Nueva Ley de Acuacultura y Pesca.
Lineamientos para el contenido de la nueva Ley
General. Documento base para la propuesta de La
Nueva
Ley
de
Acuacultura
y
Pesca.
http://www.sagarpa.gob.mx/conapesca/.
Díaz-de-León, A. y J. C. Seijo. 1992. A multi-criteria
non-linear optimization model for the control and
management of a tropical fishery. Mar. Res. Econ.
7: 23-40.
Garduño, A. y P. Caballero-Pinzón. 1999. Avances de
la Investigación: La pesca entre los mayas
prehispánicos en la Bahía de Chetumal, Q. Roo,
México. IV Congreso de Mayistas. La Antigua
Guatemala. 15 pp.
Gillet, V. 2003. The fisheries of Belize. Fisheries
Centre Research Reports 11: 141-147.
194
Pesquerías
Spiny Lobster (Panulirus argus). Belize City,
Belize, 21 April- 2 May 1997 and Merida,
Yucatan, Mexico, 1-12 June 1998. FAO Fisheries
Report No. 619: 168-174
Rosas-Correa, C. O. 2003. Análisis de la pesquería de
Callinectes sapidus (Decapoda: Portunidae) en la
Bahía de Chetumal, Quintana Roo, México.
Chetumal, México: Tesis de Maestría en Ciencias.
El Colegio de la Frontera Sur.
SAGARPA, 2000. Anuario estadístico de pesca.
Dirección de estadística y registros pesqueros,
México.
SAGARPA, 2002. Anuario estadístico de pesca.
Dirección de estadística y registros pesqueros,
México.
Sosa-Cordero, E. 2005. Mortalidad de langostas
Panulirus argus en aguas someras: efectos de
tiempo, talla corporal y localidad geográfica.
Mérida, México: Tesis de Doctor en Ciencias con
Especialidad en Ciencias Marinas. CINVESTAV
Unidad Mérida.
Sosa-Cordero, E., A. Medina-Quej, A. RamírezGonzález, M. Domínguez-Viveros y W. AguilarDávila. 1993. Invertebrados Marinos Explotados
en Quintana Roo. En Biodiversidad Marina y
Costera de México, ed. Salazar-Vallejo y N.E.
González,
709-734.
Chetumal,
México:
CONABIO y CIQRO,
www.northernbelize.com , Revisado el 30 de diciembre
de 2005.
195
21
Generación, manejo y destino de las aguas residuales
de la ciudad de Chetumal: situación actual
M.C. ORTIZ-HERNÁNDEZ1 (✉), J. CARMONA-DE LA TORRE2 Y J.R. FLORES-RODRÍGUEZ 3
1
mortiz@ecosur.mx
2
El Colegio de la Frontera Sur, Carretera Panamericana s/n, San Cristóbal de las Casas, Chiapas, México
3
Oficina Coordinadora de Programas contra la Contaminación del Mar (SEMAR), Av. Héroes 141, Chetumal,
Quintana Roo, México
Resumen
El saneamiento de las aguas residuales en el Estado de Quintana Roo está a cargo de la
Comisión de Agua Potable y Alcantarillado (CAPA). En la ciudad de Chetumal existen 3
plantas de tratamiento: Centenario, Santa María y Fovissste V Etapa. El funcionamiento
de la planta Centenario está planeado en dos etapas de crecimiento y actualmente trabaja
al 70 % de la primera etapa. Las otras dos plantas operan al máximo de su capacidad y se
convertirán en plantas de bombeo hacia la planta Centenario. El destino de las aguas
tratadas es el suelo o el acuífero, a través de pozos de absorción profundos (> 60 m) que,
sin embargo, pudieran ser fuente de contaminación al acuífero, única reserva para
consumo humano. Según CAPA, la calidad de las aguas residuales tratadas cumple el 90
% de la NOM-001-SEMARNAT-1996; sin embargo, existen otras fuentes de
contaminación al acuífero, como filtraciones de las fosas sépticas, disposición inadecuada
de residuos sólidos, así como aportes a la Bahía de agroquímicos utilizados en la rivera del
Río Hondo. Actualmente, la cobertura del servicio de alcantarillado en la ciudad de
Chetumal es de 40 %, y en 2011 CAPA pretende alcanzar 100 % para poblaciones con
más de 50,000 habitantes. La actual administración ha manifestado interés en cumplir las
recomendaciones del Plan Maestro para el Saneamiento Ambiental en la Costa del Estado
de Quintana Roo, propuesto en 2004 por la Agencia de Cooperación Internacional del
Japón y SEMARNAT.
Abstract
The Drinking and Waste Water Commission (CAPA) is responsible of wastewater
treatment in Quintana Roo State. In Chetumal City, CAPA operates 3 treatment plants:
Centenario, Santa Maria and Fovissste V Etapa. The Centenario plant was planned to be
build in two stages, at present it operates at 70% of the first stage capacity. The other two
treatment plants are operating at their maximum capacity and soon their wastewater will
be pumped to the Centenario plant. Wastewater from treatment plants is injected into deep
wells constructed underground at > 60 m depth, which clearly it is inappropriate because
groundwater is the only reservoir for human water supply. According to CAPA, the
quality of treated waters reach 90% of NOM-001-SEMARNAT-1996; however, the
aquifer and the Chetumal Bay could be contaminated also by the outflows from the septic
tanks still used in many households, the inadequate final disposition of solid wastes, and
of the runoff of agrochemical products used in agriculture fields through the Rio Hondo.
At present, the sewer system in Chetumal cover 40%; and by 2011 CAPA plants to bring
the service to 100 % into communities with more than fifty thousand inhabitants. The
management direction of CAPA wants to fulfill the recommendations proposed in 2004 by
the Japan International Cooperation Agency and SEMARNAT for the Environmental
Sanitation Management Master Plan for the coast of Quintana Roo.
ECOSUR, 2009
Aguas residuales
Introducción
Los acuíferos en la península de Yucatán representan la
única fuente de abastecimiento de agua dulce para el
consumo humano y los modelos de simulación de
transporte han mostrado que el agua dulce fluye del
interior de la Península hacia la costa, mientras el agua
salina fluye desde la costa hacia el interior (JICASEMARNAT 2004). Diversos factores pueden alterar
las condiciones naturales de los acuíferos; por ejemplo,
la sobreexplotación los hace susceptibles a la intrusión
de agua salina, y las filtraciones de aguas residuales
(AR) degradan la calidad del agua subterránea (Cabrera
et al. 2002). Uno de los principales retos en la región es
la protección de los acuíferos y de cuerpos de agua
adyacentes, lo cual se puede lograr mediante la
construcción de sistemas eficientes de alcantarillado, la
contención de las fuentes de contaminantes y el
tratamiento de las AR (Graniel et al. 2004; Pacheco
2004).
La Ley de Agua Potable y Alcantarillado del
estado de Quintana Roo establece las bases para la
prestación de los servicios de agua potable y
alcantarillado en todo el Estado. Las atribuciones son
ejercidas por la Dirección General y los Organismos
Operadores municipales de la Comisión de Agua
Potable y Alcantarillado (CAPA). La CAPA es un
organismo público descentralizado y tiene la
responsabilidad de garantizar los servicios públicos de
agua y saneamiento. De acuerdo a la propia Comisión,
la Dirección General se encarga de elaborar los planes
y programas de trabajo, y definir las políticas y líneas
de acción para la prestación de los servicios públicos
de agua y saneamiento. También realiza tareas de
gestión ante los sectores público, social y privado; con
la finalidad de obtener recursos para la planeación,
construcción y operación de la infraestructura
hidráulica en toda la entidad. Los Organismos
Operadores municipales proporcionan los servicios
públicos de agua y saneamiento en condiciones que
aseguren su calidad, continuidad, regularidad y
cobertura. En el área que corresponde a la Bahía, el
Organismo Operador responsable es el del municipio
de Othón P. Blanco (MOPB).
En este capítulo recopilamos la información
relacionada a la generación, manejo y destino de las
AR que se producen en la ciudad de Chetumal, cuya
población representa un poco más del 60 % del total
del MOPB (INEGI 2004). La información se
proporcionó por las autoridades responsables de ofrecer
estos servicios públicos y se revisó el trabajo realizado
durante 2003-2004 por la Agencia de Cooperación
Internacional del Japón (JICA por sus siglas en inglés)
y la SEMARNAT. En ese documento se propuso un
plan de manejo para el saneamiento ambiental en la
costa de Quintana Roo, con proyección hasta el 2015
(JICA-SEMARNAT
2004).
Adicionalmente,
obtuvimos información proveniente de CAPA,
relacionada con la red de alcantarillado y operación de
las plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR)
del MOPB, y consultamos informes de la Comisión
Nacional del Agua (CNA) y JICA-SEMARNAT.
También, contamos con la colaboración del personal de
la Oficina Coordinadora de Programas contra la
Contaminación del Mar, de la Secretaría de Marina,
quienes realizan monitoreos permanentes en la zona de
influencia urbana y en toda la Bahía. Al final
planteamos la problemática que se origina por las
deficiencias en el saneamiento y la mala disposición de
las AR en la bahía de Chetumal.
Fuentes generadoras de las aguas residuales
En general, se considera que un 75 % del total del agua
potable abastecida se desecha como AR, la cual es
susceptible de tratamiento; esta estimación podrá
permitir una planeación más adecuada del sistema de
alcantarillado (CNA, 2001). Considerando un gasto
promedio de 230 L persona-1 día-1, la tasa de generación
de AR es ~ 173 L persona-1 día-1. En la Tabla 1 se
muestra una proyección a futuro de la cantidad de AR
generadas en el Municipio Othón P. Blanco.
Tabla 1. Cantidad de aguas residuales (m3 día-1) que se
generaron en 2003 y 2005, y las que se generarán en
2010 y 2015, en el municipio de Othón P. Blanco,
según el informe final del Estudio de Saneamiento
Ambiental en la Costa del Estado de Quintana Roo
(JICA-SEMARNAT, 2004).
2003
39,813.7
2005
47,326.7
2010
62,676.2
2015
72,529.8
El destino principal de las AR es la inyección
a pozos profundos construidos por CAPA; sin
embargo, se conoce que en otras partes de Quintana
Roo (municipio de Solidaridad) este procedimiento
causa la contaminación del acuífero subterráneo en
áreas urbanas costeras (Beddows et al. 2005). En Playa
del Carmen, por ejemplo, la aplicación de un modelo
de simulación indicó que la pluma de AR puede migrar
vertical y horizontalmente si no se inyecta en zonas de
relativamente baja permeabilidad, lo cual puede afectar
el acuífero sobreyacente de agua dulce. Por ello, es de
suma importancia considerar la densidad de las masas
de agua, la permeabilidad del sustrato y la profundidad
de la lente de agua salina al utilizar el procedimiento de
inyección de las AR (JICA-SEMARNAT 2004).
197
Ortiz-Hernández et al.
En el informe final del Estudio de
Saneamiento Ambiental en la Costa del Estado de
Quintana Roo (JICA-SEMARNAT 2004) se reportó a
la ciudad de Chetumal como la única área urbana del
Municipio con servicio de alcantarillado y
saneamiento. Ahí, la cobertura del servicio de
alcantarillado en 2001 se estimó en 16.5 %, lo cual se
explicó por la costumbre de la población de usar
tanques sépticos y el costo que implicaba a cada
familia hacer la conexión de las casas a la red
municipal. En ese. Sin embargo, CAPA reconoce que
aún existe un gran número de poblaciones que carecen
de este servicio, y una de las principales limitantes es la
viabilidad económica, ya que la recuperación de la
inversión en localidades con menos de 10,000
habitantes es mucho más lenta. En la Tabla 2 se
muestra el porcentaje de cobertura del sistema de
alcantarillado a entonces JICA recomendó incrementar
el fondo del Proyecto Modelo para el Tratamiento de
Aguas Residuales en Pequeñas Comunidades,
promovido por CAPA.
Tabla 2. Porcentaje de cobertura (2007) del sistema de
alcantarillado en zonas urbanas con más de 50,000
habitantes en el Estado de Quintana Roo. Fuente:
CAPA
Localidad
Con drenaje
Sin drenaje
Cancún
Chetumal
Cozumel
Playa del Carmen
89.6
39.7
99.5
73.3
10.4
60.3
0.5
26.7
La carga contaminante que se origina por las
AR en Chetumal proviene principalmente de las
actividades domésticas y su impacto sobre la bahía es
evidente en la costa cercana a la Ciudad (OrtizHernández y Sáenz-Morales 1997 y 1999, ÁlvarezLegorreta 2007). El desarrollo industrial no ha
avanzado y las estadísticas de la Población
Económicamente Activa se han mantenido en ~16 %
desde 2001. Por otro lado, la agricultura no es una
actividad extendida en el Estado, aunque en el
Municipio de Othón P. Blanco han sido
tradicionalmente importantes las plantaciones de caña
de azúcar. En 2001 la superficie sembrada fue de
19,800 ha, mientras que para la zafra 2006/2007 se
incrementó a 22,584 ha. La superficie sembrada para
otros cultivos en este municipio fue de 6,120 ha para el
ciclo otoño-invierno 2007, tanto para riego como
temporal (INEGI, 2004; SAGARPA, 2006-2007). Las
actividades agrícolas realizadas en la rivera del río
Hondo pueden ser una fuente difusa de contaminación
por productos agroquímicos como abonos y plaguicidas
organoclorados, y estos a su vez pueden desembocar en
la bahía de Chetumal (Ortiz-Hernández et al. 1997,
Álvarez-Legorreta 2007).
Plantas de tratamiento de aguas residuales
(PTAR´s)
El estado de Quintana Roo cuenta con 23 plantas de
tratamiento operadas por la CAPA, Aguakan y
FONATUR, y se ubican principalmente en la zona
norte; además, existen numerosas plantas particulares
de pequeña escala y fosas sépticas en hoteles y
restaurantes. El Municipio de Othón P. Blanco cuenta
con 5 PTAR´s, de las cuales 3 se localizan en la Ciudad
de Chetumal: Centenario (Av. Tenacidad s/n, Colonia
Nuevo Progreso), Santa María (Av. Centenario,
Colonia Santa María) y Fovissste V Etapa (camino
antiguo a Santa Elena).
El sistema de tratamiento utilizado es el
llamado proceso de lodos activados con aeración
extendida; es considerado entre los más confiables y
eficientes dentro del tratamiento de AR. En resumen, el
sistema inicia con el tratamiento primario, donde se
remueven los residuos sólidos de gran tamaño
(partículas > 2.5 cm) al hacer pasar las AR a través de
rejillas metálicas fijas o mecánicas con cribas.
Posteriormente, las arenas o partículas finas que no se
retienen en las rejillas son sedimentadas en un tanque
tipo canal (desarenador) y pasan al tratamiento
secundario. Éste es un proceso de reacción biológica,
que consiste en pasar las AR crudas por un tanque con
aeración (bioreactor), el cual contiene lodos activados
con una carga suficiente de microorganismos de varias
especies que tienen diferentes funciones simbióticas y
condiciones favorables (de temperatura, pH, nutrientes,
Actualmente CAPA reporta una cobertura
promedio del 70 % para el Estado, mientras que para
Chetumal se reporta una cobertura del drenaje sanitario
de ~40 %, en parte debido a que las actuales
disposiciones obligan a los urbanizadores a dotar de
esta infraestructura a los nuevos fraccionamientosnivel
estatal en las poblaciones con más de 50,000
habitantes, donde se puede calcular que en Chetumal se
presenta la mayor carencia (60.3%) del servicio de
alcantarillado.
En el año 2003, JICA-SEMARNAT
propusieron un Plan Maestro de Saneamiento
Ambiental, con una proyección al 2015 para el manejo
de las AR y residuos sólidos para el sur del estado de
Quintana Roo, abarcando los Municipios de
Solidaridad, Othón P. Blanco y Felipe Carrillo Puerto.
Sin embargo, en muchos casos no se da seguimiento
puntual a los planes y propuestas de los gobiernos
precedentes. En el caso de CAPA, la dirección actual
tiene la intención de dar cumplimiento a las propuestas
de saneamiento de las AR generadas en el Estado (Ing.
Jorge Dzul, com. pers.).
198
Aguas residuales
oxígeno disuelto y tiempo de retención) para su
desarrollo. Esos microorganismos se nutren de la
materia orgánica contenida en las AR, la cual sufre un
proceso de oxidación que genera productos como CO2,
H2O y energía, o pasa a formar parte de nuevas células
(biomasa) de microorganismos degradadores (más
lodos activados); por último, las AR pasan por un
tanque sedimentador, donde por gravedad se separan
las partículas sedimentables y flóculos (conglomerados
de microorganismos que flotan).
En el tratamiento terciario, las AR del
sobrenadante ya clarificadas pasan a través de
vertederos calibrados para regular su flujo hacia el
tanque de desinfección (tanque de contacto). Ahí se
utiliza hipoclorito de calcio, hipoclorito de sodio o gas
cloro, para inhibir el crecimiento de los
microorganismos (el cloro residual del agua tratada
llega al efluente con una concentración entre 0.5 y 1.0
mg L-1). Los lodos generados en el proceso de
bioreacción biológica se sedimentan en un tanque de
espesado y se regresan al proceso a través de un equipo
de recirculación, o cuando son excedentes se les aplica
aire para su digestión y eliminación del proceso de
tratamiento (purga de lodos). Idealmente, las AR
tratadas y desinfectadas con cloro se vierten en cuerpos
receptores como el suelo y lagunas, o a los acuíferos
del manto freático, al ser inyectadas mediante pozos de
absorción o infiltración. En muchas partes del mundo
las AR son reutilizadas para riego agrícola, riego
urbano (p. ej. en jardines y campos de golf) y en la
alimentación de lagos artificiales.
Planta de tratamiento Centenario: planes de
crecimiento, eficacia y mejoras de operación
La planta Centenario está planeada para crecer en dos
etapas; actualmente trabaja a un 70 % de capacidad de
la primera etapa, ya que recibe un promedio de 85 L s-1
(6912 m3) de 13 cárcamos de bombeo. Se tiene
contemplado que las plantas Santa María y Fovissste V
Etapa canalicen hacia esta planta las AR que le son
suministradas; esto debido a que trabajan a su máxima
capacidad y han quedado rodeadas por zonas
habitacionales. En la Tabla 3 se presentan las
características de diseño y capacidad de tratamiento
para las tres plantas de tratamiento de la ciudad de
Chetumal, mientras que en la Tabla 4 se muestran los
datos más recientes de volúmenes de agua tratada
correspondiente al trimestre de Enero, Febrero y Marzo
del 2007.
Tabla 3. Características de diseño, capacidad de tratamiento y cobertura proyectada para las tres plantas de
tratamiento de aguas residuales en la ciudad de Chetumal.
Nombre
Centenario
Santa María
FOVISSSTE V Etapa
Capacidad
de diseño
(L s-1)
Capacidad
proyectada
(L s-1)
Capacidad
utilizada 2000
(L s-1)
Capacidad
utilizada 2007
(L s-1)
Cobertura proyectada
(habitantes)
120
2
4
360
2
4
20
2
3
85
Al máximo
Al máximo
41,198
1,415
815
tratadas que son vertidas directamente al suelo y
subsuelo. Adicionalmente, se identificaron problemas
con el sistema de aireación en los bioreactores, lo cual
demerita la eficiencia de la degradación microbiana.
Actualmente la CAPA realiza acciones para mejorar el
saneamiento y mejorar la operación de algunas
PTAR´s; por tal motivo, la Agencia de los Estados
Unidos para el Desarrollo Internacional (USAID, por
sus siglas en inglés) y el Consejo de Cuenca de la
Península de Yucatán (CCPY) solicitaron en 2007 a El
Colegio de la Frontera Sur realizar un proyecto piloto
de asesoría a diez PTAR´s en el Estado. La intención
del proyecto piloto es hacer un diagnóstico del
desempeño actual y brindar asistencia técnica y emitir
recomendaciones para implementar mejoras en las
PTAR´s, cuidar la calidad de las AR que son
descargadas al subsuelo y contribuir a la protección del
acuífero. Este estudio incluyó la planta Centenario y
permitió identificar algunas deficiencias operativas,
entre las más críticas se encuentran la ausencia de
medidores de flujo para determinar el gasto promedio
diario y precisar la cantidad de agua tratada, y una
operación irregular en la válvula de descarga de las AR
Parámetros ambientales
Para monitorear la calidad de las AR, es decir, el
control del proceso de tratamiento y verificación del
cumplimiento a la NOM-001-SEMARNAT-1996, la
CAPA realiza muestreos trimestrales o semestrales del
agua a través de su personal o de servicios de
laboratorios acreditados y mantiene registros internos
de los resultados. Los laboratorios internos realizan
muestreos de agua en las diferentes fases del proceso
de tratamiento, lo que permite corregir la operación
para mantener la eficiencia del tratamiento y para
verificar el cumplimiento a las normas oficiales
mexicanas.
199
Tabla 4. Volúmenes de agua tratada (m3 día-1) en las
cinco plantas de tratamiento del Municipio de Othón P.
Blanco, correspondientes al primer trimestre de 2007.
Fuente: CAPA
Planta
Enero
Febrero
Marzo
Total
Centenario
6,720
17,137
10,604
34,461
Santa María
Fovissste
V etapa
33.9
24.1
32.7
27.2
33.2
30.1
99.8
81.4
Subteniente
López
10
9.7
10.7
30.4
Huay Pix
7
6.2
7.3
20.5
La CAPA realiza sus análisis a partir de
muestras compuestas, las cuales consisten en colectar 6
submuestras de 150 ml durante 24 horas y mezclarlas,
tanto de entrada al sistema de tratamiento como de los
efluentes. Los parámetros registrados son: temperatura,
conductividad, cloro residual, pH, grasas y aceites,
sólidos suspendidos totales, DQO, DBO, fósforo total,
nitrógeno total, sulfatos y coliformes fecales. Los
resultados son comparados con los propuestos en la
NOM-001-SEMARNAT-1996, que establece los
límites máximos permisibles de contaminantes en las
descargas de AR en aguas y bienes nacionales (Diario
Oficial de la Federación, 1996). En la Tabla 5 se
muestran los valores que establece dicha NOM para los
parámetros que coinciden con los que CAPA analiza en
las plantas de tratamiento a su cargo, ya que, por
ejemplo, otros parámetros como metales pesados no se
analizan.
Tabla 5. Valores máximos (mg L-1, excepto cuando se especifique) permitidos por la NOM-001-SEMARNAT1996 de contaminantes en aguas residuales descargadas en aguas y bienes nacionales. P.M.= Promedio mensual,
P.D.= Promedio diario, N.A.= No aplica.
Parámetro
Temperatura (ºC)
Grasa y aceites
Sólidos susp. totales
Nitrógeno total
Fósforo total
DBO
Coliformes fecales
(NMP 100 ml-1)
Protección vida acuática
P.M.
40
15
40
15
5
30
1,000
P.D.
40
25
60
25
10
60
2,000
Recreación
P.M.
40
15
75
N.A.
N.A.
75
1,000
En las figuras 1 y 2 se muestran los valores de
muestras compuestas de los parámetros monitoreados
por CAPA en las plantas de tratamiento Centenario,
Santa María y Fovissste V Etapa; la información es
semestral, de 2001 al primer semestre de 2006. En
general, los límites máximos permisibles no son
rebasados, pero se observa que la planta Santa María
seguida de Fovissste V Etapa son las que presentan
concentraciones elevadas en algunos de los valores
críticos como son bacterias coliformes, nitrógeno total
y fósforo total. En cuanto a grasas y aceites y DBO se
observa un incremento en los semestres de 2005 y
2006, probablemente debido al incremento en los
volúmenes de AR canalizadas mediante la red de
alcantarillado habilitada en la zona urbana.
Uno de los indicadores más específicos para la
evaluación de la carga contaminante generada por
actividades domésticas es la cantidad de DBO, y su
control conlleva el de otros contaminantes, ya que se
relaciona estrechamente con la presencia de coliformes
P.D.
40
25
125
N.A.
N.A.
150
2,000
Estuarios
P.M.
40
15
75
15
5
75
1,000
P.D.
40
25
125
25
10
150
2,000
fecales y con elevadas concentraciones de nitrógeno y
fósforo (JICA-SEMARNAT, 2004). En una proyección
al 2015, se considera que la concentración de DBO en
el acuífero podría llegar a 4.9 mg L-1, de acuerdo con la
carga contaminante por AR y los lixiviados de residuos
sólidos que se filtran al acuífero. Los estándares
internacionales para la conservación del ambiente
natural establecen una concentración de DBO de 1 mg
L-1 o menor (JICA-SEMARNAT 2004). De acuerdo a
la normatividad vigente, los contaminantes en las
descargas de AR no rebasan los límites máximos
permisibles. Por ejemplo, para DBO la NOM-001SEMARNAT-1996 marca un promedio mensual de 75
mg L-1 para aguas costeras de uso recreativo y el valor
en las plantas Centenario, Santa María y Fovissste V
Etapa fueron 5.4, 8.2 y 5.4 mg L-1, respectivamente.
Según el Plan Estatal de Saneamiento 20052011 de la actual administración de CAPA, se ha
decidido dar seguimiento y cumplimiento a las
propuestas planteadas en el estudio de JICA-
200
Aguas residuales
120
Grasas y aceites
25
100
20
80
mg L-1
mg L-1
30
15
10
Nitrógeno total
60
40
5
20
0
0
I-2001 II-2001 I-2002 II-2002 I-2003 II-2003 I-2004 II-2004 I-2005 II-2005 2006
12
Sólidos suspendidos totales
50
10
40
8
mg L -1
mg L-1
60
30
20
Fósforo total
6
4
10
2
0
0
40
DBO
14000
Coliformes fecales
12000
30
m g L -1
N M P 1 0 0 m l -1
10000
8000
20
6000
10
4000
2000
0
0
Centenario
Centenario
Santa María Fovissste V
Santa María
Fovissste V
Figura 1. Valores de grasas y aceites, sólidos
suspendidos
totales
y
DBO
cuantificados
semestralmente por la Comisión de Agua Potable y
Alcantarillado de la ciudad de Chetumal a partir de
muestras compuestas de aguas residuales después de
ser tratadas en las plantas Centenario, Santa María y
Fovissste V Etapa.
Figura 2. Valores de nitrógeno total, fósforo total y
coliformes
fecales
(número
más
probable)
cuantificados semestralmente por la Comisión de Agua
Potable y Alcantarillado de la ciudad de Chetumal a
partir de muestras compuestas de las aguas residuales
después de ser tratadas en las plantas Centenario, Santa
María y Fovissste V Etapa.
SEMARNAT; esto con la intención de revertir la
contaminación del acuífero hasta un valor de DBO ≤
1.0 mg L-1. Para el 2011 se pretende ampliar la
cobertura del sistema de alcantarillado al 100 % en las
localidades mayores de 50,000 habitantes, y proponer
alternativas para la inversión en proyectos de
poblaciones menores de 10,000 habitantes en las que
ocurre un déficit de financiamiento (Ing. Jorge Dzul,
com. pers.).
con un tipo de impacto de intenso a severo por las
concentraciones de nutrientes (Álvarez-Legorreta
2007), de acuerdo con los indicadores propuestos por el
Instituto Nacional de Ecología para caracterizar la
calidad del hábitat en el país (INE 2000).
Según CAPA, el proceso de tratamiento
aplicado a las AR permite generar aguas tratadas con
una calidad que cumple el 90 % de la NOM-001SEMARNAT-1996. Si los datos son correctos, deben
considerarse fuentes adicionales de contaminación
orgánica a la Bahía; ya que parte de los problemas de
contaminación en la zona baja adyacente a la ciudad de
Chetumal pudieran deberse a las descargas clandestinas
de AR vertidas a la red de alcantarillado pluvial: ~60 %
de la población no cuenta con drenaje y vierten sus
aguas residuales en fosas sépticas, ver Tabla 2. Desde
1990, la Oficina Coordinadora de Programas contra la
Ampliación de la cobertura de la red
del drenaje sanitario
Aunque se ha reducido el número de descargas a cielo
abierto que se observaban a lo largo de la línea costera
de la ciudad, la zona de influencia urbana se clasifica
201
Contaminación del Mar (SEMAR) identificó 31 puntos
de descargas hacia la Bahía (figura 3a).
Actualmente
5 descargas
1990
31 descargas
Figura 3. Ubicación de los sitios de descarga de aguas de drenaje hacia la bahía de Chetumal en a) 1990; y b) a la
fecha, son 5 puntos de descarga que registran valores de coliformes fecales por encima de los máximos permisibles
por los Criterios Ecológicos de Calidad del Agua.
Los aportes directos han disminuido a partir
de la construcción del drenaje por alto vacío en la parte
baja de la ciudad de Chetumal, en 1998, y con las
acciones de apoyo del Comité de Protección al
Ambiente Marino. Sin embargo, desde 2002 y hasta la
fecha SEMAR reporta aún 5 puntos críticos donde se
descarga agua con niveles de coliformes fecales por
encima del máximo permisible por los Criterios
Ecológicos de Calidad del Agua para la protección de
la vida acuática, que es de 200 NMP 100 ml-1 ( Fig.
3b). Las siguientes descargas registran presencia de
bacterias coliformes, principalmente en temporada de
lluvias: frente al monumento al Parque Renacimiento,
base del muelle de Pescadores, base del Muelle Fiscal,
frente a la Explanada de la Bandera (Av. Héroes) y
base del Monumento del Pescador.
Algunos estudios realizados en la zona han
comprobado que la distancia de influencia de las aguas
provenientes de aportes directos a la Bahía se limita a
~100 m de la costa (Ortiz-Hernández y Sáenz-Morales,
1995, 1997; Álvarez-Legorreta et al., 2000; ÁlvarezLegorreta, 2007). También hay que destacar que desde
1988 el personal de la Oficina Coordinadora de
Programas contra la Contaminación del Mar, de la
SEMAR, ha realizado monitoreos de la calidad del
agua en toda la Bahía, y en la Tabla 6 se muestran los
resultados de coliformes fecales registrados en 1989 y
1990. Los registros de la SEMAR indican que las
estaciones localizadas hacia el interior de la bahía no
contienen coliformes fecales.
Tabla 6. Concentraciones de coliformes fecales (NMP
100 ml-1) registrados por la Secretaría de Marina en los
monitoreos de 1989 y 1990 en puntos prioritarios de la
Bahía.
Zona
Boca Río Hondo
Punta Consejo
Frente a Sarteneja
Centro de la Bahía
Frente a Calderitas
Frente a Tamalcab
Bocana Laguna
Guerrero
Dos Hermanos
Faro Punta Piedra
Oct
1989
Dic
Ene
Feb
1990
Mar
Abr
50
55
0
29
50
50
50
17
21
0
35
2
5
18
0
0
0
0
0
0
0
21
16
0
11
4
0
3
1
0
0
0
0
0
0
10
0
0
0
0
0
0
0
0
0
2
0
0
0
0
0
0
0
0
cabalmente, especialmente respecto a los trabajos de
conexión intra-domiciliaria a la red de alcantarillado, lo
cual puede tener consecuencias en el agua de consumo
humano. Se ha demostrado que en sistemas cársticos
existe una relación directa entre el intenso desarrollo
poblacional, como en Cancún y Mérida, con la
afectación a los acuíferos, llegando a impactar la
calidad del agua subterránea (Graniel y Gález 2002,
Pacheco et al. 2004). Uno de los principales problemas
relacionados con la calidad del agua subterránea se
refiere a la presencia de nitratos. La contaminación de
los acuíferos por estos compuestos es un problema
generalizado y en crecimiento a nivel mundial, y en el
estado de Yucatán ya se ha detectado este problema
(Pérez y Pacheco 2004). El exceso de nitratos en el
agua supone un problema potencial de salud, ya que al
ser ingeridos son transformados en nitritos, los cuales
convierten la hemoglobina en metahemoglobina que se
caracteriza por inhibir el transporte de oxígeno en la
sangre y, aunque es un proceso reversible, puede llegar
Conclusiones
Las recomendaciones del Plan de Manejo para el
Saneamiento Ambiental propuesto por JICASEMARNAT para la región no han logrado cumplirse
202
Aguas residuales
a causar la muerte en niños pequeños (Scout et al.
2004).
Por otra parte el exceso de carga orgánica
proveniente de las AR no es la única fuente de
contaminación al acuífero. Debido al manejo deficiente
de los residuos sólidos, se estima que ~40 % de los de
contaminantes que se infiltran a los acuíferos provienen
de los lixiviados (González et al. 2004, JICASEMARNAT 2004). También, deben considerarse los
aportes de agroquímicos que llegan a la Bahía,
provenientes de los campos de cultivo de las laderas
del río Hondo, así como la presencia de hidrocarburos
y metales pesados en sedimentos y organismos (OrtizHernández 1997, Noreña-Barroso et al. 1998, ÁlvarezLegorreta et al. 2000, Álvarez-Legorreta y SáenzMorales 2005).
Es indispensable promover la participación
ciudadana para lograr la interconexión en las zonas
donde ya existe la infraestructura sanitaria; su
colaboración es básica para mejorar la salud de la
Bahía. Asimismo, es necesario corregir los problemas
operativos de la planta Centenario, así como atender el
problema de la recolección y disposición adecuada de
los residuos sólidos, ya expuesto en el Plan Maestro del
estudio de JICA.
o
o
Reconocimientos
Al Ing. Jorge Dzul, Jefe del Departamento de Aguas
Residuales de CAPA, por la información
proporcionada sobre las plantas de tratamiento. Al Pas.
Ing. B.A. Raúl A. Medina E., por su apoyo en el
tratamiento de la información y en la realización de las
gráficas.
Literatura citada
Álvarez-Legorreta, T. 2007. Monitoreo de la calidad
del agua de la Bahía de Chetumal y el Río Hondo.
Proyecto Fondos Mixtos QROO-2003-COI-1273.
Informe Técnico Final: 45-78.
Álvarez-Legorreta, T. y R. Sáenz-Morales. 2005.
Hidrocarburos
aromáticos
policíclicos
en
sedimentos de la Bahía de Chetumal. En Golfo de
México Contaminación e Impacto Ambiental:
Diagnóstico y Tendencias, eds. A. V. Botello, J.
Rendón-von O., G. Gold-Bouchot y C. AgrazHernández, 299-310. 2da. Edición. Univ. Autón.
de Campeche, Univ. Nal. Autón. de México,
Instituto Nacional de Ecología.
Álvarez-Legorreta, T., D. Medina-Martín y A. ZavalaMendoza. 2000. Plaguicidas organoclorados y
metales pesados en sedimentos y organismos
bénticos de la Bahía de Chetumal. Informe Técnico
Final Biondicadores Bénticos de la Bahía de
Chetumal, S.I. Salazar-Vallejo (Coordinador).
ECOSUR-SEMARNAT: 52-72.
Beddows, P., P. Smart, F. Whitaker y S. Smith. 2005.
A dónde van las aguas residuales? El sistema
acuífero cárstico de la Municipalidad de
Solidaridad, Quintana Roo, Mexico. Revista de
Medio Ambiente, Turismo y Sustentabilidad 1
(1):121-128.
Cabrera, A., J. Pacheco, E. Cuevas, J. Ramírez, M.
Comas y A. Cámara. 2002. Hidrogeoquímica del
agua que subyace a la JAPAY I, en Mérida,
Yucatán, México. Ingeniería 6(3):29-40.
CNA. 2001. Manual de agua potable, alcantarillado y
saneamiento. Ver 2.0. Comisión Nacional del
Agua: 64-77.
Diario Oficial de la Federación. 1989. Criterios
Ecológicos de Calidad del Agua. CE-CCA-001/89,
Recomendaciones
En la bahía de Chetumal, las filtraciones de aguas
contaminantes por las fosas sépticas urbanas mal
diseñadas y los lixiviados de los residuos sólidos
inadecuadamente tratados pueden ser las principales
fuentes de contaminación al acuífero, ya que no reciben
tratamiento alguno y posteriormente son vertidas hacia
la Bahía, por lo que se recomienda lo siguiente:
o
o
o
o
o
o
conexión intra-domiciliaria al sistema de drenaje
en los hogares, e implementar un programa para el
reciclamiento integral de residuos sólidos.
Mejorar el desempeño de las PTAR´s
en
Chetumal, a través de mejorar la organización del
personal operativo y administrativo de las
PTAR´s.
Establecer un programa para estabilizar y manejar
los lodos generados en la PTAR´s.
Dar seguimiento a las propuestas y acciones que
ha iniciado CAPA.
Continuar con el monitoreo de las aguas residuales
tratadas que realiza CAPA y los laboratorios
acreditados.
Diseñar un plan de monitoreo del acuífero, en el
que son vertidas las aguas tratadas, con la
participación de expertos en un esquema de trabajo
en equipo y multidisciplinario.
Delimitar la zona de influencia de las aguas
residuales urbanas vertidas a la Bahía en las
temporadas de secas, lluvias y nortes, para
proteger a los pobladores y mantener una pesca
saludable.
Considerar las propuestas planteadas en el
documento JICA-SEMARNAT del estudio
multidisciplinario realizado en 2003-2004, para
cumplir el objetivo principal del Plan Maestro.
Integrar los esfuerzos del sector público en la
aplicación de acciones comunitarias, para lograr la
203
de Chetumal. ECOSUR-Gobierno del Estado de
Quintana Roo. Informe Técnico Final: 22-34.
Ortiz-Hernández, M. C. y R. Sáenz-Morales. 1995.
Monitoreo de la contaminación de la bahía de
Chetumal, Quintana Roo. Proyecto CONACYT
Clave 1040-N9111. Informe Técnico Final: 10-45.
discharges to Chetumal Bay, Quintana Roo, Mexico.
Bull. Environ. Contam. Toxicol. 59(3):486-491.
Ortiz-Hernández, M. C., R. Sáenz-Morales, A. VásquezBotello, G. Díaz-González y B. Jasso-Méndez. 1997.
Presencia de plaguicidas en la población rural y su
impacto ecológico en el Río Hondo, Quintana Roo,
México. Proyecto CONACYT 2013-T9301. Informe
Técnico Final: 12-30.
Effects of organic material and distribution of faecal
coliformes in Chetumal Bay, Quintana Roo, Mexico.
Environmental Monitoring & Assessment 55:423434.
Pacheco, J., A. Cabrera y R. Pérez. 2004. Diagnóstico
de la calidad del agua subterránea en los sistemas
municipales de abastecimiento en el Estado de
Yucatán, México. Ingeniería 8(2):165-179.
Pérez, R y J. Pacheco. 2004. Vulnerabilidad del agua
subterránea a la contaminación por nitratos en el
Estado de Yucatán. Ingeniería 8(1):33-42.
SAGARPA. 2006-2007 Comité de la Agroindustria
Azucarera.
http://www.sagarpa.gob.mx/Coaazucar/Coaazucar/
coaazucar.htm
Scott, S., J van Leeuwen y M. Fan. 2004. Improved
nitrate removal from drinking water by ion
exchange: testing a hydraulic device for improved
regeneration. Institute for Physical Research
Technology, 2004 TCAP Research Project: 3-10.
2 de diciembre de 1989.
Diario Oficial de la Federación. 1996. Norma Oficial
Mexicana NOM-001-SEMARNAT-1996, 30 de
octubre de 1996.
González, R., I. Vadillo, R. Rodríguez y F. Carrasco.
2004. Sistema redox en un acuífero carbonatado
afectado por lixiviado de basureros. Revista
Latino-Americana de Hidrogeología 4:71-79.
Graniel, E., I. Vera y L. González. 2004. Dinámica de
la interfase salina y calidad del agua en la costa
nororiental de Yucatán. Ingeniería 8 (3):15-25.
Graniel, E. y L. Gález. 2002. Deterioro de la calidad de
agua subterránea por el desarrollo poblacional:
Cancún, Q. Roo. Ingeniería 6(3): 41-53.
INE. 2000. La calidad del agua en los ecosistemas
costeros de México. Coordinación de Turismo y
Zonas
Costeras.
http://cgpmm.sct.gob.mx/fileadmin/biblioteca/ecol
ogia/308.pdf
INEGI.
2004.
Censos
Económicos.
http://www.inegi.gob.mx/est/contenidos/espanol/p
royectos/censos/
JICA-SEMARNAT. 2004. Estudio de manejo de
saneamiento ambiental en la costa del Estado de
Quintana Roo en los Estados Unidos Mexicanos.
Agencia de Cooperación Internacional del Japón
(JICA), Secretaría de Medio Ambiente y Recursos
Naturales (SEMARNAT). Kokusai Kogyo Co.
Informe Final 2:1-370.
Noreña-Barroso, E., O. Zapata-Pérez, V. Ceja-Moreno
organochlorine
residue
concentrations
in
sediments from Bay of Chetumal, Mexico. Bull.
Environ. Contam. Toxicol. 61(1):80-87.
Ortiz-Hernández, M. C. 1997 (Coordinadora). Estudio
emergente sobre la mortandad de bagres en la Bahía
204
22
T. ÁLVAREZ-LEGORRETA
El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal. Av. Centenario km. 5.5, Chetumal, Quintana Roo
77900, México. tere@ecosur.mx
Resumen
Se hace una revisión de los estudios realizados por académicos de ECOSUR sobre la
calidad del agua en la bahía de Chetumal. La calidad se analiza por tipo de compartimiento
(agua, sedimentos y organismos) y por tipo de contaminante (nutrientes, detergentes,
bacterias coliformes fecales (BCF), plaguicidas organoclorados, hidrocarburos aromáticos
policíclicos (HAP) y metales traza). La bahía de Chetumal está expuesta a una diversidad
de fuentes puntuales y dispersas de contaminantes; entre las primeras destaca la descarga de
aguas residuales municipales, que presentan altas concentraciones de nutrientes y
detergentes. El elevado número de BCF a 100 m de distancia de las zonas de descargas
pluviales indica una lenta capacidad de autodepuración de este sistema acuático. Los
niveles reportados de plaguicidas organoclorados en sedimentos son bajos; sin embargo, se
encuentran compuestos como los drines, DDTs y HCHs, los que por su toxicidad son
considerados de uso restringido o prohibido por la legislación mexicana. Los HAP se
encuentran en bajas concentraciones; no obstante, existe una predominancia de benzo(k)
fluoranteno, benzo(b)fluoranteno y benzo(a)pireno, que son potentes agentes
carcinogénicos. Los metales traza se encuentran principalmente en una forma química no
biodisponible para los organismos acuáticos. Se reporta la presencia de diversos
contaminantes en tejidos del bagre Arius assimilis, los mejillones Mytillopsis sallei y
Brachidontes exusutus, el cangrejo Eurypanopeus dissimilis y algas de los géneros
Batophora y Bostrichya.
Abstract
A review of studies concerning water quality from Chetumal bay carried out by academic
staff from ECOSUR is presented. Analysis is organized by compartment (water, sediments
and organisms) and type of pollutant (nutrients, detergents, fecal coliforms bacteria (FCB),
organochlorine pesticides (OP), polynuclear aromatic hydrocarbons (PAH), and trace
metals). Chetumal bay is exposed to several punctual and diffuse sources of pollutants. The
most important source is the municipal wastewater discharges with high levels of nutrients
and detergents. The high FCB number at 100 m distance from the pluvial sewer system is
indicative of a slow self depuration capacity of this aquatic system. The organochlorine
pesticides levels reported in sediments are low. However, they are composed by drines,
DDTs and HCHs, their use being prohibited or restricted by Mexican laws due to their
toxicity. The PAHs are in low concentrations, but their predominance are in the form of
potent carcinogenic agents like benzo(k)fluoranthene,
benzo(b)fluoranthene and
benzo(a)pyrene. Trace metals are basically present in a non-bioavailable chemical form to
the aquatic organisms. The presence of several pollutants in tissues of fish (Arius assimilis),
mussels (Mytillopsis sallei and Brachidontes exusutus), crabs (Eurypanopeus dissimilis)
and alga of the genus Batophora and Bostrichya is reported.
ECOSUR, 2009
Álvarez-Legorreta
Introducción
La bahía de Chetumal está expuesta a diversas fuentes
de contaminación, debido a las actividades de los
habitantes de la ciudad y las que se llevan a cabo en las
zonas agrícolas adyacentes. Estas fuentes pueden ser de
naturaleza puntual, como las aguas residuales y
desechos sólidos; o dispersas, como los procesos de
combustión de gasolina, leña y la producción de
azúcar; el uso de lanchas con motor fuera de borda y la
lixiviación de fosas sépticas y rellenos sanitarios; el
transporte atmosférico de las aplicaciones de
plaguicidas en programas de erradicación de vectores
de enfermedades, el uso de agroquímicos en cultivos de
las riberas de México y Belice en el río Hondo, y las
escorrentías terrestres.
La Comisión Nacional del Agua (CNA), en un
diagnóstico de calidad de aguas superficiales y
subterráneas de la Península de Yucatán (CNA, 1997),
estableció que la contaminación acuática en esta región
era provocada principalmente por dos factores: una
baja cobertura en el sistema de alcantarillado sanitario,
que para la ciudad de Chetumal en el 2002 era de 21 %
(CNA, 2002) y la gran cantidad de descargas hacia
cuerpos de agua superficiales y subterráneos, a través
de pozos de absorción e infiltración sin tratamiento o
con eficiencia baja. Los lixiviados de las fosas sépticas
(90 % de las cuales son hoyos negros con filtraciones
directas al manto freático) y los rellenos sanitarios o
tiraderos de basura a cielo abierto, constituyen una
fuente no cuantificada de contaminantes hacia la Bahía
(CNA, 2002).
La CNA (1997) caracterizó a la bahía de
Chetumal y al río Hondo como sistemas fuertemente
contaminados, inaceptables para el abastecimiento
público y aceptables para la recreación, pero sin
contacto primario; restringidos para la pesca y la vida
acuática resistente, con requerimiento de tratamiento
para uso agrícola e industrial, y aceptables para
navegación y transporte de desechos.
Por otra parte, la muerte masiva de peces de la
especie Arius assimilis (bagres), ocurrida en la Bahía
en junio de 1996, alertó a la sociedad y a las
autoridades de gobierno sobre la contaminación
acuática y los impactos negativos que ésta podría traer
a la población humana que hace uso de ella y a los
organismos que habitan en el agua, entre los que se
encuentra la mayor población de manatíes (Trichechus
manatus) del Caribe Mexicano (Morales-Vela et al.
1996)
Dada la importancia ecológica de este sistema
acuático y la diversidad de impactos potenciales a los
que está sometido, la mayoría de los estudios que se
han realizado se enfocan al diagnóstico de la calidad
del agua y a los efectos de los contaminantes en los
organismos acuáticos (Alvarez-Legorreta 2001). Los
objetivos principales de esta revisión son: analizar el
estado del conocimiento sobre la contaminación de la
bahía de Chetumal y determinar los temas que hace
falta estudiar para entender cómo opera el sistema ante
la diversidad de contaminantes que recibe.
Se presentan los resultados de los diversos
estudios realizados por académicos de El Colegio de la
Frontera Sur (ECOSUR) y se contrastan con los
reportados por otras instituciones. La revisión está
organizada en base a los diferentes compartimientos
del sistema que han sido estudiados: agua, sedimentos
y organismos. En cada uno de ellos se describen los
métodos de colecta y de análisis por tipo de
contaminante, y se presentan los resultados y la
discusión correspondientes.
Antecedentes
ECOSUR ha realizado desde 1993 diversos estudios
sobre la calidad del agua de la bahía de Chetumal. El
objetivo común en todos ellos ha sido determinar el
impacto que las actividades humanas, desarrolladas en
sus márgenes, tienen sobre este cuerpo de agua y los
organismos acuáticos que la habitan.
El primero de estos estudios lo realizaron
Ortiz-Hernández y Sáenz-Morales (1995). Analizaron
la calidad de las aguas que la red pluvial de la ciudad
de Chetumal descargaba a la Bahía. Los parámetros
que midieron en el agua fueron: las sustancias activas
al azul de metileno (SAAM) o detergentes, las
bacterias coliformes y los nutrientes (nitratos, nitritos y
ortofosfatos); en sedimentos, el contenido de materia
orgánica. Además evaluaron la dispersión de estos
contaminantes una vez vertidos al sistema, mediante el
monitoreo mensual en siete puntos de descarga y a 1,
50 y 100 m alejados de la línea de costa. Dos sitios sin
descargas fueron usados como testigo.
En 1996 se realizó un estudio emergente para
determinar las causas probables de un episodio de
muerte masiva de peces de la especie Arius assimilis,
ocurrida en junio de 1996. Abarcó diversas disciplinas,
debido a que se planteó una serie de hipótesis para
explicar la mortandad de los bagres, entre las que se
incluían: el arrastre de plaguicidas y fertilizantes de las
áreas agrícolas de las riberas del río Hondo hacia la
Bahía, la resuspensión de sedimentos y sustancias
tóxicas por actividades de dragado, la operación de un
transbordador, y la presencia de algún patógeno en los
peces (Ortiz-Hernández, Coord., 1997).
Como parte de su estudio, Ortiz-Hernández et
al. (1997) determinaron la concentración de plaguicidas
organoclorados (PO) e hidrocarburos aromáticos
policíclicos (HAP) en sedimentos e hígado de peces
muertos, en 12 sitios localizados a lo largo de la costa
206
método colorimétrico del ácido ascórbico y la
formación de un complejo de azul de molibdeno.
Todos los parámetros fueron determinados en un
espectrofotómetro Spectronic 1001 marca Baush &
Lomb.
occidental de la Bahía, utilizando a la laguna Milagros
como sitio de referencia.
El tercer estudio se realizó en el marco de la
elaboración del Plan de Manejo de la Bahía de
Chetumal. Los contaminantes analizados en muestras
de sedimentos fueron plaguicidas organoclorados, HAP
y cuatro metales traza. Esta investigación abarcó un
área más extensa de la Bahía, en ocho sitios
distribuidos en el centro y costas oriental y occidental,
lo que permitió considerar otras posibles fuentes de
entrada y transporte de contaminantes al sistema
(Alvarez-Legorreta y Sáenz-Morales 1999).
A partir de la información que se generó para
determinar las causas de la mortandad de peces en
1996, se hizo evidente la necesidad de establecer un
programa de monitoreo para la Bahía, a partir del uso
de especies acuáticas como indicadoras de
contaminación, por su capacidad de acumular y reflejar
las variaciones de los contaminantes en el ambiente.
Así surgió el proyecto “Bioindicadores bénticos de la
bahía de Chetumal” (Salazar-Vallejo 2000).
Como parte de ese estudio, Alvarez-Legorreta
et al. (2000) evaluaron la concentración de PO y
metales pesados en sedimentos y tejidos de las algas
Batophora oerstedii y Bostryichia sp., en los mejillones
Mytilopsis sallei y Brachidontes exustus, y en el
cangrejo Eurypanopeus dissimilis, en cinco sitios
localizados a lo largo de un gradiente supuesto de
contaminación de la ciudad de Chetumal hacia el norte
de la Bahía.
El otro estudio que aquí se revisa es sobre los
niveles y patrones de distribución de HAP en
sedimentos superficiales, en 45 sitios distribuidos en la
zona de la Bahía perteneciente al territorio mexicano
(Sáenz-Morales 2001). Para explicar la distribución de
estos contaminantes también se analizaron el tamaño
de grano, el contenido de materia orgánica y la
profundidad, entre otros parámetros.
2. Detergentes
Las sustancias activas al azul de metileno (SAAM) se
determinaron mediante el método espectrofotométrico
del azul de metileno (APHA-AWWA-WPCF 1980).
3. Bacterias coliformes
Se contaron por medio de la técnica de filtración de
membrana (0.45 µm de tamaño de poro), con un medio
de cultivo M-FC (APHA-AWWA-WPCF 1990).
Sedimentos
Los sedimentos se obtuvieron de la capa superficial (2
cm de profundidad). Fueron colectados con un
nucleador por medio de buceo libre (en algunos de los
estudios) y una draga Ekman (en otros), y depositados
en frascos de vidrio previamente lavados con solventes
grado HPLC. Los sedimentos fueron liofilizados antes
del análisis de los diferentes parámetros.
1. Materia Orgánica
El contenido de carbón orgánico se determinó mediante
la técnica de oxidación de dicromato (Buchannan
1984).
2. Plaguicidas organoclorados
Se analizaron por el método propuesto por UNEP-IAEA
(1982), que consta de una extracción soxleth con hexano
y cobre activado para eliminar las interferencias por
sulfatos; la concentración del extracto en rotavapor a
temperatura del baño maría no mayor a 45 ºC para evitar
la evaporación de los compuestos ligeros y la
purificación del extracto en columnas empacadas con
florisil parcialmente activado, utilizando como eluyentes
al hexano y al dietil éter. Todos los solventes utilizados
fueron grado HPLC.
La
determinación
de
plaguicidas
organoclorados se realizó con un cromatógrafo de gases
Hewllet Packard modelo 5890, equipado con detector de
captura de electrones y columna capilar de fenilmetil
silicona al 5 %, de 25 m de longitud y 0.25 mm de
diámetro interno, utilizando como gases acarreadores
helio y nitrógeno de ultra alta pureza.
Como medidas de control de calidad de los
análisis se corrieron blancos de reactivos con cada serie
de muestras procesadas. La cuantificación de los
compuestos se realizó con base a una mezcla de
estándares de 16 compuestos organoclorados de
concentración conocida.
Métodos
Agua
Las muestras se colectaron por triplicado en la
superficie de la columna de agua con una botella Van
Dorn, se depositaron en frascos de vidrio previamente
lavados con detergente líquido libre de fosfatos, se
enjuagaron con agua destilada y se conservaron en
hielo hasta su análisis.
1. Nutrientes
Se determinaron de acuerdo a las técnicas descritas por
Contreras (1984). El análisis de nitratos (NO3) se
efectuó por el método colorimétrico de reducción de
columnas de Cd-Cu, y los nitritos (NO2) mediante la
diazotización con sulfanilamida. Para la determinación
de fósforo, como ortofosfatos (PO4)-3, se utilizó el
3. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP)
207
Álvarez-Legorreta
La extracción y purificación de los HAP se realizó de
acuerdo al método descrito en CARIPOL-IOCARIBE
(1986), que consiste en una extracción de los
sedimentos secos con metanol durante 8 h en un
aparato Soxleth, y una separación de compuestos por
cromatografía en columna con gel de sílice y alumina.
Por cada grupo de cinco muestras procesadas se corrió
un blanco de reactivos, como control de calidad del
método. Todos los solventes utilizados fueron grado
HPLC. La cuantificación de los HAP se realizó con un
cromatógrafo de gases Perkin Elmer Autosystem, con
detector de ionización de flama y columna capilar. Los
compuestos se identificaron con una mezcla estándar
de 16 compuestos (Chem Service).
Eurypanopeus dissimilis fueron colectados de las
oquedades o debajo de las mismas rocas. Cada especie
se almacenó por separado y se conservó en
refrigeración a -20 °C hasta su análisis en el
laboratorio. A todas las especies se les determinó la
concentración de plaguicidas organoclorados y de los
metales cobre, cadmio, hierro, plomo y zinc.
1. Plaguicidas organoclorados
Anterior a su análisis, las muestras de mejillones,
cangrejos y algas fueron liofilizadas; de los primeros
organismos se utilizó el tejido extraído de la concha, y
de los otros el espécimen completo. La extracción de
plaguicidas se realizó por el método propuesto por
Mills et al. (1963, en EPA 1980), que consiste en una
extracción con acetonitrilo y la purificación del
extracto en una columna con florisil activado,
utilizando como eluyentes al hexano y al metanol,
grado HPLC. La cuantificación e identificación de los
compuestos se hizo por cromatografía de gases, como
se describió para los sedimentos.
4. Metales traza
El procedimiento de extracción fue el mismo para
organismos y sedimentos. La técnica analítica utilizada
siguió el método de UNEP/FAO/IAEA/IOC (1984),
modificado por Zavala (1988). Se basa en una
digestión microkjeldahl con ácido nítrico y ácido
perclórico concentrados. Los reactivos fueron grado
espectrofotométrico. Al igual que con los otros
parámetros, se corrieron blancos de reactivos como
control de calidad del procedimiento analítico. La
determinación de los metales se realizó con un
espectrofotómetro de absorción atómica de flama
Perkin Elmer modelo 3110, y estándares individuales
de cobre, plomo, zinc, cadmio y hierro.
2. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP)
El análisis de hígados de bagres se realizó de acuerdo
al método de IOCARIBE (1987), que consiste en una
digestión con hidróxido de sodio y una extracción con
éter etílico. El extracto se purificó y se separó en
fracciones aromáticas y alifáticas por cromatografía en
columna con sílica gel/alumina. Los compuestos fueron
determinados como se describió para los sedimentos.
Organismos
Se describen de manera particular los métodos de
colecta de los organismos analizados en los diferentes
estudios para, enseguida, hacer una descripción general
de las técnicas analíticas utilizadas por tipo de
contaminante.
3. Metales traza
Las muestras fueron liofilizadas para su análisis, y el
método para su extracción y cuantificación es el mismo
que se describe en el apartado de sedimentos.
Resultados
Peces
La concentración de plaguicidas organoclorados e
hidrocarburos del petróleo se determinó en el hígado de
peces de la especie Arius assimils, en 12 sitios a lo
largo de la costa occidental de la Bahía y en peces
obtenidos de jaulas que fueron colocadas en dos sitios
dentro de la Bahía considerados como contaminados
(muelle fiscal y Calderitas); también hubo un sitio
utilizado como control (laguna Milagros).
AGUA
Nutrientes
Los tres nutrientes analizados presentaron, en general,
un patrón de variación en sus concentraciones similar
para todos los sitios de estudio (Tabla 1). Los valores
más altos se registraron en las zonas de descargas
pluviales y a 1 m de distancia de éstas, disminuyendo
progresivamente a los 50 y 100 m de distancia de la
línea de costa. Así, las concentraciones promedio en las
descargas fueron de 0.67 mg l-1 para NO3, 0.16 mg l-1
para NO2 y de 0.15 mg l-1 para PO4, en tanto que a 100
m los niveles promedio bajaron a 0.21, 0.02 y 0.04 mg
l-1, respectivamente.
Moluscos, algas y crustáceos
En cinco sitios de un supuesto gradiente de
contaminación en la Bahía, se colectaron mejillones de
las especies Mytillopsis sallei y Brachidontes exustus, y
especímenes del alga Batophora oerstedi que se
encontraban fijos sobre la superficie y en las oquedades
de rocas calcáreas cubiertas de sedimentos finos,
localizadas a 10 m de la costa y a una profundidad no
mayor a 1 m. Los cangrejos de la especie
Detergentes
Los detergentes se comportaron de la misma manera
que los nutrientes (Tabla 1), con el valor promedio
general más alto en los puntos de descarga (0.68 mg l-1)
208
y el más bajo (0.11 mg l-1) a 100 m de distancia. Al
realizarse un análisis de correlación entre detergentes y
ortofosfatos se obtuvo una relación significativa de
0.93 (p< 0.05), que fue interpretada como prueba de
que los detergentes eran la principal fuente de
ortofosfatos al área de influencia urbana en la Bahía.
En contraparte, los bajos niveles de detergentes y
nutrientes en los sitios 3 y 9, que no eran zonas de
descargas pluviales, confirmaron el impacto que las
descargas tienen sobre la calidad del agua cercana a su
desembocadura.
Tabla 1. Valor promedio (± desviación estándar) de nitratos (NO3), nitritos (NO2), ortofosfatos (PO4) y detergentes
(SAAM) (mg l-1), en nueve puntos con descarga de aguas pluviales a la bahía de Chetumal, en transectos con cuatro
distancias (Ortíz-Hernández y Sáenz-Morales 1997). n.d.= no detectado.
Parámetro
NO3
Distancia
Descarga
1m
50 m
100 m
NO2
Descarga
1m
50 m
100 m
PO4
Descarga
1m
50 m
100 m
SAAM
Descarga
1m
50 m
100 m
1
2
3
4
5
6
7
8
9
1.01
(0.66)
1.10
(0.77)
0.42
(0.27)
0.53
(0.41)
1.11
(0.68)
0.58
(0.44)
0.34
(0.35)
0.24
(0.21)
n.d.
0.03
(0.06)
0.11
(0.13)
0.14
(0.1)
0.19
(0.16)
0.32
(0.12)
0.31
(0.25)
0.14
(0.12)
0.19
(0.16)
0.93
(0.38)
0.77
(0.41)
0.22
(0.13)
0.19
(0.13)
1.24
(0.55)
0.84
(0.54)
0.27
(0.19)
0.14
(0.13)
0.08
(0.07)
0.13
(0.1)
0.17
(0.11)
0.14
(0.11)
n.d.
0.28
(0.35)
0.20
(0.24)
0.03
(0.03)
0.03
(0.03)
0.23
(0.22)
0.14
(0.16)
0.08
(0.13)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
0.05
(0.06)
0.05
(0.11)
0.02
(0.02)
0.08
(0.05)
0.07
(0.06)
0.06
(0.11)
0.02
(0.02)
0.25
(0.13)
0.14
(0.11)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
0.23
(0.29)
0.06
(0.07)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
0.04
(0.04)
0.03
(0.02)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
0.04
(0.02)
0.03
(0.02)
0.03
(0.03)
0.03
(0.02)
0.10
(0.03)
0.06
(0.04)
0.04
(0.03)
0.03
(0.02)
0.21
(0.08)
0.10
(0.09)
0.04
(0.03)
0.03
(0.02)
0.16
(0.07)
0.08
(0.05)
0.04
(0.03)
0.03
(0.02)
0.13
(0.06)
0.06
(0.05)
0.03
(0.02)
0.03
(0.02)
0.07
(0.04)
0.05
(0.04)
0.03
(0.02)
0.03
(0.02)
0.35
(0.08)
0.11
(0.14)
0.03
(0.01)
0.10
(0.06)
0.46
(0.15)
0.35
(0.21)
0.16
(0.11)
0.11
(0.08)
0.68
(0.2)
0.30
(0.23)
0.15
(0.10)
0.14
(0.06)
1.03
(0.38)
0.50
(0.34)
0.17
(0.11)
0.13
(0.06)
0.63
(0.36)
0.37
(0.20)
0.17
(0.15)
0.13
(0.08)
0.64
(0.34)
0.28
(0.17)
0.13
(0.06)
0.09
(0.06)
0.28
(0.15)
0.14
(0.13)
0.11
(0.05)
0.10
(0.05)
1.02
(1.03)
0.35
(0.57)
0.11
(0.06)
0.10
(0.06)
0.18
(0.18)
0.18
(0.15)
0.19
(0.21)
n.d.
0.02
(0.03)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
n.d.
0.03
(0.02)
0.03
(0.02)
0.02
(0.03)
-n.d.
0.13
(0.05)
0.12
(0.07)
0.11
(0.05)
Bacterias coliformes fecales
Los valores más altos (>20,000 BCF100 ml-1) se
presentaron en zonas de descargas pluviales y a 1 m de
éstas, con valores promedio generales de 7,176 y 6,392
BCF 100 ml-1, respectivamente. A 50 m y 100 m éstas
disminuyeron a 1,390 y 1,800 BCF 100 ml-1,
respectivamente.
0.10
(0.09)
0.14
(0.11)
0.12
(0.11)
n.d.
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
0.02
(0.02)
n.d.
0.03
(0.02)
0.03
(0.02)
0.03
(0.02)
n.d.
0.12
(0.07)
0.12
(0.07)
0.09
(0.05)
SEDIMENTOS
Plaguicidas organoclorados
En la bahía de Chetumal se han realizado diversos
estudios para evaluar la concentración de plaguicidas
organoclorados, con diferencia en la selección de los
sitios y tiempos de colecta. Esto dificulta hacer un
análisis para explicar los cambios en los niveles de
209
Álvarez-Legorreta
estos contaminantes en tiempo y espacio; no obstante,
es posible hacer algunas anotaciones. En la Tabla 2 se
comparan las concentraciones de plaguicidas en
sedimentos de dos estudios realizados en sitios de la
costa occidental de la Bahía. Los valores de mediana
más altos de plaguicidas se presentaron en 1996
durante el evento de la mortandad de bagres, con
predominancia del grupo de los hexaclorocicloexanos,
que alcanzaron valores de mediana hasta 345.0 ng g-1
de peso seco y una mediana de 28.2 ng g-1. Para 1999,
los niveles de todos los grupos de compuestos
organoclorados descendieron, reportándose una
concentración mediana de 4.0 ng g-1.
Tabla 2. Plaguicidas organoclorados (ng g-1 peso seco) en sedimentos de la bahía de Chetumal, medidos en 1996
(Ortiz-Hernández et al. 1997) y 1999 (Alvarez-Legorreta et al. 2000). HCHs= ∑ alfa, beta, gamma y delta HCH.
Drines= ∑ aldrín, dieldrín, endrín y endrin aldehído. DDT’s= ∑ p,p’-DDD, p,p’-DDE y p,p,’-DDT. Heptacloros= ∑
heptacloro y heptacloro epóxido. Endosulfanes= ∑ endosulfan I y II y endosulfan sulfato. Rango intercuartil (IC),
n.d.= no detectado.
Compuesto
1996
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
Total
1999
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
Total
Mínimo
Máximo
Mediana
Rango IC
5.5
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
345.0
54.0
8.0
70.0
45.0
28.3
1.4
2.8
n.d.
2.4
52.6
21.0
25.0
4.8
1.5
13.8
77.5
0.58
0.23
1.00
0.11
1.28
5.44
15.64
3.65
4.63
7.00
4.01
1.42
1.79
1.45
2.40
7.1
2.70
1.67
1.51
3.17
5.51
10.6
La tendencia en la disminución de las
concentraciones con el tiempo no se mantuvo cuando
se consideraron sitios alejados de la costa occidental
del sistema. Tal es el caso del estudio realizado durante
1998 como parte del Plan de Manejo (AlvarezLegorreta y Sáenz-Morales 1999), en el que se
incluyeron puntos en el centro y la costa oriental de la
Bahía. Se registraron valores promedio de plaguicidas
totales de 163.3 ng g-1, debido al aumento en las
concentraciones de otros grupos de compuestos
clorados, como los heptacloros (37.4 ng g-1),
endosulfanes (30.8 ng g-1), drines (29.4 ng g-1) y DDTs
(10.3 ng g-1).
concentración de HAP, se analizó su relación con el
contenido de materia orgánica, el tamaño de grano en
los sedimentos y la profundidad (Fig. 1).
En la figura 1a se observa que en el sistema
predominaron los sedimentos arenosos (>70 % de las
estaciones de colecta), y que los sedimentos finos
(limo-arenosos) se distribuían principalmente en la
parte central de la Bahía. La concentración promedio
de materia orgánica para todo el sistema fue de 3.8 %,
con valores máximos y mínimos de 5.7 y 1.1 %,
respectivamente. La distribución espacial de la materia
orgánica (Fig. 1b) mostró que los porcentajes más altos
se encontraban en la parte central y luego disminuían
hacia la línea de costa. Sin embargo, a pesar de la clara
asociación en la distribución de sedimentos finos con el
alto contenido de materia orgánica, la correlación entre
estos dos parámetros fue baja (0.33, p< 0.05), debido
quizá al número insuficiente de sitios en relación con la
dimensión de la Bahía.
La profundidad (Fig. 1c) tuvo una estrecha
relación con el tamaño de grano y el contenido de
materia orgánica, debido a que en la parte central de la
Bahía se encontraban las zonas más profundas (3 a 5
Hidrocarburos aromáticos polinucleares (HAP)
Estos compuestos corresponden a una importante
fracción de los hidrocarburos del petróleo, y se
encuentran entre el grupo de contaminantes orgánicos
más ampliamente distribuidos en el ambiente. Al igual
que con los plaguicidas, la mayoría de los estudios de
hidrocarburos se ha enfocado a las áreas cercanas a la
ciudad de Chetumal; sin embargo, en 1998 se realizó
un trabajo en 45 sitios de la zona de la Bahía
perteneciente a México. Además de determinar la
210
m), lo mismo que los sedimentos más finos y los
porcentajes de materia orgánica más altos.
El intervalo de concentraciones de HAP
totales fue de 0.003 a 33.39 µg g-1, con un valor
promedio general de 7.87 µg g-1. Los compuestos
individuales predominantes por su concentración y
frecuencia de aparición en la Bahía fueron el
Benzo(k)fluoranteno, el Benzo(b)fluoranteno y el
Benzo(a)pireno, con niveles promedio de 6.10 µg g-1,
4.71 µg g-1 y 3.47 µg g-1, respectivamente. La
distribución espacial de HAP totales (Fig. 1d) mostró el
mismo patrón que el tamaño de grano y el contenido de
materia orgánica, con correlaciones relativamente altas
de 0.52 y 0.57 (p< 0.05), respectivamente.
Figura 1. Distribución espacial de: a) tamaño de grano, b) contenido de materia orgánica, c) profundidad y d)
concentración de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), en sedimentos de la bahía de Chetumal (SáenzMorales 2001).
Metales traza
Se realizaron dos estudios, en 1998 y 1999 (Tabla 3); el
primero representa los niveles de metales encontrados
en sitios del centro y en las costas occidental y oriental
de la Bahía, mientras que el segundo proporciona
información solamente del área cercana a la costa
occidental del sistema, frente a la ciudad de Chetumal.
Las concentraciones mayores de todos los metales se
presentaron en 1998, siendo el cobre y el plomo los que
tuvieron los valores de mediana más altos, con 70.98 y
41.82 µg g-1 de peso seco, respectivamente. Para 1999
los niveles de todos los metales fueron más bajos, y
sólo el fierro presentó una concentración alta (404.85
µg g-1).
211
Álvarez-Legorreta
Tabla 3. Metales traza (µg g-1 peso seco) en sedimentos
de la bahía de Chetumal, de estudios realizados en
1998 (Alvarez y Sáenz 1999) y 1999 (AlvarezLegorreta et al. 2000). Rango intercuartil (IC), n.d.= no
detectado.
Metal
traza
1998
Cobre
Zinc
Plomo
Cadmio
1999
Cobre
Zinc
Plomo
Cadmio
Fierro
Mínimo
Máximo
Mediana
47.17
7.46
9.46
2.74
104.58
12.47
80.92
4.98
70.98
9.95
41.82
3.61
27.35
2.51
27.99
1.38
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
1.00
7.99
27.96
18.97
5.50
1461.83
1.00
2.00
1.50
1.00
404.85
2.00
6.99
3.49
3.50
371.38
criseno, con 5.4 µg g-1; ambos considerados como
fuertes carcinógenos por diversos autores (ver SáenzMorales 2001).
Metales traza
La concentración de metales en los tejidos de todas las
especies fue: Fe>Zn>Cd>Cu>Pb. Las dos especies de
mejillones, B. exustus y M. sallei, y el alga B. oerstedii
presentaron el contenido más alto de Fe, con 857.26,
615.76 y 746.78 µg g-1 de peso seco, respectivamente.
El cadmio y el plomo no cumplen una función
fisiológica conocida en los seres vivos, sin embargo,
pueden acumularse en sus tejidos. Al comparar las
concentraciones de estos elementos en los sedimentos y
en los organismos, se observa que todas las especies
acumularon cadmio, siendo las dos especies de
mejillones las que presentaron los valores más altos
(17.6 µg g-1 en M. sallei y 10.7 µg g-1 en B. exustus). El
plomo no fue acumulado a pesar de encontrarse
presente en los sedimentos, en concentraciones
similares a las del cadmio (Tabla 5).
Rango
IC
ORGANISMOS
Plaguicidas organoclorados
De las cinco especies de organismos acuáticos, los
moluscos tuvieron la mayor capacidad de acumular
estos contaminantes orgánicos en sus tejidos (Tabla 4).
La especie Brachidontes exustus presentó la
concentración mediana de plaguicidas totales más alta
y el mayor número de compuestos individuales, con
266.96 ng g-1 (peso seco) y 11 compuestos, seguida de
Mytillopsis sallei con 183.65 ng g-1 y 10 plaguicidas.
No obstante estas diferencias entre especies, no se
encontraron diferencias significativas al aplicarles la
prueba de Wilcoxon para datos pareados (p> 0.05).
Después de los moluscos, los peces de la
especie Arius assimilis fueron los que presentaron
concentraciones elevadas de organoclorados totales en
el hígado (176.30 ng g-1), seguidos del cangrejo
Eurypanopeus dissimilis, con 46.9 ng g-1. El alga
Batophora oerstedii tuvo el contenido más bajo de
plaguicidas totales (8.37 ng g-1).
El análisis por grupo de compuestos
organoclorados indicó que las especies acumulan los
plaguicidas de manera diferenciada (Tabla 4). Así, los
drines fueron los compuestos predominantes en A.
assimilis, los DDTs en las especies B. exustus, E.
dissimilis y B. oerstedii, y los HCHs en M. sallei.
Discusión
Agua
Con relación a la contaminación orgánica en la bahía
de Chetumal, Ortiz-Hernández y Sáenz-Morales (1997)
encontraron que las aguas de los drenajes pluviales que
desembocan en la Bahía presentaron concentraciones
de detergentes, fosfatos, nitratos y nitritos que
sobrepasaban el máximo permisible establecido en los
Criterios Ecológicos de Calidad del Agua de SEDUE
(1989). También, la densidad de bacterias coliformes
fecales fue superior a la considerada en la legislación
mexicana para aguas de uso recreativo y contacto
primario, con valores altos que se mantenían aún a 100
metros de distancia de la línea de costa, indicando una
lenta capacidad de depuración del sistema (OrtizHernández y Sáenz-Morales 1999). En un estudio en
proceso he encontrado altas concentraciones de
nutrientes a 200 m de la línea de costa y en la
desembocadura del río Hondo, que descienden
drásticamente a 4 km de distancia; por lo que es posible
afirmar que el área de influencia de las descargas
orgánicas por actividades antropogénicas hacia la
Bahía está limitada al área cercana a su vertimiento, y
no tiene un impacto sobre el resto del sistema.
Sedimentos
Los sedimentos constituyen un depósito de mediano y
largo plazo de los contaminantes que reciben los
sistemas acuáticos, por lo que se han utilizado para
evaluar la calidad de los cuerpos de agua. En la bahía
de Chetumal se ha reportado la presencia de
plaguicidas organoclorados (OC), hidrocarburos
aromáticos policíclicos (HAP), bifenilos policlorados
Hidrocarburos aromáticos polinucleares
Estos contaminantes orgánicos sólo han sido
determinados en el hígado de bagres de la especie
Arius assimilis, durante el evento de muerte masiva de
estos organismos en la bahía de Chetumal. Los
compuestos que se presentaron en mayor concentración
fueron el benzo(b)fluoranteno, con 12 µg g-1, y el
212
Tabla 4. Concentración de plaguicidas organoclorados (ng g -1 peso seco) en el tejido del pez Arius assimilis, de los
mejillones Mytillopsis sallei y Brachidontes exustus, del cangrejo Eurypanopeus dissimilis y del alga Batophora
oerstedii, en la bahía de Chetumal (Ortiz-Hernández et al. 1997, Alvarez-Legorreta et al. 2000). HCHs= ∑ alfa,
beta, gamma y delta HCH. Drines= ∑ aldrín, dieldrín, endrín y endrin aldehído. DDT’s= ∑ p,p’-DDD, p,p’-DDE y
p,p,’-DDT. Heptacloros= ∑ heptacloro y heptacloro epóxido. Endosulfanes= ∑ endosulfan I y II y endosulfan
sulfato. Rango Intercuartil (IC), n.d.= no detectado.
Especie/Plaguicida
Arius assimilis
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
Mínimo
Máximo
Mediana
Rango IC
n.d.
28.0
15.0
n.d.
13.0
31.5
280.0
300.0
3.4
40.0
16.0
119.0
35.0
0.70
21.5
21.5
225.0
195.0
1.2
4.5
Mytillopsis sallei
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
1780.64
888.83
632.31
639.07
1207.08
20.65
0.00
0.00
11.58
0.00
167.97
12.65
2.82
145.66
45.03
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
1323.15
977.52
5318.72
532.33
27.76
28.11
2.46
108.02
30.80
0.00
734.62
15.62
222.19
50.33
0.00
Eurypanopeus dissimilis
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
4.77
1.42
0.61
0.86
4.48
12.49
105.47
127.23
61.16
21.56
8.66
4.66
36.68
12.64
18.79
7.25
n.d.
82.37
21.92
8.57
Batophora oerstedii
HCHs
Drines
DDTs
Heptacloros
Endosulfanes
n.d.
0.55
1.27
7.32
n.d.
n.d.
46.39
69.06
8.84
n.d.
n.d.
2.93
15.48
8.08
n.d.
n.d.
n.d.
12.89
n.d.
n.d.
(PCB) y metales traza en sedimentos superficiales
(Ortiz et al. 1997, Noreña-Barroso et al. 1998, Alvarez
y Sáenz 1999, Alvarez-Legorreta et al. 2000, SáenzMorales 2001). Aunque existen variaciones en su
distribución espacial y temporal, estos autores
coinciden en que las concentraciones más altas de
contaminantes se localizan en sitios cercanos a las
áreas urbanas del poblado Calderitas y de la ciudad de
Chetumal, así como en la desembocadura del río
Hondo.
Estas concentraciones se han considerado
bajas con relación a otras regiones costeras de México;
no obstante, es necesario resaltar que varios de los
plaguicidas detectados (DDTs, drines y HCHs) están
considerados como de uso restringido o prohibido en la
legislación mexicana (CICOPLAFEST, 1998), y están
incluidos en la lista de sustancias químicas peligrosas
de importancia global para la protección del ambiente
marino (Agenda 21). El origen principal de los
plaguicidas organoclorados en la Bahía se relaciona
con las aplicaciones agrícolas en las riberas de México
y Belice, del río Hondo, y con las campañas para el
control de vectores de enfermedades.
213
Álvarez-Legorreta
Tabla 5. Concentración de metales traza (µg g-1 peso seco) en los mejillones Mytillopsis sallei y Barachidontes
exustus, el cangrejo Eurypanopeus dissimilis y las algas Batophora oerstedii y Bostrichya sp. de la bahía de
Chetumal. (Alvarez-Legorreta et al., 2000). n.d.= no detectado.
Especie/Metal
Mytillopsis sallei
Cobre
Zinc
Fierro
Plomo
Cadmio
Cobre
Zinc
Fierro
Plomo
Cadmio
Eurypanopeus dissimilis
Cobre
Zinc
Fierro
Plomo
Cadmio
Batophora oerstedii
Cobre
Zinc
Fierro
Plomo
Cadmio
Bostrychia sp.
Cobre
Zinc
Fierro
Plomo
Cadmio
Mínimo
Máximo
Mediana
Rango IC
n.d.
19.6
176.43
n.d.
3.9
2.6
214.8
2006.3
n.d.
32.6
n.d.
61.6
615.8
n.d.
17.6
n.d.
69.1
1389.5
n.d.
24.5
n.d.
24.7
121.2
n.d.
2.5
2.8
59.4
1691.6
n.d.
14.8
n.d.
39.6
857.6
n.d.
10.7
n.d.
17.2
461.6
n.d.
6.5
24.4
12.9
4.0
n.d.
1.0
38.8
68.0
646.1
n.d.
11.1
28.66
33.2
61.3
n.d.
2.2
8.2
36.9
245.0
n.d.
1.8
n.d.
n.d.
150.9
n.d.
n.d.
4.00
89.9
2440.1
0.24
6.99
1.5
3.5
746. 8
0.04
1.0
0.5
3.5
534.5
0.08
1.5
n.d.
n.d.
40.0
n.d.
n.d.
3.0
1698.7
1117.0
4.0
4.5
1.0
4.0
355.7
n.d.
2.5
1.0
3.3
490.4
n.d.
2.0
Los niveles de HAP reportados en el sistema
son similares a los observados en cuerpos de agua con
influencia de actividades antropogénicas (NoreňaBarroso 1998). Sin embargo, los HAP individuales que
predominaron tienen propiedades carcinogénicas y son
altamente tóxicos (ver Sáenz-Morales 2001). Se
determinó que el origen de los HAP de mayor
concentración era pirogénico, es decir, producto de la
combustión incompleta de gasolinas, y de la quema de
caña y vegetación en general, practicadas en la cuenca
agrícola del río Hondo, así como la quema de basura en
la ciudad.
Los niveles de metales traza totales
observados en la bahía de Chetumal son mayores que
los reportados en otros sistemas costeros de México
(Alvarez-Legorreta y Sáenz-Morales 1999). Sin
embargo, al analizarse a partir de las diferentes
fracciones en que se encuentran formando complejos
en los sedimentos, García-Ríos y Gold-Bouchot (2001)
reportaron que más del 80 % de los metales se
encuentran incorporados a estructuras minerales, es
decir, que son poco biodisponibles para los organismos
acuáticos. Si bien los métodos analíticos utilizados en
ambos estudios son diferentes, ya que el primero mide
metales totales en los sedimentos y el otro evalúa las
diferentes fracciones a los que están unidos, es posible
establecer que las bajas concentraciones de metales
biodisponibles son suficientes para que las especies
bénticas en la bahía de Chetumal los acumulen en sus
tejidos. Se considera que las fuentes de estos elementos
214
en la Bahía provienen de: a) las emisiones atmosféricas
de la ciudad de Chetumal, por el consumo de
combustibles fósiles, b) el uso agrícola de fungicidas
que contienen cobre como principio activo, y c) los
efluentes urbanos, a través de las descargas de aguas
residuales y los lixiviados de depósitos de basura a
cielo abierto.
una visión integradora de los procesos que gobiernan
este importante sistema acuático, para lo cual es
indispensable conjuntar diversas disciplinas de estudio.
Sobre los organismos acuáticos sabemos que
están expuestos a bajos niveles de contaminación
crónica y que tienen la capacidad de acumular varias
veces las concentraciones de los contaminantes en el
agua y/o en los sedimentos. Sin embargo,
desconocemos los efectos adversos que a corto,
mediano y largo plazo pueden presentarse en la bahía
de Chetumal a todos los niveles de organización
biológica.
Organismos
En los estudios realizados para determinar las causas de
la mortandad masiva de bagres de la especie Arius
assimilis se reportaron concentraciones de plaguicidas
organoclorados, HAP y bifenilos policlorados (PCB)
en sus tejidos, además de la presencia de ectoparásitos
y alteraciones histopatológicas y hematológicas (Ortiz
et al. 1997, Vidal et al. 1997), indicando que los peces
estuvieron expuestos a diversos contaminantes, algunos
de ellos altamente carcinogénicos, como el
benzo(a)pireno, y que las patologías registradas
pudieron representar un factor debilitante para
desencadenar un fenómeno de mortandad masiva, ante
un cambio brusco de factores ambientales como la
salinidad, la temperatura o la concentración de oxígeno
disuelto.
La presencia de plaguicidas organoclorados y
metales traza en mejillones, cangrejos, algas y bagres
(Alvarez-Legorreta et al. 2000, Medina-Martin 2002,
García-Ríos 2001) indica que los organismos acuáticos,
en general, están expuestos a diversas fuentes de
contaminantes en la bahía de Chetumal, cuyos efectos
tóxicos se desconocen. El único estudio sobre toxicidad
de los sedimentos de la Bahía se realizó en una especie
cultivada (la tilapia Oreochromis niloticus), y en él se
demostró que los contaminantes que se encuentran en
los sedimentos tienen el potencial de causar
alteraciones
histopatológicas,
hematológicas
y
bioquímicas (Zapata-Pérez et al. 2000), mismas que
fueron reportadas en un estudio anterior en los bagres
de la Bahía (Noreña-Barroso 1998).
Recomendaciones
Es importante subrayar la necesidad de contar con una
base histórica de datos sobre parámetros de la calidad
del agua y sedimentos de la Bahía, así como de las
fuentes de agua superficiales y subterráneas que se
descargan en ella, para poder explicar los procesos que
ocurren espacial y temporalmente. Desde un punto de
vista de manejo sustentable del ecosistema es necesario
evaluar la efectividad de los programas que, en materia
de reducción de fuentes de contaminación, se
implementen. Esto se puede lograr mediante el
establecimiento de un programa de monitoreo
permanente, con el esfuerzo conjunto de las diversas
instituciones involucradas en su manejo y
conservación.
Es necesario también abordar el estudio de los
efectos en los organismos que habitan la Bahía,
principalmente en la escala de organización biológica
más baja: a nivel molecular, bioquímico y fisiológico,
con el objeto que las acciones de manejo de la calidad
o salud del ecosistema sean efectivas, para controlar,
revertir o eliminar un eventual impacto negativo que
pueda ser producido por uno o varios contaminantes
químicos.
Literatura citada
Conclusiones
Agenda 21. Capítulo 17. Protección de los océanos y
mares de todo tipo, incluidos los mares cerrados y
semicerrados, y de las zonas costeras, y protección y
utilización racional y desarrollo de sus recursos
vivos.http://www.cinu.org.mx/eventos/conferencias/j
ohannesburgo/documentos/Agenda21/Programacap1
7.htm
Alvarez-Legorreta, T. y R. Sáenz-Morales. 1999.
Plaguicidas organoclorados, hidrocarburos y metales
pesados en sedimentos de la Bahía de Chetumal. En
Programa de Manejo de la zona sujeta a
conservación ecológica. Santuario del Manatí Bahía
de Chetumal, coord. J. Correa y C. Dachary, 531535. Chetumal, Quintana Roo: UQROO, ECOSUR,
Gobierno del Estado.
Existe un problema de contaminación orgánica por
nutrientes y bacterias coliformes fecales en el agua de
la bahía de Chetumal, debido a las diversas actividades
humanas que se llevan cabo en esta zona, aunque el
problema ahora se limita al área cercana a la ciudad y a
la desembocadura del río Hondo.
La calidad en los sedimentos también se ha
afectado, principalmente cerca de la línea de costa de la
ciudad de Chetumal y del poblado de Calderitas, con la
presencia de diversos contaminantes químicos
orgánicos e inorgánicos. Sin embargo, se desconocen
los mecanismos de dispersión y el comportamiento de
los contaminantes una vez que son depositados en el
sistema. Por ello, es necesario plantear propuestas con
215
Álvarez-Legorreta
Alvarez-Legorreta, T. 1999. Bahía de Chetumal,
Quintana Roo. En Mexican and Central American
coastal lagoon systems: carbon, nitrogen and
phosphorus fluxes (Regional Workshop II). LOICZ
Report & Studies No.13., ed. S.V. Smith, J.I.M.
Crossland y C.J. Crossland, 16-18. Texel, The
Netherlands: LOICZ IPO.
Alvarez-Legorreta, T., D. Medina-Martín, A. ZavalaMendoza y N. Sánchez-Poot. 2000. Plaguicidas
organoclorados y metales pesados en sedimentos y
organismos bénticos de la Bahía de Chetumal. En
Bioindicadores bénticos de la Bahía de Chetumal,
coord. S.I. Salazar-Vallejo, 82-109. Quintana Roo.
ECOSUR-SEMARNAP.
Alvarez-Legorreta, T. 2001. Estudios sobre
contaminación en la bahía de Chetumal realizados
por CIQROO y el Colegio de la Frontera Sur 19932000. AvaCient 30:30-38.
APHA-AWWA-WPCF, 1985. Standard Methods for
examination of water and wastewater. Washington:
American Public Health.
Buchanan, J. B. 1984. Sediment Analysis. In Methods
for the study of marine Benthos, ed. N. A. Holme y
A. D. McIntyre, 41-61. Oxford, England: Blackwell.
CICOPLAFEST. 1998. Catálogo Oficial de
Plaguicidas. México, D.F.: SARH, SEDUE, SSA y
SECOFI.
Comisión Nacional del Agua. 1997. Calidad del Agua e
impacto ambiental. En Diagnóstico Región XII
Península de Yucatán. Sistemas Hidráulicos y
Ambientales, S.A. de C.V., 1-103. México:
Comisión Nacional del Agua.
Comisión Nacional del Agua. 2002. Plantas de
tratamiento de aguas residuales. Inventario. México:
Comisión Nacional del Agua. Gerencia Regional de
la Península de Yucatán. Subgerencia Regional de
Construcción.
Contreras,
F.
1984.
Manual
de
técnicas
hidrobiológicas. México: UAM-Iztapalapa.
De Jesús-Navarrete, A., J. J. Oliva-Rivera, V.
Valencia-Beltrán y N. Quintero-López. 2000.
Distribución de los sedimentos en la Bahía de
Chetumal, Quintana Roo, México. Hidrobiológica
10:61-67.
EPA. 1980. Manual of analythical methods for the
analysis of pesticides in human and environmental
samples.
Washington,
D.C.:
Environmental
Protection Agency.
García-Ríos, V.Y. 2001. Especiación de metales
pesados en sedimentos de la Bahía de Chetumal,
Quintana Roo y la acumulación en el tejido
muscular de bagres (Ariopsis assimilis). Tesis
Maestría. Mérida: CINVESTAV-Unidad Mérida.
IOCARIBE. 1987. Manual CARIPOL para el análisis
de hidrocarburos del petróleo en sedimentos y
organismos marinos. Cartagena, Colombia: United
Nations Environment Programme.
Medina-Martin, D. A. 2002. Mytillopsis sallei y
Brachidontes exustus como bioindicadores
de
contaminación por plaguicidas organoclorados en la
Bahía de Chetumal, Quintana Roo. Tesis de
licenciatura.
Chetumal,
México:
Instituto
Morales-Vela, B., D. Olivera-Gómez y P. RamirezGarcía. 1996. Conservación de los manatíes en la
región del Caribe de México y Belice. Informe
técnico ECOSUR-CONACYT: 1-127.
Noreña-Barroso, E. 1998. Contaminantes orgánicos y
sus efectos a nivel histológico en bagres Ariopsis
assimilis de la Bahía de Chetumal, Quintana Roo,
México. Tesis de Maestría. Mérida: CINVESTAVUnidad Mérida.
Noreña-Barroso. E., O. Zapata-Pérez, V. Ceja-Moreno
organochlorine residue concentrations in sediments
from Bay of Chetumal, Mexico. Bull. Environ.
Contam. Toxicol. 61:81-87.
Monitoreo de la contaminación de la Bahía de
Chetumal, Quintana Roo. Informe técnico CIQROCONACYT: 1-70.
Ortíz-Hernández, M.C. (Coord.). 1997. Estudio
emergente sobre la mortandad de bagres en la Bahía
de Chetumal. Informe Técnico. ECOSUR- Secretaría
de Infraestructura Medio Ambiente y Pesca,
Gobierno del Estado de Quintana Roo: 1-84.
Ortiz, M.C., R.M. Sáenz y A.M. Zavala. 1997.
Plaguicidas
organoclorados
e
hidrocarburos
aromáticos. En Estudio emergente sobre la
mortandad de bagres en la Bahía de Chetumal,
coord. M. C. Ortiz, 22-34. Chetumal, Quintana Roo:
Informe Técnico ECOSUR.
Ortíz-Hernández, M. C. y R. Sáenz-Morales. 1997.
discharges to Chetumal Bay, Quintana Roo, México.
Bull. Environ. Cont. Toxicol. 59: 486-491.
Ortíz-Hernández, M. C. y R. Sáenz-Morales. 1999.
Effects of organic material and distribution of fecal
coliforms in Chetumal Bay, Quintana Roo, México.
Environ. Monit. Assess. 55:423-434.
Sáenz-Morales, J.R. 2001. Hidrocarburos aromáticos
policíclicos en sedimentos superficiales de la bahía
de Chetumal, México. Tesis Maestría. Chetumal,
México: El Colegio de la Frontera Sur. Chetumal,
Quintana Roo.
Salazar-Vallejo, S.I. (Coord.). 2000. Bioindicadores
bénticos de la Bahía de Chetumal. Informe Técnico.
ECOSUR-SEMARNAP: 1-109.
Vidal-Martínez, V., G. Gold-Bouchot y O. ZapataPérez. 1997. Mortandad de bagres en la Bahía de
216
Chetumal. Informe técnico. Mérida: CINVESTAVUnidad Mérida: 1-50.
Zapata-Pérez, O., R. Simá-Alvarez, E. Noreña-Barroso,
J. Güemez, G. Gold-Bouchot, A. Ortega y A.
Albores-Medina. 2000. Toxicity of sediments from
Bahía de Chetumal, México, as assessed by hepatic
EROD induction and histology in nile tilapia
Oreochromis niloticus. Mar. Environ. Res. 50:385391.
Zavala-Mendoza, A. 1988. Concentración de metales
pesados en las principales especies comerciales de
caracol marino en la Península de Yucatán. Tesis de
Licenciatura. Mérdida: Instituto Tecnológico de
Mérida.
217
23
Análisis del plan de manejo
R. TORRES-LARA1 Y J.R. FLORES-RODRÍGUEZ 2
1
Departamento de Ciencias, Universidad de Quintana Roo, Boulevard Bahía s/n, esquina Ignacio Comonfort,
Colonia del Bosque, Chetumal, Quintana Roo 77019, México. rtorres@correo.uqroo.mx
2
Secretaria de Marina, Sector Naval de Chetumal, Héroes No. 141 Esq. Chapultepec, Colonia Centro, Chetumal,
Quintana Roo 77000, México
Resumen
Se analizó la actualización del plan de manejo de la reserva estatal Bahía de Chetumal en
un marco de evaluación sobre su efectividad. El proceso de actualización fue limitado por
la insuficiencia de información disponible sobre los resultados del manejo de la reserva. El
marco de evaluación se aplicó como punto de referencia para futuras evaluaciones de ésta y
otras áreas protegidas, ya que incluye seis aspectos clave para el buen desempeño de
cualquiera de ellas, estos aspectos se expresan mediante preguntas que van desde el
contexto (¿dónde estamos ahora?) hasta los logros del manejo (¿qué hemos logrado?).
Abstract
The updated management plan of the state reserve Bahía de Chetumal was reviewed within
an evaluating framework related to the reserve´s management effectiveness. The updating
process presented limitations due to scarce available information and the lack of measurable
results from management actions in the reserve. The evaluating framework was applied as a
starting point for future evaluations for this and other reserves, and includes six key
components to elicit the performance of any protected area. These components are
expressed as a series of questions that range from the context (where are we?) of the reserve
to the management achievements (what have we achieved?).
Introducción
La bahía de Chetumal fue declarada como Zona Sujeta
a Conservación Ecológica: “Bahía de Chetumal
Santuario del Manatí” (BC-SM) el día 24 del octubre
de 1996 (Periódico Oficial, 1996), con el propósito de
preservar los ecosistemas y sus funciones que están
distribuidos dentro de los límites de su poligonal.
Como área natural protegida, la BC-SM se encuentra
administrada por un Consejo Consultivo (CC)
integrado por representantes de los sectores social,
privado y público, este último en sus tres niveles de
gobierno. En el caso del sector social, los
representantes provienen de los ejidos que se
encuentran dentro de la reserva, así como de
organizaciones no gubernamentales ambientalistas que
tienen su base de operaciones en el sur del Estado. El
CC regula sus funciones a través de un reglamento en
el que se definen los objetivos de la reserva, la
estructura del Consejo y las funciones de sus
integrantes. Tanto el reglamento como los decretos
constitutivos de la reserva y del Consejo se encuentran
publicados en el Periódico Oficial del Estado.
Para la operación del área protegida, el CC
tiene registrada una Dirección de la Reserva (DR), la
cual está orgánicamente articulada a la estructura
administrativa de la Secretaría de Desarrollo Urbano y
Medio Ambiente (SEDUMA). Esta situación ha
generado la mayor problemática para lograr
plenamente los objetivos inherentes a la creación de la
reserva. Al no haber independencia administrativa ni
financiera, la DR se ha visto limitada al presupuesto
que le asigna la SEDUMA, con la consiguiente
carencia de recursos materiales, humanos y de
equipamiento. Aunado a esto, existen tres niveles
jerárquicos superiores a la DR: el Secretario de la
SEDUMA, el Subsecretario de Medio Ambiente y la
Dirección de Planeación y Gestión Ambiental; estos
niveles jerárquicos suponen una ruta lenta para
cualquier toma de decisiones por parte de la DR.
ECOSUR, 2009
Plan de manejo
Como esta situación no resulta favorable para
obtener evidencias sobre la efectiva operación de la
reserva se planteó la necesidad de revisar este plan
para actualizarlo de acuerdo a las nuevas condiciones
del entorno ambiental, socioeconómico y político del
Estado (CEMIRN, 2004) y así también se replanteó la
conveniencia de mantener a la DR dependiente de la
SEDUMA. Con algunos de los elementos de este
proceso de actualización se realizó una primera
evaluación del manejo de esta área natural protegida.
Los resultados se obtuvieron siguiendo un marco de
evaluación muy ampliamente aplicado en las reservas
del mar Mediterráneo y se presentan en este
documento.
la población de las zonas urbanas sobre la franja
costera, así como el antagonismo que existe contra los
pobladores de las zonas rurales. Otro elemento clave en
el análisis fue el grado de coordinación entre los
niveles de administración federal, estatal y municipal.
Una tarea fundamental en el proceso de
actualización fue la propuesta de re-zonificación del
área protegida con base en los cambios de la
legislación ambiental tanto federal como estatal.
Además se consideraron y respetaron diversos aspectos
de comunidades, ejidos locales y sector privado:
biofísico, social, cultural, histórico y económico. El
sector privado se tomó en cuenta especialmente porque
es líder del desarrollo turístico, no sólo en la bahía de
Chetumal, sino en todo el Estado. Otra variable de
interés fueron los mecanismos y niveles de
Métodos
participación de los agentes sociales locales en los
Para actualizar el plan de manejo se creó un subgrupo
procesos de toma de decisiones sobre el desarrollo del
de trabajo dentro del CC que definió los términos de
área protegida. Como en el análisis de la propuesta de
referencia. Una vez definidos, la Universidad de
actualización participaron distintos sectores del CC,
Quintana Roo, a través de su Centro de Manejo
esperamos tener los elementos suficientes para diseñar
Integrado de Recursos Naturales (CEMIRN), llevó a
y ejecutar planes de desarrollo sostenible que tengan
cabo la actualización. Ésta consistió básicamente en la
una base científica y el respaldo de toda la sociedad. El
revisión y análisis de la información generada desde la
propósito en el CEMIRN fue hacer una propuesta que
publicación del decreto de creación de la reserva hasta
permita manejar el área natural con y para la gente, y
la actualidad, y su inclusión estuvo determinada por el
no a pesar de la gente.
efecto (potencial o percibido) sobre el plan de manejo
La propuesta del plan de manejo resultante
actual.
está siendo revisada por un equipo técnico para su
La intención de este trabajo estuvo dirigida a
aprobación por parte del CC. Una vez aprobada sería
percibir el área protegida como una oportunidad de
revisada por la Comisión Estatal de Mejora Regulatoria
mejorar los esquemas de manejo y no como un
(CEMER) y, si es nuevamente
aprobada, será
obstáculo para el desarrollo regional. Se priorizó el
publicada en el Periódico Oficial como un decreto
análisis de la relación existente entre la conservación
modificatorio del plan de manejo actual.
de las especies y de los ecosistemas dentro del área
El manejo de la reserva se evaluó con el marco
(binomio de conservación especie-espacio). Esta visión
analítico propuesto por Hockings, Stolton y Dudley
se hizo extensiva a los medios marino y terrestre, para
(2000) en el que se considera un ciclo de seis
aplicar un enfoque de manejo ecosistémico. También
componentes: contexto, planeación, insumos, procesos,
se priorizaron los efectos que ejerce el crecimiento de
resultados y logros, los cuales se muestran en la Tabla
1.
Tabla 1. Marco analítico para evaluar la efectividad del manejo de un área protegida.
Elementos de
Explicación
evaluación
Contexto
Evaluación de la importancia ambiental,
amenazas y política ambiental
Planeación
Evaluación del diseño y plan del área
protegida.
Insumos
Evaluación de los recursos necesarios para
llevar a cabo el manejo del área
Procesos
Evaluación de la manera en que se lleva a
cabo el manejo.
Productos
Evaluación de la implementación de los
programas y acciones de manejo; cómo se
ofrecen los productos y servicios.
Logros
Evaluación de los logros y hasta qué punto
estos cubren los objetivos.
Criterios a evaluar
Centro de la
evaluación
Significado, Amenazas, Vulnerabilidad, Situación actual
Contexto estatal
Políticas y legislación del área
Pertinencia
protegida.
Disponibilidad de recursos de la
Recursos
Secretaría y del área. Socios
Viabilidad de los procesos de manejo
Eficiencia,
Pertinencia
Resultados de las acciones de manejo.
Efectividad
Servicios y productos
Impactos: efectos del manejo con
relación a los objetivos.
219
Efectividad,
Pertinencia
Torres-Lara y Flores-Rodríguez
Resultados
Es necesario aclarar que ha faltado información para
poder tener una evaluación completa y confiable.
la rivalidad y oposición a las políticas públicas
ambientales, la alteración del sistema de comunicación
hídrico, el desarrollo turístico mal planeado, la
contaminación y el cambio climático global. Las
amenazas internas son: el crecimiento de los
asentamientos humanos ya establecidos, el cambio en
el uso del suelo, la caza, la tala y pesca ilegales, los
incendios, y la falta de programas de inspección y
vigilancia. La amenaza por extracción de recursos
implica la explotación incontrolada de diferentes
especies vegetales y animales, así como de minerales y
material pétreo.
Contexto. ¿Dónde estamos ahora?
En base a la situación actual del área protegida se
utilizan tres criterios para determinar el contexto:
1. Importancia del área protegida
La característica biológica más importante de la reserva
de la bahía de Chetumal es que es el hábitat de una
especie amenazada y muy vulnerable: el manatí.
También en ella habitan especies de vertebrados y
vegetales que componen tres de los ecosistemas más
representativos de las áreas tropicales: selvas, duna
costera y manglar. La Bahía es igualmente importante
porque recibe el aporte hídrico del sistema lagunar de
Bacalar, así como de un importante conjunto de
humedales que la rodean. Por otro lado, también recibe
agua marina que entra desde la bocana localizada en
Belice; la mezcla de salinidades le confiere
características únicas, aprovechadas por diferentes
especies que la hacen un área con rica diversidad
biológica. Preservar esta compleja intercomunicación
hídrica fue un criterio importante para determinar y
proponer nuevas zonas en la actualización del plan de
manejo de la reserva.
La belleza de la bahía de Chetumal también
determina su importancia y por eso se contempla entre
los planes de desarrollo económico del área para
convertirla en un destino de interés turístico. Desde el
punto de vista socioeconómico, la Bahía representa el
asiento de diversas comunidades y ejidos, cada uno con
una identidad cultural propia y con una dinámica
económica representada principalmente por el trabajo
de la tierra, aunque ya se vislumbra un cambio hacia
actividades turísticas. Un aspecto interesante es la
relativamente poca importancia que tiene la actividad
pesquera pese a que el cuerpo de agua tendría una
significativa productividad primaria. La Bahía tiene
otros aspectos relevantes que necesitan ser estudiados
con mayor intensidad: su potencial económico, los
servicios ambientales, y su valor como área para
desarrollar investigación y educación.
3. Vulnerabilidad
La vulnerabilidad del área protegida indica hasta qué
punto ésta puede soportar o absorber el impacto de las
amenazas señaladas. La vulnerabilidad tiene
dimensiones humanas y naturales. Para proteger la
integridad del área, el CC y la DR tienen resuelto el
status legal de la misma, ya que fue creada por decreto
y publicada en el Periódico Oficial del Estado. Esta
situación da claridad y certeza legal a las autoridades
para emprender acciones jurídicas a favor del área
protegida. Sin embargo aún persisten vacíos legales
que han permitido la invasión de ciertas zonas en la
parte oriental de la Bahía; tal es el caso de un grupo de
habitantes conocidos como “nacionaleros” que han
invadido terrenos nacionales al norte de la bahía de
Chetumal, cerca del ejido Tollocan, y también al norte
de la península de Xcalak, ellos podrían apropiarse de
de los terrenos aún cuando éstos estén en una zona
sensible de la reserva. Otra situación que da
certidumbre legal es la demarcación de la poligonal de
la reserva, ya que se conoce exactamente dónde
termina la jurisdicción de la DR para protegerla. Sin
embargo, se encontró que el trazo cartográfico del
decreto de creación tenía errores al marcar los vértices,
incluso había uno en Belice, pero esta situación ya fue
corregida y se definió el área exacta de acuerdo a las
coordenadas que marca el decreto declaratorio
(277,685 ha). Aún faltan por resolver algunas
situaciones desde el punto de vista jurídico, como el
establecimiento de acuerdos legales con las
comunidades para el uso de los recursos naturales de la
reserva, una estimación de los usos ilegales de los
mismos, y una de los visitantes y del impacto que
ejercen sobre la reserva.
Es necesario emprender esfuerzos de
investigación científica para determinar la fragilidad de
los ecosistemas y su susceptibilidad a impactos
ambientales extremos (huracanes), la habilidad (y
viabilidad) de ciertas especies para resistir una mayor
presión de explotación, la capacidad de la vida acuática
para resistir cambios en la hidrología debidos al
2. Amenazas
Las amenazas a la Bahía son muchas y variadas, y se
pueden agrupar en externas, internas y de extracción de
recursos. Las que se enumeran a continuación no
fueron evaluadas ni numérica ni cualitativamente
debido a la naturaleza de la actualización del plan de
manejo, pero son importantes como referencia para
evaluaciones posteriores. Las amenazas externas
incluyen el crecimiento demográfico y la inmigración,
220
Plan de manejo
desarrollo urbano en los márgenes de la Bahía, así
como la naturaleza y extensión del uso actual y
potencial de los recursos naturales en la reserva.
Existen métodos y criterios para seleccionar
sistemáticamente las áreas que serán incluidas en una
red de ese tipo y con ellos se pretende mejorar la
efectividad de una red al asegurar que las
características clave de interés se incluyan dentro de la
misma. En este sentido se pueden encontrar los trabajos
de MacKinnon et al. (1986) y de Davey (1998) para
conocer las redes que se han construido en otras
regiones del mundo.
Planeación. ¿Cómo llegamos a donde queremos
llegar?
1. Legislación y políticas
La legislación de áreas protegidas para el desarrollo de
la bahía de Chetumal necesita adecuarse a los cambios
que se realizaron en la legislación estatal con respecto a
la nacional. Por ejemplo, el cambio de categorías de las
áreas naturales protegidas y la nomenclatura de las
zonas dentro de esas áreas. Es por ello que se propuso
cambiar la categoría de “zona sujeta a conservación
ecológica” a la de “reserva estatal” y con ello el
nombre y la zonificación, pero como ya se ha
mencionado, esta propuesta está en revisión. También
es necesario promover un cambio en la legislación
estatal en materia de cobro de derechos, ya que la
autorización del cobro de acceso a la reserva podría ser
una fuente de ingresos.
Asimismo es necesario que la DR analice la
compatibilidad de las legislaciones estatal y nacional
en materia ambiental con la que regula el desempeño
de la bahía de Corozal, que es la parte geográfica de
este cuerpo de agua que le corresponde a Belice; es
importante conocer cuáles son las regulaciones que se
llevan a cabo en ambas jurisdicciones para tratar de
adecuarlas hacia un manejo integral de los recursos
naturales a lo largo de la Bahía. Es decir, una medida
de regulación en un país será ineficiente si en el otro se
establece otra contrapuesta de tal manera que no se
logre un manejo adecuado de un recurso particular. En
este sentido se toca el reiterado tema de la
conveniencia de seccionar una región ecológica
homogénea
en
función
de
jurisdicciones
administrativas, ya que se corre el riesgo de que éstas
sean contradictorias e impidan el correcto manejo de
los recursos ahí distribuidos.
3. Diseño de la reserva
Regularmente una reserva se propone para proteger y
conservar una o varias especies de especial relevancia,
o uno o más ecosistemas que no han sido
considerablemente afectados por las actividades
antropogénicas. Sin embargo hay algunos casos, y la
bahía de Chetumal no se incluye en este grupo, en los
que el manejo de un área protegida tiene un proceso de
planeación para la localización y el diseño del área. En
la literatura no encontramos evidencia de que en el
diseño de esta reserva se hayan considerado aspectos
como el tamaño y la forma, la situación y uso que se
daba a la zona, su localización con respecto a usos del
suelo adyacente potencialmente intrusivos, la
alineación de la poligonal con respecto a cuerpos de
agua cercanos, el mantenimiento de rutas de migración,
la conectividad entre parches de hábitat similares
separados por alguna barrera física (natural o
construida), o aún la negociación con habitantes
vecinos o dentro de su poligonal. Aparentemente no
hubo un proceso de consulta previo que retroalimentara
la planeación del diseño de esta reserva de tal manera
que éste fuera racionalizado y disminuyera o eliminara
varios problemas de manejo. El cambio en el diseño del
área (por ejemplo sus límites) puede no ser imposible,
pero sí muy difícil y en ese caso se recomienda mucho
trabajo de negociación y cabildeo, sobre todo si el
cambio afectaría los intereses de un grupo de usuarios.
Esta situación hipotética no es en sí mala ya que
brindaría la oportunidad de aprender para planificar
nuevas áreas. El trabajo conjunto y la comunicación
estrecha entre planeadores y administradores de
reservas son necesarios e importantes.
2. Diseño de una red de áreas protegidas
Sería altamente recomendable crear una red o sistema
de áreas naturales protegidas e incluir en ella al área de
la bahía de Chetumal. Una red de este tipo no involucra
meramente número y extensión (con lo cual todas las
áreas protegidas estarían incluidas), sino que debe
contener la información suficiente para medir el énfasis
que se les da a éstas. La pertinencia de una red de anp´s
no se basa en el crecimiento ni en la totalidad de su
extensión geográfica, ya que debe tener criterios de
selección que representen adecuadamente la
biodiversidad y otros recursos naturales y culturales
que el sistema de áreas protegidas pretenda conservar;
esto no es nuevo, pero sí inexistente en Quintana Roo.
4. Planeación del manejo
Para la reserva estatal Bahía de Chetumal existen
objetivos, un plan de manejo, y la identificación de
necesidades de recursos, los cuales son insuficientes
para el logro de los objetivos. En este apartado faltan
un sistema de evaluación de la efectividad del manejo
de la reserva y un mecanismo que asegure que los
resultados de la evaluación retroalimenten las
decisiones de manejo y que sean también indicadores
de la efectividad del proceso de planeación.
221
Insumos. ¿Qué necesitamos?
Estas necesidades están señaladas en la propuesta de
actualización y también se pueden inferir desde el
planteamiento de los mismos objetivos.
En este apartado se evaluaron los recursos económicos
asignados para el manejo de la reserva, y cómo se
aplican éstos en todos los aspectos del manejo;
asimismo se evaluó si la reserva estaba trabajando con
los “socios” adecuados. Los principales recursos que se
evaluaron fueron los fondos (presupuesto), el personal,
el equipo y la infraestructura disponibles.
2. Socios
La administración de la reserva cuenta con un Consejo
Consultivo que involucra a una serie de dependencias
tanto gubernamentales como de educación e
investigación, que han generado importante
información mediante actividades dentro de la reserva
y la Bahía. Existen estudios valiosos por parte tanto de
El Colegio de la Frontera Sur Unidad Chetumal como
por la Universidad de Quintana Roo, y de otras
instituciones académicas incluyendo las de otros
estados y países; sin embargo, sus resultados no se han
traducido en mejoras de la política ambiental, y hasta el
momento la DR no los ha incorporado en el programa
de manejo de la reserva. Como lo demuestra Torres
(2003), es posible planear la incorporación de
investigadores en la identificación de los problemas
presentes en una reserva, e interactuar con ellos para
plantear esfuerzos de investigación que faciliten la
toma de decisiones para el logro de los objetivos.
En el plano financiero no se cuenta con los
socios adecuados para el financiamiento de los
proyectos de investigación y productivos, ni para la
operación básica de la reserva. Es necesario diversificar
las fuentes de financiamiento para no depender
exclusivamente de una sola, ya que se corre el riesgo
de sufrir sus altibajos y de que los intereses de la
Secretaría estén sobre los de la reserva.
1. Recursos de la agencia administradora (SEDUMA) y
del área protegida
Por el momento no contamos con información
presupuestaria, ni a nivel de la reserva ni de la
SEDUMA; tampoco pudimos conocer la asignación
para salarios, mantenimiento y operación, ni si la
reserva tenía capital en alguna institución bancaria. La
información que obtuvimos se refiere al rubro de los
salarios del personal adscrito a la reserva, que son
asignados por SEDUMA ya que el personal que labora
en la reserva es empleado de la Secretaría. Asimismo
supimos que no se cuenta con dinero proveniente del
cobro de derecho de acceso a la reserva, ni de
aportaciones de instituciones externas.
El personal de la reserva es reducido y está la
mayor parte del tiempo en las oficinas administrativas
de la SEDUMA porque no hay infraestructura para la
vigilancia del área protegida. Las funciones del
personal están definidas en el reglamento interno del
CC y se enfocan a la operación de la reserva y a su
papel dentro del mismo Consejo. En la propuesta de
actualización del plan de manejo de la reserva, se
considera que el director de la misma debe tener mayor
autonomía, lo cual se puede lograr si los distintos
cuerpos colegiados que intervienen en su operación se
articulan directamente a la DR, como sería el caso del
CC, del Comité Técnico y de un fideicomiso. Una
medida extrema para conseguir dicha autonomía sería
que el director de la reserva fuese contratado por el CC
o por un patronato, en lugar de ser empleado de la
SEDUMA.
El resto del personal que ahora labora en la
reserva tiene necesidades de capacitación en materia de
manejo de áreas protegidas, en administración y en
gestión de financiamiento. Serían deseables grupos de
voluntarios que ofrezcan sus habilidades para la
operación de la reserva.
En resumen, los recursos de la reserva estatal
Bahía de Chetumal son muy reducidos e insuficientes:
sólo cuatro personas están trabajando en ella y no
cuentan con vehículos ni con equipo de campo,
tampoco tienen oficinas (trabajan en el espacio y con el
mobiliario de oficina de las instalaciones de la
SEDUMA), y no hay caminos ni senderos dentro de la
reserva. El personal de la reserva debe contar con ellos
para adecuarlos al logro de los objetivos de la reserva.
Procesos. ¿Cómo lo logramos?
1. Implementación del proceso de manejo
La evaluación de los procesos de manejo se centra en
los estándares administrativos y es mayormente
cualitativa. Los aspectos importantes en la evaluación
de los procesos de manejo responden a las siguientes
preguntas: ¿Los procesos y sistemas para el manejo son
los mejores, considerando el contexto y las limitaciones
dentro de las cuales están operando los manejadores?,
¿se están siguiendo y respetando los procedimientos y
políticas establecidas?, y ¿qué áreas de manejo
necesitan mayor atención para que los manejadores
realicen mejor su trabajo?
La aplicación de procesos de manejo
apropiados no garantiza que el manejo de un área será
efectivo, y los procesos de evaluación por sí solos
tampoco son una guía confiable para evaluar. En los
procesos administrativos del CC y de la DR se
encontró que no se habían adoptado los mejores
procesos y sistemas para un buen manejo, ni tampoco
se había implementado un programa de auditorías
internas. La DR tampoco tenía identificados
indicadores para la implementación de los sistemas y
222
Plan de manejo
procesos de manejo. Los indicadores básicos que se
requieren
son
los
relativos
a
planeación,
mantenimiento, desarrollo de infraestructura, patrullaje
y control, comunicación, educación, capacitación,
investigación, monitoreo y evaluación, así como
manejo de recursos naturales, culturales, de visitantes y
los usados por humanos (turismo); por último también
aquellos sobre la solución participativa de conflictos ,
el manejo de personal y el control financiero
La toma de decisiones dentro del CC ha
alcanzado un grado de madurez notable que se
reconoce escasamente en otros consejos del Estado. El
funcionamiento para la celebración de asambleas, el
análisis de problemas, la propuesta de soluciones, la
toma de decisiones, y el seguimiento de acuerdos se
realiza tal y como está estipulado en el reglamento
interno del propio CC. Es de reconocerse que el éxito
de ello se debe en gran medida a la intervención de la
SEDUMA, que exige el cumplimiento de metas y
acuerdos entre los miembros del Consejo.
Ante esta situación es previsible que los
resultados que se obtengan no se analizarán y el plan de
manejo podría quedar archivado y sin llevarse a la
práctica. La actual evaluación de los resultados no
indica si los planes son apropiados o no, sino
simplemente si han sido ejecutados, por lo cual no es
posible evaluar la efectividad del manejo de la reserva
estatal Santuario del Manatí.
Logros. ¿Qué logramos?
Los logros son importantes para medir el impacto real
de las acciones de manejo, pero es necesario que se
comprenda claramente qué se desea lograr con el
manejo. Muchas veces los objetivos se plantean en
términos de qué acciones se tienen que ejecutar, en
lugar de cuáles son los resultados que se desean lograr.
La evaluación de los logros implica revisar los
objetivos del manejo mientras que la planeación define
los logros a alcanzar. En términos generales, los efectos
del manejo se pueden medir, cuantitativa y
cualitativamente, con respecto al logro de los objetivos
del plan de manejo, a amenazas específicas, a objetivos
genéricos de la reserva para la conservación de la
biodiversidad, o a objetivos específicos relativos a la
categoría del área protegida.
La reserva Bahía de Chetumal ofrece grandes
retos, tanto naturales como sociales, pero aun cuando
ha habido logros importantes, éstos siguen siendo
insuficientes. Con relación al plan de manejo, éste ha
servido como guía para definir el rumbo de las
acciones del personal de la DR y de la SEDUMA
referentes al área protegida; por ejemplo, se tienen
identificados varios componentes que abarcan tanto
áreas operativas como administrativas. El problema ha
sido la insuficiente implementación de programas y
proyectos que permitan hacer una evaluación más
exacta de los logros pretendidos.
En cuanto a las amenazas reales y potenciales,
la reserva es vulnerable. El crecimiento demográfico de
las localidades, dentro y cerca de su perímetro,
incrementa la demanda de recursos incluso en las zonas
designadas para conservación. Las amenazas más
serias son los asentamientos irregulares y el cambio de
uso del suelo propuesto por los pobladores, en su
mayoría ganaderos o agricultores sin disposición para
dedicarse a una actividad económica diferente.
Asimismo, la orientación netamente turística que se le
está dando al desarrollo de la Costa Maya y a la misma
ciudad de Chetumal está ejerciendo presión sobre
algunos hábitats y su fragilidad. El interés que han
demostrado la iniciativa privada y los gobiernos de los
tres niveles por hacer de la bahía de Chetumal un
destino turístico no concuerda con los objetivos de
conservación y protección de los recursos naturales, e
incluso culturales, de la misma. Esta conservación no
Productos. ¿Qué productos se obtuvieron?
Los resultados de la actividad del manejo son una
manera de evaluar la efectividad del mismo. En el caso
de su actualización hay dos preguntas importantes:
¿qué productos y servicios se han entregado?, y ¿se han
cumplido los programas de trabajo planeados?
La cantidad de productos y servicios se puede
medir de varios modos; sin embargo no se contó con
información por parte de la DR para ninguno de los
dos. Por ejemplo, no se tuvo el número de usuarios
(visitantes, usuarios de servicios, respuestas ofrecidas a
preguntas concretas, investigadores), ni con medidas
del volumen de trabajo realizado (número de reuniones
con las localidades dentro del área, número de
dispositivos de patrullaje, superficie del área
muestreada en un proyecto), ni con medidas de trabajo
físico (número de trípticos producidos, número y valor
de los desarrollos completos, longitud del perímetro del
área marcada). Por tanto, la evaluación de productos
entregados y de la administración de la reserva resultó
difícil.
Los logros del programa de trabajo planeado
también son un indicador de la efectividad de manejo
usando la medida de productos y servicios. Aquí la
pregunta básica es ¿hasta dónde se ejecutaron el plan
de manejo, el programa anual de trabajo y el gasto
anual del presupuesto? El método de evaluación es un
análisis comparativo, por ejemplo del programa de
trabajo realizado respecto al programa planeado, del
gasto actual contra el gasto programado, etc. A pesar
de que este tipo de evaluación de resultados es
importante para ganar credibilidad, no ofrecía
retroalimentación al ciclo por no encontrarse integrada
a éste y a su planeación.
223
trataría de impedir su aprovechamiento, sino que
procurará el cumplimiento de las normas ambientales
por parte de los involucrados, y sancionará a los
infractores de éstas. En este sentido, las acciones de
manejo de la Reserva Estatal Santuario del Manatí
tienen que estar estrechamente coordinadas con las
tareas generales encomendadas a las autoridades
ambientales, y a los centros de investigación e
instituciones de enseñanza superior, para que tengan un
impacto real y positivo sobre la continuidad de los
sistemas naturales y sociales asociados al área
protegida.
siguientes causas, o a la combinación de ellas: a)
realmente se ha generado poca información por falta de
interés en la reserva por parte de otras organizaciones
para sistematizar un conocimiento y/o informar de sus
resultados, y b) existe una interacción débil entre la
reserva y otras organizaciones.
Esta situación explica en parte que la
actualización pueda parecer incompleta para algunos
sectores, y también que se generara información sobre
un diagnóstico preliminar de la avifauna de la reserva,
y asimismo se hiciera un diagnóstico de la situación de
la vegetación en la parte norte de la misma. Al mismo
tiempo, esta situación refleja la actitud y la percepción
de la población en general respecto a la reserva, de tal
manera que existe poco interés hacia el trabajo en ella.
Discusión
En el estado de Quintana Roo hay personas calificadas
para el manejo eficiente del medio ambiente, tanto en
las dependencias de gobierno, en las instituciones
educativas y de investigación, como en las
organizaciones no gubernamentales. El nivel de
organización civil también ha demostrado tener la
capacidad para influir en decisiones ambientales
importantes. Asimismo, se cuenta con una legislación
ambiental considerada de las más avanzadas a nivel
internacional que tiene instrumentos legales,
económicos y administrativos para la planeación,
regulación y manejo de los recursos naturales y de las
áreas protegidas. En el área protegida hay recursos
naturales y ecosistemas importantes como selvas y
humedales, asimismo existen especies con distintos
estatus de protección, o bien, carismáticas como el
cocodrilo y el manatí. Sin embargo, a pesar de contar
con el marco legal, los recursos y el personal, es
necesaria una coordinación eficiente para lograr una
sinergia entre todos los sectores participantes y para
utilizar los recursos y los ecosistemas disponibles de
manera integral y compartida.
Falta de resultados concretos para realizar evaluaciones
confiables
Como se mencionó anteriormente, la relación de la DR
hacia el CC está determinada por la supeditación
administrativa y financiera que tiene con la SEDUMA.
Con base en las conductas observadas durante el
proceso de actualización, que duró 16 meses y que
incluye las diferentes asambleas del CC, los talleres
sectoriales y las múltiples reuniones del subgrupo de
trabajo, se puede concluir que la toma de decisiones
con respecto a la operación de la reserva no está en la
dirección de ésta, sino en los niveles superiores
inmediatos dentro de la estructura jerárquica de la
SEDUMA. De esta manera, la DR funciona como un
enlace meramente administrativo entre la SEDUMA y
los miembros del CC, al convocarlos a las asambleas,
preparar las minutas y acuerdos de trabajo, obtener
firmas o distribuir información. Así, la operación y
desarrollo de la reserva parece estar en función de los
intereses, valores y percepciones de una entidad
reguladora del gobierno estatal, más que en el interés
colectivo representado por los miembros del Consejo.
En conclusión, no se cuenta con un plan de
manejo acorde con la actual situación local y regional
en los ámbitos social, ambiental, económico, cultural y
legal. El plan debe ser un documento lo
suficientemente flexible para incorporar y adoptar la
dinámica cambiante de la realidad local, pero con la
rigidez adecuada para impedir ambigüedades y vacíos
que faciliten la aplicación de medidas discrecionales.
Por lo tanto, el manejo de la reserva estatal cumple
insuficientemente con sus objetivos de conservar los
recursos naturales y los ecosistemas, así como permitir
su explotación racional de una manera sustentable.
Conclusiones
Durante el proceso de actualización del plan de manejo
de la reserva de la bahía de Chetumal no se tuvo la
suficiente información para evaluarlo y es por eso que,
por parte de la DR, faltan resultados concretos o
insumos de la evaluación.
Disponibilidad de información
Se encontró escasa información de los proyectos en
curso de la reserva, así como de los programas de
operación
(educación
ambiental,
vigilancia,
señalización o capacitación), y de la programación de
adquisición de bienes y equipos, y no se encontró una
estrategia de reinversión. Tampoco se tuvo información
generada en otras dependencias, tanto de la
administración pública como de educación e
investigación y esto podría deberse a alguna de las
Recomendaciones
Los datos de los insumos que requiere la reserva serán
más útiles si se tiene información sobre el propósito del
manejo de la reserva, ya que éste indica dirección y
224
Plan de manejo
prioridades. Por ejemplo, es más útil saber, en el
contexto de la evaluación de la efectividad del manejo,
que el 30 % de la superficie de la reserva se dedica al
manejo de recursos naturales y el 20 % al manejo de
los visitantes, que saber que el 5 % se dedica a la
planeación y el 10 % a los recorridos. La DR debería
construir cuatro categorías para evaluar el nivel de
importancia de los insumos: 1. Manejo de recursos
naturales, 2. Manejo de recursos culturales, 3. Manejo
de visitantes, y 4. Desarrollo y vinculación con las
comunidades.
La evaluación de las demandas de manejo con
frecuencia se refiere a que el administrador usa su
mejor juicio para estimar el nivel del personal y para
calcular el financiamiento necesario para lograr los
objetivos convenidos. Esta estimación se puede realizar
de diferentes maneras, pero sería más exacta si el
manejo se divide en una serie de actividades y se
separan las necesidades de cada una. La base de esa
división puede corresponder a la manera en que se
organizan el trabajo y el presupuesto. Éstos se pueden
organizar de acuerdo a los procesos de manejo
(planeación, vigilancia, investigación, mantenimiento,
educación, extensión, y cumplimiento de las normas), o
por manejo funcional (recursos naturales, recursos
culturales, visitantes). Es importante tener los registros
anuales de todos estos procesos de manejo para hacer
comparaciones sobre la evolución de las demandas de
manejo y los recursos necesarios para satisfacerlas.
Para establecer una mejor práctica de manejo
se requiere información de diversas fuentes, como la
proporcionada por personas con experiencia en el
manejo de áreas naturales protegidas a nivel local,
regional, nacional e internacional, o bien por el propio
personal de la reserva, asimismo la encontrada en guías
de mejores prácticas, en políticas de la propia
institución administradora, en planes de manejo de
otras reservas, y en comunidades locales y a través de
otros actores con intereses en el manejo del área.
La noción de una “mejor práctica” es una guía
útil para evaluar la pertinencia de los procesos de
manejo, pero debe reconocerse que no es posible
definirla como única para cualquier área o actividad.
Los factores que se deben considerar para aplicar una
“mejor práctica” de manejo son: disponibilidad de
recursos, naturaleza y extensión del uso de los recursos
del área protegida, naturaleza y extensión de las
amenazas a los valores del área protegida, normas
conductuales y culturales, marco legal y administrativo,
y objetivos de manejo.
El primer paso que debe implementar la DR
para ejecutar el proceso de evaluación es establecer
criterios de calidad para la conducta de manejo que
puedan usarse como base para evaluar el desempeño.
Idealmente los criterios deben establecerse para
ejecutar cualquiera de los procesos y sistemas
enlistados anteriormente. El establecimiento de
estándares de manejo y la evaluación del desempeño
deben ser procesos participativos, que involucren no
solamente al director y al personal de la reserva, sino
también a los representantes de las comunidades, a los
expertos y a otros actores con interés en la reserva, ya
que estos estándares son la base para mejorar la
capacidad de manejo de los administradores, sirven
como guías para el personal y como base para planear
futuros programas de manejo; además, esta
información puede usarse para solicitar recursos
adicionales de financiamiento o para capacitación, ya
sea a la propia SEDUMA o a otras fuentes.
Literatura citada
Davey, A. 1998. National system planning for
protected areas. Gland, Switzerland: IUCN.
Hockings, M, S. Stolton y N. Dudley. 2000. Evaluating
effectiveness. A framework for assessing the
management of protected areas. Best practice
protected area guidelines Series no. 6, ed. A.
Phillips, WCPA Management Effectiveness Task
Force: The World Conservation Union.
MacKinnon, J. y K. MacKinnon. 1986. Review of the
protected areas system of the Indo-Malayan realm.
Gland, Switzerland: IUCN.
Periódico Oficial del Gobierno del Estado de Quintana
Roo. 1996. Decreto declaratorio de la Zona Sujeta
a Conservación Ecológica Santuario del Manatí–
Bahía de Chetumal.
Torres, R. 2003. La Planeación ambiental estratégica
municipal. Un caso de aplicación a la Reserva
Estatal El Palmar, Yucatán. Documento Técnico
Interno. Patronato de la Reserva Estatal El
Palmar–Secretaría de Ecología, Gobierno del
Estado de Yucatán.
Torres, R., A. González, L. Polanco y A. González.
2004. Actualización del plan de manejo de la Zona
Sujeta a Conservación Santuario del Manatí-Bahía
de Chetumal. Centro de Extensión para el Manejo
Integrado de Recursos Naturales-UQROO Reporte
final, 532 pp.
225
24
Tendencias en la transformación del uso del suelo
y la vegetación aledaña
J.R. DIAZ-GALLEGOS (✉) Y J. ACOSTA-VELÁZQUEZ
Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad, Dirección de Geomática, Coordinación de
Percepción Remota. Liga Periférico - Insurgentes Sur, 4903, Parques del Pedregal, Tlalpan, 14010, México DF.
jreyesdi@gmail.com
Resumen
Se realizó un análisis geográfico del uso del suelo y vegetación en los alrededores de la
bahía de Chetumal, comparando mapas confiables elaborados con imágenes del satélite
Landsat TM de 1990 e imágenes del satélite Spot de 2005, a través de un método híbrido
de clasificación. Los resultados se integraron en un sistema de información geográfica que
permitió cuantificar las tasas y matrices de cambio para diez clases de uso del suelo y
vegetación de los alrededores de la bahía. Las clases con mayor pérdida anual de cobertura
fueron “Manglar” (-0.65 %) y “Vegetación natural” (-0.32 %) conformada por selvas
bajas y medianas subperennifolias. La clase “Vegetación secundaria” se presentó dispersa
en el paisaje del área de estudio, representando la fragmentación y pérdida de hábitats a la
que han estado expuestas las selvas en el área de estudio. Los cambios principales de
cobertura están localizados principalmente en la parte suroeste de la Bahía, amenazan la
conectividad con las selvas y manglares de Belice, y ponen en riesgo la integridad del
Corredor Biológico Mesoamericano. Las áreas naturales protegidas del área de estudio se
encuentran en buen estado de conservación desde el punto de vista espacial. A través de
vuelos en helicópteros realizados para validar el mapa de 2005, se detectaron más de 6000
ha de manglares severamente perturbados a causa del huracán Dean, los cuales necesitan
más de 10 años para su regeneración. Los resultados deben ser considerados en el
establecimiento de políticas de manejo y conservación de esta región ecológica.
Abstract
A geographic analysis of land cover and land use around Chetumal Bay was accomplished
by comparing two reliable maps derived from Landsat TM 1990 and SPOT 5 2005 data,
and using a hybrid classification method. A geographic information system was
integrated in order to quantify the rate and matrix of changes of ten land use-land cover
classes from the study area. The land cover classes with greatest annual extension loss
were “Mangroves” (-0.65 %), and “Natural vegetation” (-0.32 %), this class is conformed
by low and medium tropical forests. The class “Secondary vegetation” presented a
disperse distribution pattern in the landscape, representing the fragmentation to which
tropical forests have been subjected in the study area. The main changes on land use cover
are occurring mainly in the southwestern part of the Bay and are endangering the
connectivity with the tropical forest and mangroves of Belize, besides the integrity of the
Mesoamerican Biological Corridor. The natural protected areas of the region are in
relatively good conservation condition. Aerial field work conducted to validate the 2005
map allowed to detect 6,000 ha of affected and regenerating mangroves as a consequence
of Hurricane Dean. The results must be considered in setting management and
conservation policies of this ecological region.
ECOSUR, 2009
Transformación del uso del suelo
Introducción
En las últimas décadas se han registrado cambios
ambientales a diferentes escalas y magnitudes, con una
recurrencia e intensidad cada día más alarmante, lo que
ha traído como consecuencia una crisis ambiental que
está alterando el funcionamiento sistémico de la Tierra
(Geist y Lambin 2002). La deforestación de las
regiones tropicales es uno de los principales eventos de
cambio que está ocurriendo, y está repercutiendo en la
pérdida de biodiversidad y contribuye al cambio
climático global (Houghton 1994, Masera 2002).
Uno de los países del mundo ubicado en zona
tropical y que se cataloga como megadiverso por su
alta diversidad biológica y ecológica es México
(Ramamoorthy et al. 1998). Dentro del país, la región
sureste es la que más contribuye a esa megadiversidad
(Toledo et al. 1995, Ramamoorthy et al. 1998). No
obstante, el sureste de México se encuentra entre las
zonas tropicales con mayor proceso de deforestación y
elevadas pérdidas en su cobertura forestal (DíazGallegos y Mas 2008). En esta región se encuentra el
estado de Quintana Roo, el cual alberga una de las
áreas más importantes de selvas bajas inundables y
manglares del sureste mexicano. Se estima que en el
estado existen alrededor de 1500 especies de plantas
vasculares (Sánchez e Islebe 1999). La mayor
concentración de ecosistemas se encuentra en el centro
sur del estado, específicamente en áreas circundantes a
la bahía de Chetumal.
La importancia biológica y ecológica de la
región de la bahía de Chetumal es fundamental, ya que
al formar parte del Corredor Biológico Mesoamericano
mantiene la continuidad de la cobertura vegetal con
Belice y Guatemala; además, es un área prioritaria para
el funcionamiento sistémico del Sistema Arrecifal
Mesoamericano. Es decir, las características bióticas y
ambientales de la región de la Bahía determinan que
tenga una gran importancia como corredor biológico,
contribuyendo en el mantenimiento de la biodiversidad
de México y Centroamérica.
La bahía de Chetumal funciona como hábitat
de varias especies, tanto terrestres como acuáticas,
amenazadas o en peligro de extinción, entre las que
destaca el manatí (Trichechus manatus) como especie
bandera, además de las especies de manglar que
forman ecosistemas arbóreos y arbustivos, donde se
considera que se lleva a cabo el desove y crianza de
larvas de peces y crustáceos de importancia biológica y
comercial.
A pesar de la importancia ecológica de la zona
aledaña a la bahía de Chetumal, diversas políticas de
desarrollo agrícola, pecuario y turístico han alterado en
la última década los sistemas naturales y su
biodiversidad.
Algunos estudios han abordado esta
roblemática en el Corredor Biológico Mesoamericano,
incluyendo de forma parcial la bahía de Chetumal.
Estos estudios han reportado que los ritmos de
desaparición de la vegetación, principalmente selvática,
es alarmante. Así lo demarcan los trabajos de Cortina et
al. (1999), Segundo-Cabello (1999), Díaz-Gallegos et
al. (2001), Geoghegan et al. (2001), Mas y Puig
(2001), Turner II et al. (2001) y Ellis y Beck (2004).
En un estudio realizado en el corredor biológico
Calakmul-Sian Ka’an, por ejemplo, se reportaron tasas
anuales de deforestación del 0.6 % (Diaz-Gallegos et
al. 2008). En general, en el estado de Quintana Roo se
presenta la remoción y el relleno de manglares, la
deforestación de selvas, la fragmentación de hábitat, la
sobreexplotación de especies acuáticas y la alteración
de los flujos de agua, entre otros disturbios
antropogénicos (Galletti 1999).
La pérdida de la cobertura vegetal reportada
para el estado de Quintana Roo, demuestra que la
reducción de las selvas y manglares es una situación
preocupante, por lo que se debe analizar con mayor
detalle espacial esta problemática. Además, en esta
región no se ha estimado la disminución de los recursos
vegetales por la ampliación de la frontera agrícolapecuaria. Básicamente, la importancia de esta región
como corredor biológico entre México y Belice y la
falta de información reciente permeó el planteamiento
de esta investigación, cuyo propósito fue determinar la
magnitud, dinámica y distribución de los procesos de
cambios de cobertura y uso del suelo en los alrededores
del paisaje de la bahía de Chetumal, con técnicas de
percepción remota, sistemas de información geográfica
y trabajo de campo. Particularmente, este estudio
permite conocer la problemática ambiental de la Bahía
a una escala espacial detallada, por lo que los
resultados podrán ser útiles como elemento base para el
establecimiento de políticas de manejo y conservación
de esta región ecológica.
Métodos
Área de estudio
Este estudio se restringe a la zona aledaña a la bahía de
Chetumal, la cual se ubica en la parte sur del Estado de
Quintana Roo y comprende los municipios de Othón
Pompeyo Blanco y Felipe Carrillo Puerto, en México, y
la parte norte de Belice (Fig. 1). La mayor porción del
área de estudio se encuentra sujeta a conservación
ecológica; en México, denominada “Bahía de
Chetumal Santuario del Manatí”, la cual es un área
natural de protección estatal; en Belice, como “Corozal
Bay” (Fig. 1).
227
Dia-Gallegos y Acosta-Velázquez
terminología Maya a Huntunich, Tsek ' el y Ak' alche,
respectivamente.
Los tipos de vegetación que predominan en el
área de estudio son la selva baja subperennifolia,
caducifolia, subcaducifolia y mediana subperennifolia,
vegetación hidrófita, pastizal halófilo, manglares
chaparros, vegetación de dunas, matorral costero,
pastizales, vegetación secundaria y áreas cultivadas.
Fuentes de información
Para llevar a cabo este estudio se utilizaron 4 imágenes
multiespectrales del satélite SPOT 5 y una imagen del
satélite Landsat TM (Tabla 1). Estas imágenes fueron
seleccionadas porque presentaron la menor cobertura
de nubes.
Tabla 1. Imágenes de satélite utilizadas en este estudio.
Característica
Sensor
Resolución espacial
Resolución espectral
Clave y fecha de toma
Figura 1. Localización geográfica del área de estudio y
de las Áreas Naturales Protegidas de los alrededores de
la bahía de Chetumal.
Fuente
La temperatura media anual es de 26.5 ºC, con
una oscilación térmica menor de 5 ºC, las temperaturas
más altas (28.3 °C) se registran en los meses de junio a
agosto, mientras que los meses más fríos se presentan
de diciembre a febrero con temperaturas promedio de
24.3 ºC (García 1973). La precipitación media anual de
Quintana Roo es de aproximadamente 60,000 mm3, la
cual se presenta durante los meses de mayo a octubre.
El 60 % de esta precipitación ocurre en el área de la
Bahía (Escobar 1986).
Los cuerpos de agua superficial localizados en
el área de estudio son la bahía de Chetumal, lagunas
costeras, cenotes y aguadas, los cuales ocupan
alrededor de 235,217 ha. La Bahía es un cuerpo de
agua somero (entre 1 y 6 m de profundidad), con la
menor profundidad hacia los márgenes (Escobar 1986).
La mayoría de estos cuerpos de agua se interconectan
de forma subterránea, formando un sistema hidrológico
complejo e importante para el intercambio de
nutrientes y el mantenimiento de los distintos tipos de
vegetación que la rodean.
En los alrededores de la Bahía se encuentran
siete tipos de suelo, de acuerdo con la clasificación de
FAO/UNESCO, destacando los Regosoles calcáricos
(Rc), Rendzinas-Litosoles (E+I) y Solonchac-órtico o
mólico (Zo, Zm), los cuales corresponden en la
Satélite
SPOT
Landsat
5
10.0 m
4 bandas
610/313, 24/12/2003
611/312, 25/12/2003
611/313, 18/01/2005
611/313, 17/01/2006
611/314, 18/10/2007
ERMEXS-SEMAR
TM
28.5 m
6 bandas
19/47,
20/11/1990
Universidad
de Maryland
Las imágenes SPOT se obtuvieron de la
Estación de Recepción México de la Constelación
SPOT (ERMEXS), operada por la SEMAR,
SAGARPA-ASERCA e INEGI. Se les aplicó un
intercambio de bandas, luego una corrección
radiométrica y se georeferenciaron con puntos de
control tomados de ortofotos digitales del INEGI. El
pre-procesamiento de estas imágenes se llevó a cabo en
el marco del proyecto “Los manglares de México:
estado actual y establecimiento de un programa de
monitoreo a largo plazo” que se está realizando en la
Coordinación de Percepción Remota, Dirección de
Geomática de la CONABIO.
La imagen Landsat TM ya se encontraba
corregida geométrica y radiométricamente, sin
embargo, se encontró un desfase de 80 m con respecto
a las imágenes SPOT, por lo que fue nuevamente
georeferenciada con puntos de control tomados de las
imágenes SPOT.
Todas las imágenes de satélite fueron
proyectadas al sistema de proyección cartográfica
Universal Transverso de Mercartor (UTM), utilizando
el datum y ellipsoide WGS84, el cual es compatible
con la cartografía de INEGI, para efectos de
comparación.
228
Clasificación de las imágenes
Posterior al proceso de clasificación, los
polígonos de los poblados, carreteras y nubes se
digitalizaron en pantalla utilizando los compuestos en
falso color de las imágenes de 1990 y 2005. Los
vectores resultantes (datos auxiliares) fueron
transformados a formato raster y se adicionaron como
máscaras a cada uno de los mapas temáticos
correspondiente como una clase más. En los mapas
temáticos quedaron representadas las categorías
descritas en la Tabla 2, las cuales corresponden a diez
clases de usos del suelo y tipos de vegetación. La
conformación de este sistema de clasificación se derivó
de una revisión bibliográfica y de otras bases de datos
cartográficas de uso del suelo y tipos de vegetación
disponibles, como los de INEGI (Serie I, 1976), el
Inventario Nacional Forestal 2000, así como la
cartografía 1:50,000 generada en el proyecto de los
Manglares de México elaborado por la CONABIO.
Finalmente, los mapas fueron filtrados con
ventanas de 3 x 3 píxeles, usando la moda como
medida de estandarización con el fin de reducir el
efecto conocido como sal y pimienta, que se refiere a
píxeles aislados pertenecientes a una clase diferente a
la del conjunto en que están embebidos. Todas las
clasificaciones digitales, la interpretación visual en
pantalla, la segmentación y la aplicación de máscaras,
se hicieron en el programa ERDAS 9.1 para UNIX.
Para obtener el mapa de uso del suelo y tipos de
vegetación de 2005, primero se aplicó una clasificación
digital con métodos supervisados utilizando el
algoritmo de Máxima Verosimilitud espectral,
procedimiento que solo se efectuó sobre las imágenes
SPOT. Una vez obtenidos los mapas temáticos
derivados de las clasificaciones digitales se elaboró un
mosaico de las imágenes SPOT, utilizando el
compuesto de las bandas espectrales 3,4,2 (RGB) y un
mosaico de las clasificaciones digitales.
Los resultados de las clasificaciones digitales
de las imágenes SPOT se revisaron detalladamente,
para detectar las confusiones espectrales entre las
clases. Posteriormente se redefinieron los límites de las
clases con mayor confusión espectral, para tener una
mejor delimitación de las categorías del mapa de 2005.
El procedimiento que se siguió es una mezcla de dos
técnicas de clasificación: la interpretación visual y el
método de segmentación de imágenes. Este proceso
consistió en detectar visualmente las clases con
confusión espectral, posteriormente se aplicó la
segmentación de imagen, utilizando regiones de
crecimiento con propiedades espectrales homogéneas.
Siguiendo este procedimiento se logró que los pixeles
vecinos que tuvieran valores espectrales similares se
agruparan mejor, permitiendo redefinir con mayor
precisión los nuevos límites de cada clase. La ventaja
de este procedimiento híbrido sobre la interpretación
visual convencional es que combina la experiencia del
intérprete en la identificación de las regiones de
confusión con la segmentación digital de la imagen,
con lo cual se redefine el nuevo límite. Sin embargo, en
la interpretación visual convencional, es el intérprete el
que define los límites y los nuevos límites se redefinen
con base en los valores espectrales de los pixeles.
Para elaborar el mapa de uso del suelo y los
tipos de vegetación de 1990, primero se hizo un
compuesto con las bandas espectrales 4,5,3 (RGB) en
la imagen Landsat TM. Posteriormente se utilizó el
método interdependiente de la FAO (FAO 1996) en
retrospectiva, es decir, se procedió a hacer una
desactualización del mapa de uso del suelo y tipos de
vegetación derivado de las imágenes SPOT de 2005.
Este mapa se generó a través del método de
interpretación visual en pantalla; sin embargo, los
nuevos vectores se delimitaron con base en los valores
espectrales de los pixeles de la imagen de 1990,
utilizando la segmentación de imágenes por regiones
de crecimiento espectral homogéneo, como se
describió anteriormente. Este proceso de clasificación
permitió tener el mapa de 1990 con errores mínimos de
localización, lo que ayudó a disminuir los falsos
cambios intrínsecos al proceso clasificación digital de
imágenes.
Validación del mapa de uso del suelo y vegetación de
2005
La validación de campo solo se llevó a cabo para el
mapa de 2005. Se realizaron vuelos a ~200 m de altura,
en helicópteros de la Secretaria de Marina, en el marco
del proyecto Los Manglares de México que está
llevando a cabo la CONABIO. Los vuelos se realizaron
en agosto del 2008, cubriendo una parte significativa
del área de estudio. Se tomaron registros fotográficos
cada 3 segundos con sus respectivas coordenadas
geográficas en el centro de cada foto, lo mismo que
fotografías panorámicas con su respectiva coordenada
de referencia (Díaz-Gallegos y Acosta Velázquez,
2008). Esta información fotográfica se utilizó para
validar las 10 clases del mapa y para documentar las
perturbaciones más recientes en la cobertura vegetal
del área de estudio.
Procesos de cambios de uso del suelo
La detección de los procesos de cambios de los
diferentes usos de suelo y vegetación se realizó por
medio de un estudio multitemporal posclasificatorio, en
un período de análisis aproximado de 15 años, el cual
consistió en la sobreposición de dos mapas temáticos
de fechas diferentes, producidos de manera
interdependiente.
229
Dia-Gallegos y Acosta-Velázquez
Tabla 2. Sistema de clasificación utilizado en el procesamiento digital de las imágenes satelitales que cubren la
bahía de Chetumal, Quintana Roo.
Clase
Descripción
Asentamiento humano
Incluye a poblados.
Agrícola / Pecuario
Aglutina tierras utilizadas como agricultura de temporal, riego, y pastizales
dedicados a actividades pecuarias. Corresponde a coberturas antrópicas
destinadas a la producción de alimento.
Contiene obras de infraestructrua hidráulica y carretera.
Carreteras
Vegetación secundaria Agrupa a diferentes tipos de vegetación secundaria arbórea, arbustiva, y
diferentes agroecosistemas y monocultivos perennes arbolados.
Vegetación natural
Abarca las selvas alta y mediana subperennifolia, selva baja caducifolia,
subcaducifolia y subperennifolia, palmares y matorral costero.
Manglar
Comprende humedales arbustivos y arbóreos, conformados por la asociación
vegetal de una o la combinación de dos o más especies de mangle: mangle rojo
(Rhizophora mangle), mangle blanco (Laguncularia racemosa), mangle negro
(Avicennia germinans) y mangle botoncillo (Conocarpus erectus). Se
consideraron áreas de manglar con diferentes alturas de dosel. La mayor área
corresponde a manglar chaparro (1-3 m de altura) dominado por mangle rojo.
Otros humedales
Incluye la vegetación hidrofita de Tular*, vegetación hidrofita o halofita con
individuos de mangle dispersos o en forma de pequeños islotes y terrenos salinos
costeros con poca cubierta vegetal.
Sin vegetación
Conjunta áreas sin vegetación aparente y con erosión, dunas costeras, marismas y
playas.
Cuerpos de agua
Engloba a bahías, esteros, lagunas, ríos, cenotes, aguadas, etc.
Otros
Reune la cobertura de nubes y la sombra derivada de las mismas.
*Asociación vegetal de plantas herbáceas enraizadas sobre terrenos pantanosos, en orillas de lagos y lagunas
principalmente. Se caracteriza porque sus componentes tienen hojas alargadas y angostas o carecen de ellas. Se les
conoce como Tules y pertenecen principalmente a los géneros Typha spp., Scirpus sp. y Cyperus spp.
Posteriormente se calcularon las matrices y las
tasas de cambio, que sintetizaron los principales
cambios del tiempo t al tiempo t+n de las distintas
categorías presentes en los mapas. La matriz
dedetección de cambios contiene información del
cambio de una clase a otra, y su arreglo posibilita el
análisis del cambio entre cada una de las clases que se
cartografiaron para los alrededores de la Bahía.
Los datos que se encuentran en la diagonal de
las matrices de cambio representan la superficie que no
mostró ningún cambio en el periodo de análisis,
mientras que los datos fuera de la diagonal indican las
transiciones de una clase a otra, en forma de ganancia o
pérdida (renglones y columnas respectivamente) entre
las dos fechas (Congalton y Green 1999).
A partir de los datos de la matriz de detección
de cambios se calcularon algunos índices, que muestran
la variación multitemporal entre los diferentes usos y
tipos de vegetación cartografiados, tales como los de
Estabilidad de Localización y de Residencia (Ramsey
III et al. 2001). La estabilidad de localización mide la
capacidad de una clase para mantenerse en un mismo
sitio, y toma valores entre 0 y 100; el límite superior
indica que la cobertura total de la clase se mantuvo en
el mismo sitio sin presentar pérdidas, mientras que el
límite inferior implica un cambio total en la
distribución espacial de la clase.
La estabilidad de localización (EL) se estimó
de acuerdo con la siguiente ecuación:
[(cobertura año inicial - pérdida cobertura año inicial)]
EL =
*
100
cobertura año inicial
La estabilidad de residencia es una medida de
la razón del cambio neto de una clase. Toma valores
negativos, cuando la cobertura de la clase es menor en
el año final que en la fecha inicial; valores positivos,
cuando la clase aumenta con respecto al año inicial; y
puede tomar valores de cero, cuando la clase no
presenta un cambio neto. La formula para calcular la
estabilidad de residencia (ER) es:
230
Protegidas (ANPs) de cada país, las cuales tienen
ligeros traslapes (Fig. 2).
La distribución del uso del suelo y de la
vegetación para los alrededores de la bahía de
Chetumal se presenta en las figuras 2 y 3. Se observa
que el paisaje de esta región está dominado por
coberturas naturales, siendo la clase vegetación natural
la de mayor extensión (291, 305 ha), seguida por otros
humedales y manglares.
[(cobertura año final – cobertura año inicial)]
ER =
*
100
cobertura año inicial
Para conocer las tasas de cambio, primero se
calculó el año inicial del mosaico de imágenes SPOT,
el cual fue 2005. La fecha se calculó a través de un
análisis de frecuencia de los años en que se tomaron
imágenes Spot. Posteriormente se obtuvieron las
superficies para cada uso del suelo y tipo de
vegetación, y se calcularon las tasas de deforestación,
de acuerdo con una ecuación de la FAO (1996):
⎛S ⎞
δ n = ⎜⎜ 2 ⎟⎟
⎝ S1 ⎠
1/ t
−1
(1)
δ
Donde, n = tasa de cambio anual (para
expresar en % hay que multiplicar por 100), S1=
superficie de las coberturas en 1990, S2= superficie de
las coberturas en 2005, y t= periodo de tiempo
analizado.
El cálculo de la pérdida anual neta para cada
tipo de vegetación se llevó a cabo con la siguiente
ecuación:
Pa =
( S 2 − S1 )
t
(2)
Donde, Pa = pérdida anual en superficie, S1=
superficie de la cobertura en 1990, S2= superficie de la
cobertura en 2005, y t= periodo de tiempo analizado.
El tercer índice que se calculó fue el de Valor
de Importancia Espacial, para las categorías más
importantes. Este índice proporciona información
cuantitativa sobre la representatividad espacial de las
categorías del mapa, utilizando la frecuencia (número
de polígonos) y el área relativa (Díaz-Gallegos et al.
2008b).
Figura 2. Distribución del uso de suelo y vegetación en
1990 de los alrededores de la bahía de Chetumal.
Las actividades agrícolas y pecuarias están
concentradas en la parte oeste, agudizándose más en la
parte sur-oeste de la Bahía, básicamente en los
alrededores de las ciudades de Chetumal (México) y
Corozal (Belice), donde también se concentra la mayor
porción de vegetación secundaria derivada de las
actividades agrícolas. La parte este de la Bahía se
encuentra en mejor estado de conservación desde el
punto de vista espacial; en esta área se establece la
mayor parte de tipos de vegetación hidrófila, entre los
cuales se encuentran los manglares (Fig. 3).
Los recorridos de campo llevados a cabo para
validar el mapa de 2005 se concentraron en la porción
mexicana de la Bahía (Fig. 3), debido a que estuvieron
dirigidos a validar el mapa de los manglares de
México, realizado por la CONABIO. Sin embargo, se
pudo recopilar información fotográfica con mayor
detalle del uso del suelo y los tipos de vegetación de
casi toda el área de estudio (Fig. 3). Dicha información
Distribución del uso del suelo y la vegetación
La delimitación del área de vegetación que rodea a la
Bahía se hizo en un sistema de información geográfica,
integrando criterios ambientales, biológicos y de
infraestructura. El área de estudio incluyó la totalidad
de la Bahía perteneciente a (Chetumal) México y 95 %
de la parte de (Corozal Bay) Belice (Fig. 1). La
superficie total del área de estudio es de 771,721 ha,
incluyendo el cuerpo de agua de la Bahía (235,217 ha)
y 90 % de todos los cuerpos de agua de la región. Del
total de la Bahía, a México le corresponden 134,590
ha; el resto le pertenece a Belice. Estos datos se
obtuvieron con las imágenes spot de 2005, tomando
como base la división de las Áreas Naturales
231
Diaz-Gallegos y Acosta-Velázquez
Figura 4. Manglar chaparro con islas de vegetación
natural en la parte norte de la bahía de Chetumal,
Quintana Roo. Coordenada de referencia de la toma N
19° 04' 38.7" - W 87° 48' 50.8".
Figura 3. Distribución del uso de suelo y vegetación en
2005 en los alrededores de la bahía de Chetumal.
fue utilizada para hacer más confiable y precisa la
clasificación de las imágenes.
Para la porción de Belice no se contó con este
tipo de información; no obstante, las clases de
cobertura son las mismas que se identificaron en la
porción mexicana, debido a que el área de estudio es un
sistema con las mismas particularidades ambientales y
biológicas, por lo que la información cartográfica
obtenida para ese país también se puede considerar
confiable.
Con relación a las ANPs decretadas en los
alrededores de la Bahía, se puede considerar que éstas
conservan el 65 % del total del área de estudio, y
espacialmente se aprecian en buen estado de
conservación (ver figura 4). Sin embargo, se
registraron algunos polígonos de vegetación
secundaria, de agricultura y de infraestructura carretera
al interior de ANPs (ver figura 5), que, aunque
actualmente no significan una amenaza severa, se debe
poner atención en estas áreas para evitar que se
continúen expandiendo.
Figura 5. Manglar en buen estado de conservación
cerca de Xcalak, Quintana Roo, pero fragmentados por
carreteras que dan acceso a las playas: en la costa y
riviera maya se sigue dando este patrón de alteración
que afecta los ecosistemas costeros. Coordenada de
referencia de la toma N 18° 57' 20.1" W87° 37' 56.2".
la tasa de cambio anual más alta (-0.65 %),
disminuyendo ~300 ha cada año, concentrándose esos
cambios mayormente en el sur de la Bahía.
Respecto a los usos del suelo, la clase agrícola
/ pecuaria, los asentamientos humanos y la vegetación
secundaria tuvieron incrementos muy importantes. La
mayoría de estos cambios son permanentes, ya que la
vegetación secundaria no mostró una recuperación
importante, y se concentran en la franja que va desde el
límite norte de nuestra zona de estudio, Bacalar y
Chetumal, en México, hasta Corozal, en Belice; sin
embargo, estos cambios son más agudos en el paisaje
entre Chetumal y Corozal. En esta sección solo se
encontraron pequeños fragmentos de selvas, con una
tendencia a ser totalmente sustituidos por campos
agrícolas y pecuarios. El establecimiento de esos
sistemas productivos podría estar afectando a la
diversidad de la fauna regional, ya que se está
Tasas de cambio
La pérdida neta por uso del suelo y tipo de vegetación
cartografiada para la Bahía se presentan en la Tabla 3.
Las selvas medianas y bajas subperennifolias
disminuyeron alrededor de 950 ha cada año, lo que
significó una tasa de -0.32 % en el periodo de análisis;
sin embargo, los manglares fueron los que registraron
232
Tabla 3. Superficie y tasa anual de cambio del uso de suelo y vegetación de los alrededores de la bahía de
Chetumal. n.a.= no aplica.
Clase
Asentamiento humano
Agrícola / Pecuario
Carreteras
Vegetación secundaria
Vegetación natural
Manglar
Otros humedales
Sin vegetación
Cuerpos de agua
Otros
Total
1990
ha
5,357
26,114
1,731
24,745
305,541
46,911
87,315
665
265,497
7,844
771,721
%
0.69
3.38
0.22
3.21
39.59
6.08
11.31
0.09
34.40
1.02
100.00
2005
ha
7,613
30,457
2,391
26,242
291,305
42,571
86,402
1,072
266,429
17,240
771,721
interrumpiendo la conectividad ecológica con las selvas
y manglares del sur de Belice, con una consecuente
repercusión en la conexión e integridad del Corredor
Biológico Mesoamericano.
%
0.99
3.95
0.31
3.40
37.75
5.52
11.20
0.14
34.52
2.23
100.00
Cambio neto (ha)
2,256
4,343
660
1,497
-14,237
-4,340
-913
407
932
n.a.
Tasa de cambio (%)
2.37
1.03
2.18
0.39
-0.32
-0.65
-0.07
3.23
0.02
n.a.
secundaria mayor de 15 años presenta valores
espectrales similares a las selvas), ya que los parches
de la “Vegetación secundaria” por lo regular tienen
formas cuadradas o rectangulares, además la estructura
y composición de especies difiere considerablemente
entre estas clases.
Los manglares mostraron cambios negativos y
fue la clase con la menor capacidad para mantenerse en
una misma área, con estabilidad de localización de ~86
%. Presentaron una transición importante, ya que
~2,474 ha pasaron a ser “Otros humedales” y 1,212 ha
cambiaron a “Cuerpos de agua”; esto puede entenderse
porque el ecosistema de manglar es el que recibe los
impactos más importantes por huracanes y tormentas, y
muchas de estas áreas quedan como suelos desnudos
con poca cobertura vegetal, clasificándose entonces
como “Otros humedales”. Aunque se registraron 1,126
ha de “Manglar” desplazadas por “Vegetación natural”,
esta pérdida se explica por confusión espectral entre
ambas clases y no es significativa. Pese a lo anterior, se
registró una transición de nuevos parches de “Manglar”
por “Otros humedales" (1,341 ha) lo cual compensó la
pérdida de la clase“Manglar”, resultando en una
disminución neta de 9 % específicamente para el
Manglar. Este tipo de transiciones son frecuentes en las
zonas costeras debido principalmente a la influencia de
huracanes y tormentas tropicales, los cuales son
frecuentes en el área de estudio.
Durante los recorridos de campo en agosto de
2008 se detectaron áreas importantes de manglar
afectadas por el huracán Dean (Fig. 6); sin embargo,
esas áreas no se consideraron en la cartografía que aquí
se presenta, porque la fecha de nuestras imágenes más
recientes es 2005. Cabe mencionar que la zona de
manglar con mayor afectación (~6,800 ha) fue la franja
Tendencias de cambio
Las matrices markovianas, del intercambio de
superficie y las probabilidades de transición de los
cambios globales, detectadas entre las categorías de los
mapas se encuentran en las Tablas 4 y 5.
La clase “Vegetación secundaria” tuvo menor
capacidad de mantenerse en la misma área; su
estabilidad de localización fue del 51 %, desplazando
principalmente a la “Vegetación natural” (8,225 ha) y a
la “Agrícola / Pecuaria” (1,907 ha); también, siendo
desplazada por esas mismas clases, lo que demuestra la
dinámica temporal de la actividad agrícola en la zona
de estudio.
La clase “Vegetación natural” presentó una
alta EL (92.58 %), lo que indica que la mayoría de los
parches de esta vegetación se mantuvieron
espacialmente en la misma área; no obstante, registró
pérdidas netas, con una ER negativa (-2.59). Sus
pérdidas y ganancias más importantes fueron por
“Vegetación secundaria” y “Agrícola / Pecuaria”. Esto
se explica porque las selvas medianas se desarrollan en
áreas con suelos más profundos y fértiles, con aptitud
media para la actividad agrícola y pecuaria, mientras
que las selvas bajas son utilizadas para establecer
cultivos de arroz y pastizales, entre otros.
Se registraron alrededor de 6,000 ha que se
transfirieron de la “Vegetación secundaria” a
“Vegetación natural”, lo cual no puede considerarse
como un error de clasificación (aunque la vegetación
233
Tabla 4. Matriz de intercambio de superficie y probabilidades de cambio del uso de suelo y vegetación en los
alrededores de la bahía de Chetumal, para el periodo 1990-2005. Los números entre paréntesis se calcularon con
respecto a la superficie total del área de estudio. El número entre paréntesis corresponde a la probabilidad de
transición de categoría (ns: no significativo); n.a.= no aplica.
2005
1990
Total
Clase*
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
1.
5,327
(0.69)
977
(0.127)
28
(0.004)
413
(0.054)
658
(0.085)
106
(0.014)
15
(ns)
30
(0.004)
57
(0.007)
2
(ns)
7,613
2.
2
(ns)
20,840
(2.7)
5
(ns)
8,639
(1.119)
858
(0.111)
10
(ns)
34
(ns)
25
(0.003)
44
(0.006)
30,457
3.
12
(ns)
32
(0.004)
1,688
(0.219)
45
(0.006)
461
(0.060)
53
(0.007)
45
(0.006)
1
(ns)
51
(0.007)
2,391
4.
4
(ns)
1,907
(0.247)
4
(ns)
16,043
(2.079)
8,225
(1.066)
7
(ns)
20
(ns)
1
(ns)
31
(0.004)
26,242
5.
9
(ns)
2,227
(0.289)
5
(ns)
5,988
(0.776)
276,846
(35.87)
1,126
(0.146)
1,043
(0.135)
5
(ns)
24
(ns)
4,031
(0.522)
291,305
1
(ns)
416
(0.054)
40,338
(5.227)
1,341
(0.174)
12
(ns)
191
(0.025)
271
(0.035)
42,571
146
(0.019)
86,402
2
(ns)
6.
1
(ns)
7.
36
(0.005)
1
(ns)
43
(0.006)
1,643
(0.213)
2,474
(0.321)
81,544
(10.57)
1
(ns)
514
(0.067)
8.
49
(0.006)
1
(ns)
33
(0.004)
333
(0.043)
19
(ns)
4
(ns)
614
(0.08)
18
(ns)
13
(ns)
3
(ns)
58
(0.008)
1,212
(0.157)
727
(0.094)
1
(ns)
264,299
(34.25)
115
(0.015)
266,429
31
(0.004)
37
(0.005)
9,543
(1.237)
1,567
(0.203)
2,543
(0.33)
366
(0.047)
3,153
(0.409)
17,240
31,246
299,041
46,911
87,315
665
265,497
7,844
771,721
1
(ns)
9.
10.
26,114
1,731
1,072
Total
5,357
EL
99.45
79.81
97.49
51.34
92.58
85.99
93.39
92.38
99.55
n.a.
ER
42.12
16.63
38.13
-16.01
-2.59
-9.25
-1.05
61.14
0.35
n.a.
*Clases. 1: Asentamiento humano, 2: Agrícola / pecuario, 3: Carreteras, 4: Vegetación secundaria, 5: Vegetación natural, 6:
Manglar, 7: Otros humedales, 8: Sin vegetación, 9: Cuerpos de agua, 10: Otros.
Tabla 5. Matriz de probabilidades de cambio por clases de uso de suelo y vegetación en los alrededores de la bahía
de Chetumal, para el periodo 1990-2005. La matriz se calculó con respecto a la superficie total de cada clase.
2005
1990
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
Total
1990
0.365
5.427
8.649
1.393
0.195
0.389
0.751
0.020
100.000
0.017
28.365
2.817
0.032
0.111
0.002
0.081
0.144
100.000
70.580
1.899
19.289
2.205
1.872
0.078
0.061
2.144
100.000
7.268
0.014
61.133
31.342
0.027
0.078
0.002
0.004
0.118
100.000
0.764
0.002
2.056
95.037
0.387
0.358
0.002
0.008
1.384
100.000
0.000
0.002
0.000
0.003
0.977
94.755
3.149
0.027
0.449
0.637
100.000
0.000
0.042
0.001
0.050
1.902
2.863
94.377
0.001
0.595
0.169
100.000
Clase
1.
2.
1. Asentamiento humano
69.978
12.832
2. Agrícola / Pecuario
0.006
68.426
3. Carreteras
0.516
1.355
4. Vegetación secundaria
0.015
5. Vegetación natural
0.003
6. Manglar
7. Otros humedales
3.
8. Sin vegetación
0.045
4.608
0.053
3.123
31.052
1.736
0.379
57.329
1.637
0.038
100.000
9. Cuerpos de agua
0.001
0.005
0.000
0.001
0.022
0.455
0.273
0.000
99.201
0.043
100.000
10. Otros
Total 2005
0.000
0.178
0.002
0.215
55.354
9.090
14.750
0.000
2.122
18.289
100.000
70.565
95.481
71.034
102.271
246.440
112.942
115.542
57.831
104.909
22.986
1000.000
234
de satélite permitió obtener mapas de uso del suelo y
vegetación confiables y con poca confusión espectral
entre las distintas categorías cartografiadas.
Los tipos de vegetación con mayor amenaza
en la zona de estudio fueron las selvas bajas y
medianas subperennifolias y los manglares. Los
cambios principales ocurrieron entre el límite norte del
área de estudio y Chetumal, en México, y Corozal, en
Belice. Los cambios registrados en esta parte de los
alrededores de la Bahía, amenazan la conectividad
ecológica con los ecosistemas de selvas y manglares de
Belice, y con ello la funcionalidad ecológica y
biológica del Corredor Biológico Mesoamericano.
Para lograr un entendimiento más profundo de
la dinámica de cambios de uso del suelo en los
alrededores de la Bahía, es necesario realizar un
análisis espacio - temporal con series de tiempo y con
periodos de tiempo cortos, además de que este tipo de
resultados deben correlacionarse con factores
socioeconómicos, que provengan de bases de datos
confiables.
Figura 6. Franja de manglar costero muy perturbado
por el paso del huracán Dean, en la zona de Mahahual,
Quintana Roo. La regeneración natural de este
ecosistema necesita alrededor de 10 años. Coordenada
de referencia de la toma N 18° 41' 39.8" W87° 43'
18.1".
costera que va desde Mahahual a Xcalak, conocida
como Corredor turístico Costa Maya: de esa superficie
el 85 % se encuentra severamente deteriorado, debido
posiblemente a la intrusión salina por las marejadas
provocadas por el huracán. El resto presenta una
perturbación moderada, en los alrededores y al norte de
Xcalak. La recuperación natural de estas áreas puede
tomar 10-15 años, por lo que se deben implementar
programas de restauración en esta área para disminuir
el periodo de recuperación.
A lo largo de la franja de manglar costero se
observaron trazos y delimitaciones de terrenos que
fragmentan aun más a este ecosistema (Fig. 7). Esto es
un patrón que se observa a lo largo de toda la Riviera
Maya, y su afectación puede considerarse de gran
magnitud, ya que la subdivisión de este ecosistema
afecta la integridad y funcionalidad ecológica, además
de que limita aun más su regeneración.
Figura 7. Franja de manglar en regeneración (después
del paso del huracán Dean) al norte de Xcalak,
Quintana Roo. Se nota el desmonte de manglar para
delimitación de terrenos y construcción de caminos.
Coordenada de referencia de la toma N 18° 45' 8.6"
W87° 40' 41.8".
Reconocimientos
Importancia espacial
Los valores de importancia espacial para las categorías
mapeadas se presentan en la Tabla 6. La categoría con
mayor representación en ambas fechas fue “Vegetación
natural” (selvas medianas y bajas subperennifolias); no
obstante, su representatividad espacial disminuyó en
2005. Asimismo, las clases “Asentamientos humanos”
y
“Vegetación
secundaria”,
incrementaron
significativamente su representatividad. Un dato
relevante es que la vegetación secundaria se encuentra
con una frecuencia relativa elevada, indicando que se
encuentra muy dispersa, lo que refleja un alto grado de
fragmentación en la “Vegetación natural”.
Este estudio se llevó a cabo en el ámbito del proyecto
“Los manglares de México: estado actual y
establecimiento de un programa de monitoreo a largo
plazo”, que está realizando la Coordinación de
Percepción Remota, Dirección de Geomática de la
CONABIO,
financiado
por
la
CONABIOSEMARNAT. Se agradece ampliamente a la Secretaría
de Marina, que proporcionó la infraestructura necesaria
para realizar los vuelos en helicópteros para la
validación de campo. Se agradece a los doctores Julio
Espinoza Ávalos, Gerald Islebe y Héctor Hernández
Arana, por sus acertados comentarios que permitieron
mejorar este escrito.
Consideraciones finales
El método híbrido utilizado para clasificar las imágenes
235
Tabla 6. Representatividad espacial de las clases de uso de suelo y vegetación en los alrededores de la bahía de
Chetumal.
Clase
1990
2005
Asentamiento
humano
Agrícola/Pecuario
Vegetación
secundaria
Vegetación
natural
Manglar
Otros humedales
Sin vegetación
Frecuencia
%
Superficie
%
Valor de
importancia
Frecuencia
%
Superficie
%
Valor de
importancia
0.2
0.7
0.5
0.2
1.0
0.6
13.5
3.4
8.4
14.0
3.9
9.0
18.9
4.0
11.5
22.4
3.4
12.9
21.0
38.7
29.9
19.9
37.7
28.8
11.0
26.2
1.0
6.1
11.3
0.1
8.5
18.7
0.5
9.5
24.1
1.1
5.5
11.2
0.1
7.5
17.7
0.6
Literatura citada
Escobar, N. A, 1986. Geografía general del Estado de
Quintana Roo. 2nd ed. Fondo de Fomento Editorial
del Gobierno del Estado de Quintana Roo, 89 p.
FAO, 1996. Forest Resources Assessment 1990.
Forestry Paper 130. Roma, Italia: FAO.
Galletti, H. 1999. La selva maya en Quintana Roo
(1983–1996), trece años de conservación y desarrollo
comunal. En La Selva Maya: conservación y
desarrollo, eds. R. Primack, D. Bray, H. Galletti e I.
Ponciano, Editorial Siglo XXI, México. 53-73.
García, E. 1973. Modificaciones al sistema de
clasificación climática de Koeppen. Instituto de
Geografia, UNAM.
Geist, H. y E. Lambin. 2002. Proximate causes and
underlying driving forces of tropical deforestation.
BioScience 52: 143-150.
Geoghegan, J., Cortina, S., Klepeis, P., Macario, P.,
Ogneva, Y., Roy, R., Turner II, B. L. y Vance, C.
2001. Modeling tropical deforestation in the southern
Yucatán peninsular region: comparing survey and
satellite data. Agriculture Ecosystems & Environment
85: 25-46.
Houghton, R. A. 1994. The worldwide extends of landuse change. Bioscience 44: 305-306.
Mas, J. F. y H. Puig, 2001. Modalités de la
déforestation dans le sud-ouest de l’état du
Campeche, Mexique. Canadian Journal of Forest
Research 31: 1280-1288.
Masera, O. 2002. Bosques y cambio climático en
América Latina. Análisis y perspectivas. En La
transición hacia el desarrollo sustentable.
Perspectivas de América Latina y el Caribe, comp.
E. Leff, E. Escurra, I. Pisanty y P. Moreno, 211-235.
México, D.F.: Instituto Nacional de Ecología.
Congalton, R. G. y K. Green. 1999. Assessing the
accuracy of remotely sensed data: Principles and
practices. Florida, USA: Lewis Publisher.
Cortina, V. S., P. Macario. y Y. Ogneva. 1999.
Cambios de uso del suelo y deforestación en el sur de
los estados de Campeche y Quintana Roo, México.
Investigaciones Geográficas, UNAM 38: 41-56.
Díaz-Gallegos, J. R., G. García, O. Castillo e I. March.
2001. Uso del suelo y transformación de selvas en un
ejido de la Reserva de la Biosfera Calakmul
Campeche. Investigaciones Geográficas, UNAM 44:
39-53.
Díaz-Gallegos, J. R. y J. F. Mas. 2008. Deforestation
monitoring and its accuracy assessment: the case of
Southeast Mexico. En Deforestation Research
Progress, (eds) I. Sanchez y C. L. Alonso. ova
Science Publishers, Inc. 109-126 pp. Nueva York,
EEUU.
Díaz-Gallegos, J. R., J. F. Mas y A. Velázquez. 2008.
Monitoreo de los patrones de deforestación en el
Corredor Biológico Mesoamericano, México.
Interciencia. 33,12:882-890.
Díaz-Gallegos, J. R. y J. A. Velázquez. 2008.
Evaluación de la exactitud del mapa de distribución
de los manglares de México. Informe Interno,
Dirección de Geomática, CONABIO. 12 p. México
DF.
Ellis, E. y C. Beck. 2004. Dinámica de la vegetación y
uso del suelo en los bosques tropicales de la zona
maya de Quintana Roo. En Uso, conservación y
cambio en los bosques de Quintana Roo, ed. N.
Armijo y C. Llorens, Universidad de Quintana Roo,
2003-230.
236
Ramsey III, E. W., G. A. Nelson y S. K. Sapkota. 2001.
Coastal change analysis program implemented in
Louisiana. Journal of Coastal Research 17: 53-71.
Sánchez, O. e Islebe, G., 1999. El Herbario Ecosur
Unidad Chetumal como herramienta para el
conocimiento de la fitodiversidad de la Península de
Yucatán, México. Floresta Veracruzana (3), 37-41.
Segundo-Cabello, A. 1999. Cambio en el uso del suelo
y vegetación en la zona sur de la laguna Bacalar de
Quintana Roo, México. Tesis Maestría en Ciencias,
El Colegio de la Frontera Sur, Chetumal, Quintana
Roo.
Turner II, B.L., S. Cortina, D. Foster, J. Geoghegan, E.
Keys, P. Klepeis, D. Lawrence, P. Macario, S.
Manson, Y. Ogneva, A. Plotkin, D. Pérez, R. Roy, B.
Savitsky, L. Schneider, B. Schmook y C. Vance.
2001. Deforestation in the Southern Yucatán
Peninsular region: an integrative approach. Forest
Ecology and Management 154: 353-370.
237
25
Áreas naturales protegidas en la región
T. CAMARENA-LUHRS (✉) Y O. LARA-LÓPEZ
Proyecto para el Sistema Arrecifal Mesoamericano, Fisheries Compound,
Princess Margaret Drive, Ciudad Belice, Belice, CA. agaricia@hotmail.com
Resumen
Se presentan las características básicas, tanto legales como de manejo, utilizadas como
herramientas para la conservación de siete áreas naturales protegidas en la región de la
bahía de Chetumal, de acuerdo con el análisis de los datos obtenidos durante el desarrollo
del Proyecto para el Sistema Arrecifal Mesoamericano, del manejo de áreas marinas de la
región, del trabajo conjunto con diversas instancias y de la información escrita obtenida de
diferentes fuentes. Son cuatro áreas naturales protegidas incluidas dentro de la Bahía de
Chetumal/Corozal y tres áreas aledañas que se encuentran en el área de influencia, tanto de
México como de Belice. Se presentan las experiencias compartidas, las conclusiones y las
recomendaciones obtenidas tras varios años de trabajo conjunto en el diseño para el manejo,
la coordinación, la recaudación de fondos, la capacitación del personal y otras herramientas,
para tratar de contribuir a la conservación de esta zona transfronteriza, la cual tiene gran
importancia ecológica.
Abstract
After analyzing the data which were obtained during the implementation of the
Mesoamerican Barrier Reef Project, the direct management of marine protected areas and
the joint work with many of the organizations and authorities in the region, complemented
with published and non published scientific literature, we present the basic characteristics
both legal and for management used as tools for the conservation of seven natural protected
areas: the four included within the Corozal/Chetumal Bay and the three located in the area
of influence. The shared experiences, conclusions and recommendations obtained after
several years of joint work for management design, coordination, fund raising, resources,
training and other tools, are presented with the aim of contribute for the conservation of this
large ecological important trans boundary zone.
Introducción
Un área natural protegida (ANP) es un espacio
geográfico bien delimitado por un país dentro de su
territorio, para proteger su biodiversidad y sus riquezas
naturales. La conservación de los recursos naturales
debería ser una prioridad en la política ambiental de
todos los países. Las ANPs son espacios naturales
terrestres, marinos y/o costeros de nuestros territorios
que el estado decide conservar a perpetuidad por sus
valores naturales, culturales y/o paisajísticos.
En la región de la bahía de Chetumal (nombre
dado en México) / Corozal (nombre dado en Belice) se
localizan siete áreas naturales protegidas; tres en
México y cuatro en Belice. De ellas, cuatro están
realmente dentro de la Bahía: la Bahía de Chetumal
Santuario del Manatí, en el lado mexicano, y el
Santuario de Vida Silvestre de la Bahía de Corozal, la
Reserva Marina y Parque Nacional Bacalar Chico y la
Reserva Natural Shipstern, en el lado beliceño. De la
parte externa de la Bahía se consideraron el Parque
Nacional Arrecifes de Xcalak y la Reserva de la
Biosfera Banco Chinchorro, en el Caribe mexicano, y
la Reserva Marina de Hol Chan, en el Caribe beliceño.
En este capítulo se describen las principales
características de cada una de estas ANPs, las medidas
de conservación que se han implementado y se presenta
un mapa general de la región.
ECOSUR, 2009
Áreas naturales protegidas
ARRECIFES DE XCALAK
1. Programa de Manejo
El programa de manejo de este Parque es el resultado
de la participación directa de la comunidad de Xcalak,
y cuenta con el consenso de todas las instituciones
gubernamentales y no gubernamentales relacionadas
con el Parque Nacional Arrecifes de Xcalak (PNAX).
Integra diferentes fundamentos y herramientas, como el
Plan de Desarrollo Urbano del H. Municipio de Othón
P. Blanco y el Programa de Ordenamiento Ecológico
Territorial de la Región Costa Maya. Esta participación
inclusiva permitirá lograr el manejo adecuado de los
recursos costero-marinos, a través de la identificación
de la problemática, el establecimiento de estrategias y
la implementación de acciones que involucren
activamente a los responsables de su ejecución. Se
publicó el 8 de octubre de 2004 en el Periódico Oficial
del Gobierno del Estado de Quintana Roo y en la
página Web de la Secretaría de Desarrollo Urbano y
Medio Ambiente.
Métodos
Se realizó una búsqueda bibliográfica, con base en la
cual se elaboraron fichas específicas para cada una de
las ANPs. Un porcentaje importante de la información
presentada se obtuvo durante el trabajo de campo
efectuado para establecer la línea base para el
monitoreo de la efectividad de manejo, utilizando la
metodología desarrollada dentro del Proyecto para el
Sistema Arrecifal Mesoamericano (SAM/TNC, 2005).
Las fuentes principales de información para cada ANP
que se revisa en este trabajo son como sigue:
www.qroo.gob.mx/seduma/ (Santuario del Manatí),
Majil y Alamilla, 2007 (Santuario de la Bahía de
Corozal), www.ambergriscaye.com y www.canari.org
(Bacalar Chico), www.shipstern.org/ (Shipstern),
www.conanp.gob.mx/
(Arrecifes
de
Xcalak),
www.conanp.gob.mx/ (Banco Chinchorro) y el
Departamento de Pesca de Belice (Hol Chan).
2. Descripción del área y diversidad biológica
El PNAX limita al sur, en la frontera de Belice, con la
Reserva Marina Bacalar Chico, al este con el Mar
Caribe y al oeste con la bahía de Chetumal, que incluye
al Santuario del Manatí. La única población
directamente relacionada con el parque es la del propio
poblado de Xcalak, constituida principalmente por
pescadores y sus familias.
La zona tiene una longitud aproximada de 22
km en su eje norte-sur y una anchura de 2 km enfrente
del canal Bacalar Chico. En general, en su parte
terrestre es una región plana, ligeramente por encima
del nivel medio del mar; la zona oeste, a lo largo del
litoral de la Bahía de Chetumal, está conformada por
marismas cubiertas por manglares y/o pastizales sujetas
a inundación durante las mareas altas de primavera y
tormentas tropicales.
En la región Xcalak-Belice el rasgo
característico es el relieve topográfico submarino, ya
que frente al poblado de Xcalak se encuentra una
cordillera arrecifal atípica para el sistema arrecifal
quintanarroense, conocida por los habitantes del área
como "La Poza". El rasgo más significativo de este
sitio es la existencia de macizos y canales, semejantes a
los de un arrecife frontal típico, a una profundidad
significativamente menor (aproximadamente 3-5 m)
que en el resto de las formaciones frontales de los
arrecifes del Estado (aproximadamente 15 m), aunque
los macizos son de menor elevación.
En esta ANP se ha reportado un total de 43
especies de corales escleractinios hermatípicos
pertenecientes a 23 géneros y 10 familias, y 28 especies
de corales gorgonáceos que pertenecen a 12 géneros y
4 familias. En este Parque Nacional se identificó un
total de 98 especies de peces arrecifales pertenecientes
La localización geográfica y los polígonos de cada una
de las siete ANPs de la región se presentan en la figura
1. En la Tabla 1 se presentan las principales
características de cada una de ellas, y a continuación se
describen individualmente.
Figura 1. Mapa de la ubicación y de los polígonos de
cada una de las siete áreas naturales protegidas de la
región de estudio.
239
Camarena-Luhrs y Lara-López
Tabla 1. Resumen de características de las siete áreas naturales protegidas de la región.
Nombre
Categoría de manejo
Fecha
de decreto
Otros
reconocimientos
Zona Sujeta a
Conservación Ecológica
24 Oct. 1996
Arrecifes de Xcalak
Parque Nacional
27 Nov. 2000
Sitio RAMSAR
Banco Chinchorro
Reserva de la Biosfera
19 Jul. 1996
Sitio RAMSAR,
M&B/UNESCO
Bahía de Corozal
Santuario de Vida
Silvestre
28 Abr. 1998
Bacalar Chico
Reserva Marina y Parque
Nacional
1998
Hol Chan
Reserva Marina
1987
Shipstern
Reserva Privada, puede
ser donada al gobierno
?
Extensión
(ha)
Total: 281,320
Marina: 180,000
Terrestre: 101,320
Total: 17,949
Marina: 13, 495
Terrestre: 4,454
Total: 144,360
Marina: 143, 778.09
Terrestre: 581.91
Total: 72,050
(toda acuática)
Patrimonio
Mundial de la
Humanidad
Patrimonio
Mundial de la
Humanidad
Total: 11,400
Marina: 6,284.7
Terrestre: 5,115.3
Total: 1,634
Total: 11,000
(toda terrestre)
a 24 familias. A lo largo de La Poza se identificó un
total de 37 especies de corales escleractinios
(pertenecientes a 18 géneros y 5 familias), 2 especies
de hidrocorales pétreos del género Millepora, 32
especies de corales gorgonáceos (pertenecientes a 11
géneros y 4 familias) y 78 especies de peces arrecifales
(pertenecientes a 39 géneros y 22 familias). Se
registraron 11 géneros y 14 especies de gasterópodos y
bivalvos, destacando la presencia de cinco especies de
caracoles gigantes. Se han registrado 79 especies de
macroalgas bentónicas en los arrecifes de la rompiente,
del arrecife frontal y del arrecife posterior,
pertenecientes a 43 géneros de las divisiones
Clorophyta, Phaeophyta y Rhodophyta; también se
consideró un agregado de diversas especies de
microalgas de la división Cyanophyta. En la zona de La
Poza se identificó un total de 56 especies de
macroalgas, pertenecientes a 35 géneros y 18 familias;
además se registró un agregado de varias especies de la
división Cyanophyta.
La región de Xcalak es un corredor de
intercambio faunístico con el Cayo Ambergris, Belice,
cuyo escaso grado de perturbación de la vegetación
hace suponer la existencia de una gran diversidad de
fauna silvestre. Se registraron 31 especies de
mamíferos, 17 de ellas protegidas. Se estima la
presencia de 155 especies de aves para el área, tanto de
residentes como migratorias; así mismo, se han
registrado 27 especies de anfibios y reptiles.
Se identificaron cuatro tipos de vegetación: 1)
halófita o de duna costera, con Ambrosia hispida,
Sesuvium portulacastrum y Canavalia rosea, matorral
costero de Bumelia americana y Pithecellobium
keyense, y selva baja costera con Pouteria
Programa
de manejo
País
Sí
México
Sí
México
Sí
Requiere
actualización
México
Última fase
de
aprobación
Belice
Belice
Sí
Requiere
actualización
Sí
Belice
Belice
campechiana y Metopium brownei; 2) manglar, con
tres comunidades dominantes (Rhizophora mangle,
Avicennia germinans y Conocarpus erectus); 3)
marismas de Elaeocharis cellulosa, Salicornia
perennis, Sporobolus virginicus y Avicennia
germinans; y 4) zacatal, con predominio de Spartina
spartinae y selvas baja inundable y baja caducifolia.
En el área del PNAX y su zona de influencia
se encuentran diversos ecosistemas interdependientes
(arrecifes de coral, humedales, lagunas costeras, playas
y selva) en buen estado de conservación, y que son
susceptibles de ser aprovechados de manera sustentable
mediante actividades económicas alternativas, como la
pesca deportiva de liberación o el cultivo de esponjas,
que beneficien a las comunidades asentadas en la zona.
3. Problemática
La problemática del PNAX se compone principalmente
de cuatro elementos: el biológico, la pesca, el
desarrollo turístico y la infraestructura para el
desarrollo. La problemática de la porción marina del
parque es el número de pescadores que desarrollan sus
actividades sin ninguna vigilancia y sin permiso. Por
ejemplo, se han utilizado trampas dentro de las lagunas
Huach y Santa Rosa, actividad que se encuentra
prohibida, pero pescadores furtivos las continúan
instalando ya que no existe vigilancia suficiente por la
autoridad correspondiente.
Otra amenaza para el parque es el crecimiento urbano
de Xcalak, ya que el municipio de Othón P. Blanco
planea un crecimiento estimado hasta de10,000
habitantes a mediano plazo, por lo que es necesario
planear la infraestructura urbana de este crecimiento
240
para minimizar los impactos ecológicos derivados por
el incremento de la presión turística.
3. Problemática
Recientemente se han incrementado las actividades de
turismo náutico-recreativas, particularmente de buceo
autónomo, siendo los pescadores los que en algunos
casos prestan los servicios. Cuando se realizan con
guías no capacitados y conscientes pueden causar gran
deterioro en los corales por contacto de los buzos y el
anclaje de las embarcaciones.
Otro problema serio es la sobreexplotación
pesquera, especialmente del caracol, y la presencia de
pescadores piratas o furtivos que no respetan cuotas de
captura ni tiempos de vedas, lo cual va en detrimento
de los pescadores cooperativados que deben respetar
cuotas y vedas.
4. Relevancia Ecológica
En 1995 los pobladores de Xcalak demostraron su
interés en la conservación y manejo sustentable de los
recursos naturales al solicitar apoyo del Gobierno
Federal para el establecimiento de un área natural
protegida, con el apoyo de la Asociación Civil Amigos
de Sian Ka’an, A.C. y el Centro de Recursos Costeros
de la Universidad de Rhode Island. El resultado fue la
publicación del decreto de creación del "Parque
Nacional Arrecifes de Xcalak" en el Diario Oficial de
la Federación el 27 de noviembre de 2000.
BANCO CHINCHORRO
Se publicó el 25 de septiembre de 2000, después de un
largo proceso de consenso, especialmente en cuanto a
la zonificación, a través de un Consejo Asesor. Fue
elaborado con el apoyo de diversas organizaciones,
donde destacan Amigos de Sian ka’an, The Nature
Conservancy (TNC), Altos Hornos de México y las tres
Sociedades Cooperativas de Producción Pesquera que
pescan en esa zona, entre otras.
Banco Chinchorro es una estructura única en México
en cuanto a su geología, extensión y alta biodiversidad
marina. Cuenta con áreas de anidación y descanso de
aves migratorias, y en la parte oriental se presenta el
fenómeno de “pesqueros”, que son agregaciones con
fines reproductivos de peces de relativamente gran
tamaño, principalmente de meros. Particularmente
importantes son Cayo Norte y Cayo Centro, los dos
islotes de mayor tamaño en BCh (el otro es Cayo
Lobos, de no más de 0.42 ha) por ser zonas de desove
de las tortugas caguama, carey y blanca. La especie de
cocodrilo (Crocodylus acutus) que habita en BCh está
protegida por ley bajo la categoría de protección
especial.
Otro rasgo de BCh son los diversos pecios
presentes, los cuales han sido producto del
encallamiento de barcos desde el siglo XVI hasta
nuestros días.
Banco Chinchorro (BCh) es un complejo coralino
considerado por algunos autores como un atolón, a
pesar de que la distancia que lo separa del continente lo
hace formar parte del gran cinturón de arrecifes del
Atlántico Occidental.
Tiene forma elíptica y en su interior presenta
una gran laguna arrecifal, que incluye un banco
arenoso, orientado de norte a sur, de 46 km de largo y
15 km de ancho en dirección este-oeste: su superficie
es de 800 km2.
El Banco está bordeado por crecimientos de
masas coralinas que están más desarrolladas en la
porción Oeste. En el margen Este, el arrecife tiene
menor desarrollo y es discontinuo.
La laguna arrecifal es somera y presenta
fondos arenosos cubiertos por extensas praderas de
pastos marinos, zonas de algas, y áreas de cabezos y
parches coralinos.
La fauna y flora de Bch está caracterizada por
la presencia de gran cantidad de especies que abarcan
un espectro biológico de formas, colores, hábitos de
vida, tamaños y abundancias único entre los
ecosistemas marinos. Presenta gran heterogeneidad
física, que conforma hábitat específicos asociados a la
topografía coralina, la profundidad y la exposición al
oleaje. El mosaico resultante alberga especies de
importancia ecológica y comercial, como langosta y
caracol, y es el tipo de ecosistema marino en donde la
biodiversidad alcanza su máxima expresión.
SANTUARIO DEL MANATÍ
De conformidad con el decreto de creación, el
Gobierno del Estado, por conducto de la Secretaría de
Desarrollo Urbano y Medio Ambiente, en coordinación
con El Colegio de la Frontera Sur (ECOSUR) y la
Universidad de Quintana Roo (UQROO), formularon
el Programa de Manejo el 20 de agosto de 1999 en el
Periódico Oficial del Estado.
El ANP Bahía de Chetumal Santuario del Manatí
(BChSM) se encuentra ubicada en el extremo sureste
del Estado de Quintana Roo; limita al norte con una
porción de la carretera Cafetal-Mahahual, al sur con el
país de Belice, al este con Costa Maya y al oeste con la
ciudad de Chetumal y las comunidades de Laguna
Guerrero, Calderitas y el ejido La Península.
La BChSM abarca 281,320 ha, que incluyen el
canal Bacalar Chico, la laguna Chile Verde, la parte
inundable del arroyo Raudales, que conecta la Bahía
241
con Laguna Guerrero, el cauce del río Hondo, hasta el
poblado de El Palmar, y la línea de frontera
internacional entre México y Belice, sobre la bahía de
Chetumal, que mide aproximadamente 82 km y 14 km
a lo largo del río Hondo y el río Azul.
Se han identificado siete tipos de ecosistemas,
con 17 asociaciones típicas de vegetación, en los que se
han registrado 26 Órdenes de flora, con 70 Familias y
295 especies, de las cuales 48 se encuentran con algún
estatus según la NOM-059 -SEMARNAT-2000.
De igual manera, se han registrado 180
especies de vertebrados, representados por 11 especies
de anfibios, 28 de reptiles, 96 de aves y 45 de
mamíferos, de las cuales 110 especies se encuentran
con algún estatus de protección. Dentro de la BChSM
se puede encontrar una fauna diversa, como el jaguar
Panthera onca, el tigrillo Felis weidii, el venado cola
blanca Odocoileus virginianus var. yucatenensis, el
tepezcuintle Agouti paca, el mono araña Ateles
geoffroyi, el tucán Ramphastos sulfuratus, el pavo de
monte Agriocharis ocellata, dos especies de cocodrilo
(Crocodylus acutus y Crocodylus moreletii), la tortuga
blanca de río Dermatemys mawii, la serpiente de
cascabel Crotalus durissus, y el manatí del caribe
Trichechus manatus manatus, entre otros.
El principal objetivo por el que se estableció
esta zona como área protegida es la conservación y
aseguramiento de la permanencia de la población más
importante de manatíes, que se comparte con Belice.
Trichechus manatus es una especie que está
considerada por la Unión Mundial para la
Conservación de la Naturaleza como vulnerable en
todo su ámbito de distribución. En lo que concierne a la
fauna acuática, se tiene la presencia en el área de
delfines nariz de botella, peces y algunos moluscos en
el río Hondo, además de algunos cenotes en la laguna
Bacalar y en la bahía de Chetumal.
recientes sufridos en su hábitat: la especie está
considerada en peligro de desaparecer. En nuestro país,
Quintana Roo es uno de los estados con mayor
presencia de manatíes y en el que más estudios se han
realizado (ver capítulo respectivo). La bahía de
Chetumal les proporciona relativamente bajo impacto
humano y una diversidad de hábitats, como lagunas,
canales con marismas y cayos cubiertos de manglar,
pastos marinos, algas y otro tipo de vegetación
subacuática que constituyen su alimento. Asimismo, la
Bahía tiene baja profundidad y una gran extensión de
zonas someras, temperatura del agua cálida, salinidad
variable y fuentes naturales de agua dulce que
mayormente prefieren esos organismos.
BAHÍA DE COROZAL
Se decretó en 1998 por el Departamento Forestal,
entonces bajo el Ministerio de Recursos Naturales,
Industria y Comercio. Fue declarada bajo el Acta de
1981 de los Sistemas de Parques Nacionales, capítulo
215, de las Leyes de Belice, revisadas en la Edición del
año 2000.
Existen varias versiones desde principios de los años
90, de las cuales la última (2007) es de muy buena
calidad, y se encuentra en la última fase del proceso de
revisión, pero no se ha publicado.
Se localiza en el norte de Belice; incluye
principalmente aguas territoriales, aunque también a
algunos cayos. El Santuario colinda con la línea costera
y con la línea imaginaria que separa Belice de México;
hacia el sur está limitado por dos líneas este-oeste (a
diferente latitud), entre Deer Cay y Swab Cay, la
primera, y entre Mosquito Cay y Sand Cay, la segunda.
El Santuario de Vida Silvestre no debe ser
manejado aisladamente de las áreas protegidas
aledañas. Para poder manejar los recursos naturales de
manera sustentable, y al mismo tiempo poder mantener
la biodiversidad, es imperativo aplicar un manejo
costero integrado de manera binacional, estableciendo
un diálogo entre los manejadores del Santuario del
Manatí (al norte) y de la Reserva Marina Bacalar Chico
(al este). Con ello se lograrían mejores resultados que
cada país actuando por su lado, y poder así cumplir con
los objetivos de manejo de áreas protegidas
colindantes.
Los mecanismos bilaterales, como la Alianza
México-Belice para el Manejo de los Recursos
Comunes (BEMANCOR), deben ser capitalizados para
coordinar el intercambio de información, incrementar
la capacidad de los socios manejadores, realizar
investigación conjunta y eficientar la vigilancia. Toda
la Bahía se considera muy sensible, con grandes
3. Problemática
La expansión del desarrollo urbano es la amenaza más
inmediata hacia los ecosistemas y sus elementos
constituyentes. Dentro del área del santuario se han
identificado los siguientes efectos de dicho desarrollo:
remoción de material costero, remoción y relleno de
manglares, deforestación de selvas, fragmentación del
hábitat, disminución de especies acuáticas, reducción
de la población de manatíes por actividades
antropogénicas, alteración de flujos de agua
subterránea, contaminación química, contaminación
orgánica y por desechos sólidos, y la introducción de
especies exóticas, como la Casuarina.
En la actualidad existen relativamente muy pocos
manatíes debido a la explotación desmedida que
ocurrió en el pasado, aunada a los cambios más
242
amenazas por la contaminación, ya que actúa como una
cuenca de almacenamiento que se vacía muy
lentamente hacia el Mar Caribe. Los ríos Nuevo y
Hondo representan el principal aporte de agua dulce, al
vaciar 1,500 millones de m3 anualmente. Estos ríos
conectan a la Bahía con humedales, lagunas y cenotes,
lo que influencia las condiciones climáticas e
hidrológicas, tanto de Belice como de México.
Se tiene aquí una oportunidad para el manejo
de humedales que debe tomar un enfoque a nivel
binacional. La planeación puede tomar en cuenta
medidas de conservación y políticas de manejo
regionales, especialmente enfocadas en los sitios
Ramsar.
BACALAR CHICO
La Reserva Marina y Parque Nacional Bacalar Chico
fue establecida en 1996 por el gobierno de Belice. El
Ministerio de Agricultura y Pesca y el Ministerio de
Recursos Naturales, a través del Departamento de
Pesca y el Departamento Forestal, son las agencias con
responsabilidad del manejo de esta reserva. Su
protección se decretó bajo el Acta de Pesca “Fisheries
(Amendment) Act Number 89 of 1996, National Parks
Act 1981 (terrestrial component) SI 88 of 1996”.
Los objetivos del plan de manejo de esta reserva son
practicar una pesquería sustentable, regular los
deportes acuáticos, conducir y colaborar con la
investigación científica, proveer oportunidades de
trabajo para los guías de turismo, y evitar la pesca
furtiva y otras actividades ilegales que amenacen la
salud de su flora y fauna. La principal herramienta de
manejo es la zonificación, ya que existen zonas de “no
pesca”, denominadas como de “preservación” y
“conservación”; también se estableció un área de
importancia especial, para la protección de las
agregaciones de desove de varias especies de peces que
tienen importancia comercial.
3. Problemática
La integridad ambiental de los ambientes marinos del
área protegida puede ser destruida si desarrollos
urbanos o construcción de hoteles de gran escala y
densidad se dieran sin regulaciones en las áreas
costeras, los cuales afectarían negativamente a los
ecosistemas únicos de manglar, aves, cocodrilos y otras
poblaciones silvestres.
Los efectos de aguas negras sin tratamiento
arrojadas a la Bahía por los habitantes de la ciudad de
Chetumal (población 350,000) son preocupaciones que
pueden requerir cooperación transnacional a través del
Acuerdo Bilateral México-Belice. La Bahía ha servido
como un depósito de contaminantes, incluyendo
metales pesados, y los bagres son vulnerables a los
contaminantes debido a sus hábitos alimenticios
bentónicos.
Otras fuentes de contaminantes son: la basura,
aceite de los motores fuera de borda, pintura para
embarcaciones, pesticidas y fertilizantes de las
prácticas de acuacultura río arriba, tanto en el río
Hondo como en New River, los problemas de drenaje
del poblado de Corozal (por falta de conciencia
ecológica y vigilancia de las autoridades responsables),
y los drenajes industriales, principalmente de los
ingenios azucareros.
La reserva se encuentra en la plataforma costera
externa de Belice, en la región de Ambergris, en el
extremo norte de la barrera arrecifal beliceña. La
Reserva Marina y Parque Nacional Bacalar Chico
incluye lagunas insulares, zonas inundables, arenas
movedizas, manglares y vegetación costera de playa,
que hospedan muchas especies características de la
península de Yucatán. Esta es la única zona en donde la
barrera arrecifal beliceña toca tierra firme (en Rocky
Point) e incluye los sitios de Belice más importantes
para la anidación de las tortugas marinas verde y
caguama (entre Rocky Point y Robles Point). Contiene
varios sitios arqueológicos mayas relevantes. Ahí
mismo se forma un sitio geológico único, de
importancia nacional, ya que las facies de la cresta
arrecifal y del arrecife posterior antiguos se encuentran
expuestas a la atmósfera.
Entre la vida silvestre reportada para la
reserva se encuentran varias especies de aves
endémicas para la península de Yucatán, así como otras
especies de interés ecológico. Para resaltar la
importancia de esta zona, cabe mencionar la
observación de más de 14,000 aves de 10 especies que
fueron registradas en una hora, durante el mes de
octubre de 1995. Se ha registrado un total de 187
especies de aves, 40 de mamíferos, 58 de reptiles, 22
de anfibios y 171 especies de invertebrados. La
vegetación del área es de alta diversidad, con 254
Además de altas densidades de manatíes, esta área
protegida tiene franjas de manglar, así como islotes que
sirven de criadero a varias especies de peces, y proveen
de refugio a aves migratorias y satisfacen actividades
recreativas a los pobladores de asentamientos aledaños,
como de Consejo, Corozal, Copper Bank, Chunox y
Sarteneja.
Desafortunadamente, y a pesar del decreto
inicial de conformación, esta área protegida puede
considerarse virtualmente como “de papel”, ya que no
se han realizado actividades de manejo ni se ha
reconocido un Plan de Manejo.
243
especies, que conforman un total de 11 comunidades en
categorías diferentes.
Esta ANP beliceña tiene el potencial para
implementar una reserva transnacional entre México
(Parque Nacional Arrecifes de Xcalak) y Belice, con el
fin de asegurar la conectividad de ecosistemas
terrestres y marinos de la región.
3. Problemática
El canal es visitado regularmente por embarcaciones
turísticas de San Pedro, Cayo Caulker y algunas de la
ciudad de Belice. Las (cuatro) zonas de uso incluyen
tres tipos de hábitats (barrera arrecifal, praderas de
pastos marinos y manglares), de la siguiente manera:
Las Zona A y la Zona D (shark alley) incluyen a la de
barrera arrecifal; la B es la mayor e incluye praderas
de pastos marinos; la Zona C está constituida por
manglares y pastos marinos en la punta más al Sur de
San Pedro.
3. Problemática
Las actividades principales que se llevan a cabo dentro
de la reserva son la pesca y el turismo, y los principales
conflictos nacen a partir de la pesca furtiva proveniente
de pescadores mexicanos.
El programa de manejo de la RMHC ha permitido un
importante aumento en las densidades poblacionales y
un aumento en las tallas promedio de especies de gran
importancia ambiental y/o económica, como peces y
langostas, principalmente por su buen desempeño
como zona de “no tocar”.
Por su gran importancia, además de su estatus de
Parque Nacional y Reserva Marina, está catalogada
como parte de un sitio que es Patrimonio Mundial de la
Humanidad.
HOL CHAN
La Reserva Marina Hol Chan (RMHC) se decretó en
1987 (Section 7 of the Fisheries (Amendment Act) of
1983).
SHIPSTERN
Con más de 17 años de existencia, Shipstern se
encuentra hoy en día en proceso de convertirse en
Parque Nacional, gracias al aporte económico para su
compra y donación al gobierno de Belice, y de
donantes alrededor de mundo. Esta ANP está
considerada por la comunidad internacional informada
como proyecto ejemplar, que muestra buenas pautas
para la conservación y que son una realidad en el
trabajo de campo, como el uso de materiales locales en
las construcciones, y la eliminación de la roza-tumba y
quema para los cultivos.
En diciembre de 1988 se publicaron en la Gaceta
Oficial las regulaciones de la RMHC, definiendo tres
zonas de uso, con reglas y regulaciones para cada una
de ellas: en la Zona A solo se permiten actividades
recreativas (no extractivas), como el buceo libre y el
autónomo; en las zonas B y C se pueden realizar
deportes y pesca comercial, con un permiso especial de
la Administración de Pesquerías. La reserva tiene ahora
cuatro zonas y varias sub-zonas para usos especiales.
La Sección 8A de las Regulaciones (Enmiendas) de
1999 fueron utilizadas para designar a la Zona D como
zona de usos múltiples, compuesta por un área de uso
general y dos zonas exclusivas para recreación. Dentro
del área de uso general se permite la pesca comercial, y
las áreas exclusivas para la recreación son “Shark Ray
Alley” y “Amigos Del Mar Wreck”. El buceo Scuba y
el alimentar a los peces por parte de los turistas está
prohibido en “Shark Ray Alley”.
Estas regulaciones ya habían sido enmendadas
en 1994 para propiciar el manejo de la reserva a través
de una Mesa Directiva. De manera similar, las
Regulaciones Pesqueras de 1977 también se aplican en
el interior de RMHC.
La Reserva Privada o Natural de Shipstern se ubica en
la parte noreste de Belice, en el Distrito de Corozal,
entre los poblados de Chunox y Sarteneja. En esta
Reserva se han registrado las cinco especies de felinos
con las que cuenta Belice, la Danta o Tapir (Tapirus
bairdii) y una gran cantidad de especies de plantas y
otros animales.
La Laguna de Shipstern es el hábitat de
muchas aves costeras y de ambientes de humedales. La
Reserva es un punto estratégico para el arribo de aves
de América del Norte que migran en invierno.
Debido a su remota ubicación, la Reserva
Natural de Shipstern aún alberga una vida silvestre de
impresionante diversidad, incluyendo reptiles y
anfibios (con más de 70 especies), y mariposas que
están representadas por más de 270 especies.
Es la única región de Belice en la cual se
definen claramente y en alternancia una época seca y
otra húmeda. Más de diez tipos de vegetación son
diferenciables en la Reserva. El raro bosque costero
El canal Hol Chan, el punto de mayor interés de la
reserva, donde se concentra la mayor cantidad de
especies marinas, se encuentra aproximadamente a
cuatro millas al Sureste de San Pedro, en el cayo
Ambergris.
244
seco de de la palma kuka sólo existe en Belice en esta
Reserva. Este tipo de vegetación se encuentra
únicamente en tres áreas costeras de la península de
Yucatán, entre Cancún y Belice, aunque está
desapareciendo rápidamente a causa del desarrollo
turístico a lo largo de toda la península.
Recomendaciones
•
3. Problemática
El bosque costero seco de Shipstern fue completamente
destruido en 1955 por el Huracán Janet y desde
entonces un proceso de regeneración se ha llevado a
cabo sin grandes alteraciones. Varias especies de
árboles encuentran refugio en la Reserva; sin embargo,
la tala de árboles, tanto legal como ilegal, ha
disminuido la abundancia de éstos de manera
dramática. En la parte marina, la pesca furtiva y el
turismo no regulado son una amenaza importante para
la conservación.
Los patrullajes se llevan a cabo durante el día
por toda la Reserva, y en áreas remotas se lleva a cabo
en patrullajes de 2 a 3 días de duración, con
permanencia en pequeños campamentos establecidos
que permiten pernoctar a los guarda parques.
•
•
•
La Reserva Natural protege una amplia gama de
hábitats, entre los cuales podemos encontrar desde los
humedales salinos hasta los bosques húmedo y seco
tropical de Yucatán (de éste, uno de los últimos
remanentes en Belice se encuentra en Shipstern).
•
Conclusiones
•
•
•
•
•
Establecer un programa de monitoreo de la calidad
ambiental, con muestreos frecuentes y lo más
homogéneo posible en cuanto a los métodos
utilizados. Esto permitirá obtener resultados
orientados al manejo y la apropiación en el largo
plazo de manejadores de las ANPs e instituciones
académicas.
Debe darse continuidad al manejo conjunto de
estas áreas transfronterizas, tan importantes para la
conservación, y buscar un mayor reconocimiento
de esa importancia a niveles local, regional,
nacional e internacional.
Obtener reconocimientos internacionales para las
ANPs como de sitio Ramsar, M&B de la
UNESCO y sitios de patrimonio cultural de la
humanidad, lo cual es importante para favorecer la
voluntad política para su protección y la obtención
de mayor apoyo económico para implementar
políticas
de
conocimiento
científico
y
conservación.
Elaborar planes de trabajo binacional, MéxicoBelice, que permitan obtener y compartir
información y experiencias de los programas de
manejo elaborados en las ANPs de cada país.
Llevar a cabo estudios binacionales, compartir los
resultados de las diversas investigaciones y
difundirlos en publicaciones conjuntas.
Reconocimientos
Parte de las grandes prioridades durante 20002006 en el proyecto del SAM ha sido apoyar el
manejo de las áreas protegidas transfronterizas,
como las áreas de la bahía de Chetumal/Corozal.
Hay grandes logros en el manejo y conservación
de áreas protegidas de la región, especialmente en
los últimos 10 años, con apoyo de organizaciones
locales, nacionales e internacionales, pero aún
queda mucho por hacer para garantizar cabalmente
su conservación.
La presencia de agroquímicos y fertilizantes que se
usan en la región generan una preocupación
mayor, por el riesgo que representan para la salud
de la gran diversidad de organismos que aquí
habitan.
Otras dos amenazas importantes para la
conservación de la biodiversidad en las ANPs de la
región son la pesca furtiva y el desarrollo turístico
apresurado y no reglamentado.
Existen grandes diferencias en la calidad y la
cantidad de información disponible sobre cada una
de las ANP’s.
Se agradece la rápida elaboración del mapa por Grantly
Galland, voluntario de los Cuerpos de Paz de los EE.
UU y trabajando en el Proyecto SAM, lo mismo que a
todas las personas que han colaborado con este
proyecto.
Literatura citada
Diario Oficial de la Federación, México. 2000. Decreto
del Parque Nacional 2Arrecifes de Xcalak. México:
D.O.F.
SAM-TNC (Sistema Arrecifal Mesoamericano – The
Nature Conservancy). 2005. Manual para la
evaluación rápida de la efectividad de manejo de
Áreas Marinas Protegidas de Mesoamérica. SAM,
Documento Técnico No. 17.
Majil, I. y M. Alamilla. 2007. Corozal Bay Wildlife
Sanctuary management plan. Belize: Protected Areas
Conservation Unit, Forest Department, Ministry of
Natural Resources.
245
México D.F. E-mail: desarrollo@conanp.gob.mx Consulta en mayo de 2007.
www.qroo.gob.mx/seduma. Secretaría de Desarrollo
Urbano
y
Medio
Ambiente
Av. Efrain Aguilar # 418. - Chetumal, Quintana Roo
- Consulta en mayo de 2007.
www.shipstern.org. Fondation Papiliorama-Nocturama
/ ITCF, itcf@papiliorama.ch - Consulta en mayo de
2007.
www.ambergriscaye.com. Casado Internet Group Consulta en mayo de 2007.
www.canari.org. Caribbean Natural Resources
Institute. Fernandes Industrial Centre, Administrative
Building, Eastern Main Road, Laventille, Trinidad,
W.I. - Consulta en mayo de 2007.
www.conanp.gob.mx. Camino al Ajusco No. 200, Col.
Jardines en la Montaña, Deleg. Tlalpan. C.P. 14210,
246
Índice
Abadejo 108
Acarida 133
Ácaros 131
Actividades agrícolas y pecuarias 231
Acuerdos binacionales 4
Afloramientos (roca sedimentaria) 5
Agricultura 198
Agroquímicos 124, 128, 129, 155, 181, 196, 198,
203, 206, 245
Aguas residuales 2, 24, 25, 37, 100, 196-203, 205,
206, 215
Calidad de las AR 199
Agujones 106
Alcantarillado 196, 198, 202
Alga(s) 91, 206-208, 214, 215
Filamentosas 92
Álvaro Obregón 176, 181
Amenazas 2, 102, 124, 127, 139, 148, 15, 180, 186,
219, 220, 223, 225, 243, 245
Externas 220
Internas 220
Amonio 34
Anfibios 148, 240, 244, 245
Anfípodos 92
Bénticos 66
Apendicularias 65
Apertura del Caribe 7
Arácea 51
Arbustos 51, 53
Área (bahía Chetumal) 1
Áreas críticas 181, 182
Áreas marinas e hidrológicas prioritarias 155
Área Natural Protegida (nueva propuesta) 3, 174,
182
Área(s) Natural(es) Protegida(s) 41, 175, 176, 181,
182, , 192, 221, 225, 226, 228, 231, 238- 240
Legislación 221
Manejo 219
Vulnerabilidad 220
Áreas transfronterizas 245
Arenas 1
Arrastre con caña 186
Arrecife 112
Asentamientos humanos 20, 21, 24, 67, 181, 220,
232, 235
Asentamientos prehispánicos 185
Aves 159
Distribución 160
Ictiófagas 84
Migración 161
Avicennia germinans 45, 46, 52-58
Bacalar 10
Bacalar Chico 28, 29, 35, 64, 238-240, 242, 243
Bacalar Chico-Xcalak 46, 52, 56
Bagre 102, 106, 205, 206, 212, 213, 215, 216
Bahía Chetumal 62
Características hidrológicas 62
Características fisiográficas 62
Bahía Corozal 238-240, 242
Banco Chinchorro 238-241
Barracuda 113
Batimetría 13, 14
Batophora 28, 91, 92, 206-208, 212-214
Belice 46, 47, 49, 174, 175, 181, 182, 186
Bentos 92
Berger-Parker 84
Biodiversidad 1, 2, 139, 140, 174, 182, 221, 223,
227, 238, 241, 242, 245
Boquinete 110
Bosques de borde 45-49, 51, 53, 57
Bosques de cuenca 45, 46, 48, 49, 53, 54, 57
Bosques de manglar 46, 49, 57, 58
Bosques ribereños 45, 47, 48, 51, 57
Bostrichya 206, 214
Botete 102, 111
Brachidontes exusutus 206
Bromelias 50, 51
Cabo Catoche 10
Cacayuc 45, 46, 49, 51, 52, 54-56
Cacería 127
Calakmul 175, 182
Calidad del agua 2, 156, 206, 209, 212, 215
Canal de Zaragoza 2, 22, 23, 26, 28, 29, 31 38, 61,
67
Cancún 156
Candiles 107, 112
Cangrejo Eurypanopeus dissimilis 89, 206, 208, 212214
Carrizal 43
Cárstico 1, 5
Cayo Venado 176
Cayos 12, 18, 19
Cazón 184, 190
Cenotes 5, 10, 107, 108, 112, 116, 228, 230, 242,
243
Centro de Manejo Integrado de Recursos Naturales
19
Chara 28
Chechén 131
Cherna 113, 108, 184, 185, 189
Chetumal - río Hondo 12, 18, 19
Chihua 108, 113, 184, 188
Chit 131
Chlorophyta 37
Circalitoral 89
Ciricote 2
Cirripedios 66
Climatología 14
Clorofita 91
Cocodrilos 153
Actividades reproductivas 153, 154
Cobertura vegetal costera 3
Colección 90
Colémbolos 131
Coliformes fecales 3, 200-202, 205- 207,, 209, 212,
215
Co-manejo 184, 192, 193
Componentes principales 16
Comunidad 82, 83, 91
Concostráceos 66
Conectividad 226
Consejo Consultivo 218
Consejo de cuenca 4
Conservación 2, 4, 20, 29, 44, 50, 56, 112, 116, 122,
125, 128, 129, 139-141, 145, 148, 150, 152-156,
174, 175, 177, 181, 182, 191, 200, 215, 218, 219,
221, 223, 226, 227, 231, 232, 238, 240-245
Conservación de mamíferos 181, 182
Contaminación 2, 3, 20, 28, 29, 37, 38, 62, 63, 70,
88-90, 92, 94, 95, 99, 100, 102, 103, 112, 124,
127-129, 155, 165, 175, 186, 196-198, 201-203,
205-208, 212, 215, 220, 242, 243
Acuífero(s) 196, 197, 2002, 203
Organismos 205, 206, 208, 212, 214, 215
Sedimentos 205-215
Contaminación inorgánica 2
Contaminación orgánica 2, 28, 242
Contaminación química 242
Contaminantes 243
Cooperativas 184, 187
Copépodos 65
Corales (parches) 241
Corcho 131
Corredor biológico 2, 174, 175, 182, 226, 227, 233,
235
Corredor biológico mesoamericano 2, 175, 226, 227,
233, 235
Corrientes 12, 19, 20
Crecimiento urbano 155, 240
Cruceros turísticos 184
Crustáceos 94
Ctenóforos 66
Cuenca del Caribe 5
Cumáceos 66
DBO 200
Decápodos 65, 66
Deforestación 2, 89, 155, 227, 231, 242
Degradación de materia orgánica 137
Delfines 2
Desarrollo 2, 4, 6, 8, 9, 22, 28, 35-38, 43, 46, 51, 54,
59, 63, 65, 66, 82, 84, 89, 106, 107, 115, 121, 125,
152, 154, 189, 198, 199, 202, 219-221, 223-225,
227, 238, 241
Desarrollo turístico 155, 181, 219, 220, 240, 245
Desarrollo urbano 2, 221, 239, 241, 242
Descargas de aguas residuales 24
Descargas pluviales 206, 208, 209
Detergentes 206-209, 212
Deterioro 42, 46, 140, 175, 241
Ambiental 1
Manglares 46
Detritos 137
Diámetro a la altura del pecho (DAP) 46-48, 50-56
Dirección de la Reserva 218
Disturbio 89
Diversidad biológica 1, 4, 81, 148, 160, 164, 165,
175, 220, 227, 239, 241-244
Dormilones 110
Dos Bocas 175
Dos Hermanos 13, 18
Dragados 38, 103
Drenaje 10, 42, 43, 44, 89, 91, 98, 212
Sanitario 2, 3, 198, 201-203, 243
Ecosistemas costeros 160
Ejido Calderas 175
Ejido Tollocan 175
Elasmobranquios 104
Encallamiento de barcos 241
Endémicas 43, 65, 139, 140, 143, 145, 149, 150,
153, 162, 163, 167, 174, 177, 243
Enfermedades 81
Enterococos 3
Entrevistas 125
Especies alogénicas 82, 84
Especies amenazadas 3, 152, 153, 174, 177, 178, 181
Especies arbóreas 45, 47, 48, 51, 52, 57
Especies asociadas al manglar 47, 48, 51-56
Especies autogénicas 82, 84
Especies bajo protección 1, 177
Especies indicadoras 3, 37, 62, 88, 99, 100, 140, 141,
144, 145-147, 157, 207
de contaminación 37
Especies más relevantes 88
Especificidad hospedatoria 80, 81
Estacional 12, 14-18, 20
Estado larval 81, 82
Estado trófico 18, 22
Estratificación 16, 20
Estudios a largo plazo 3, 129, 165
Estudios binacionales 245
Etnozoológico 124
Eutrofización 24
Cultural 26
Evolución del Caribe 7
Examen helmintológico 81
248
Extracción de madera 45-47, 50, 51, 55, 56
Extracción de recursos 20
Faro 12, 13, 18, 19
Fauna béntica 102
Fenología reproductiva 56, 58
Fertilizantes 245
Fitoplancton tóxico 25
Foraminíferos 64
Formación Cayetano 7
Forzamiento de viento 12, 19
Fosas sépticas 196, 203
Fosfatos 34
Fracturas de Holbox 10
Fragmentación de hábitat 174, 177, 226, 227, 242
Funciones Empíricas Ortogonales 16
Gasterópodo 89
Gobios 111
Golfo de México 8
Guatemala 174, 175
Habín 131
Hábitat de anidación 155, 156
Halodule wrightii 28, 35
Helmintofauna 81
Helmintos (parásitos) 80, 81, 83-85
Heptacloro 210, 213
Herbáceas 51, 52
Herpetofauna 150
Abundancia 148
Afinidad geográfica 153
Amenazas 155
Ahogamiento 155
Consumo 155
Aprovechamiento 155
Censos nocturnos 149
Distribución 148
Mortalidad 155
Sobrevivencia de crías 155
Viabilidad de huevos 155
Hesperiidae 143, 145
Hidrocarburos 70, 89-91, 93-96, 103, 155, 203, 205208, 210-212
Hidrodinámico 12, 13
Hidrografía 13, 16
Hidrología 3, 62
Hidrometeorológicas 12, 13
Historia geológica 5
Hol Chan 238-240, 244
Holoplancton 64
Hospederos intermediarios 84, 85
Humedad 12, 14-16, 47-49
Humedales 1-3, 13, 105, 107, 122, 148, 149, 160,
163, 164, 220, 230, 231, 233, 234, 236, 240, 243,
244, 245
Huracán Dean 226
Huracanes 2, 12, 15, 16, 42, 43, 46, 163, 220, 233
Ictiofauna 102
Ictioplancton 103, 104
Impacto antropogénico 2, 4
Indicadores de contaminación 70
Índice de complejidad de Holdridge 45, 48, 50, 51
Índice de integridad biótica 112
Índice de valor de importancia 45, 48, 53
Índices tróficos 22
Ingenios azucareros 243
Insecta 133
Introducción de especies exóticas 175, 242
Inventario 102
Isópodo 66, 92
Jaguar 174, 175, 177, 179
Jaiba azul 190
Juan Sarabia 176, 181, 182
Jureles 108, 113
La Unión 176-178, 181, 182
Laguna de Shipstern 244
Laguna Guerrero 12, 17-19, 94
Laguna San Román 175
Laguncularia racemosa 45, 51, 52, 55, 56
Lagunitas 175
Largo plazo (estudios) 22, 129, 165, 192
Laurencia 32
Legislación ambiental 1
Lenguado 102, 111
Lepidópteros 140, 143
Limos carbonatados 1
Lisas 106
Litoral 89
Lixiviados 203
Lluvias 12, 15-18
Lutjánidos 81
Lutjanus griseus 80, 82-84
Lycaenidae 143
Macabí 191
Macroalgas 28, 29, 32, 33, 37
Macrobentos 88
Abundancia 89
Biomasa 89
Diversidad 89
Mahahual 235
Mamíferos marinos 84
Mamíferos terrestres 174, 177, 178
Manatí(es) 1-3, 28, 36-38, 42, 44, 67, 108, 115-122,
129, 242, 243
Abundancia 118
Áreas protegidas 116, 181
Censos aéreos 117-121
Distribución espacial de los manatíes 116, 119, 120
Mortandad 121
Radio-marcaje 117
Manejo 2, 3, 4, 22, 26, 38, 100, 149, 156, 160, 162,
164, 165, 185, 190-193, 196-198, 203, 215, 219,
221-227, 239-245
Binacional 242, 243, 245
249
Comunitario 192
de pesquerías 193
Plan de la reserva estatal Bahía de Chetumal 218
Planes 1, 145, 161, 181, 202, 207, 210, 218, 220,
222
Regional 3, 243
Manejo y conservación 160, 245
Manglar(es) 41, 45, 67 106, 226, 233
Chaparro 41
Cobertura 45, 47, 48, 50-52, 54, 55
Ecología reproductiva 56
Estructura y composición de los rodales 50, 51
Flores 47, 56-58
Frutos 47, 56-58
México 46
Mortalidad de plántulas 58
Nivel de inundación 47-49, 59
pH en agua intersticial 48
Propágulos 47, 56-58
Raíces 30, 32, 33, 35, 42, 126, 131, 133
Regeneración 45-47, 56, 57, 226
Relleno 242
Salinidad intersticial 48
Temperatura 47-49
Mangle 1, 43, 48, 53-56, 126, 133-137, 230
Mangle blanco 41, 42, 55, 57, 58, 91, 131, 230
Mangle botoncillo 41, 42, 48, 92, 131, 230
Mangle negro 41, 46, 52, 53, 57, 230
Mangle rojo 30, 31, 36, 41, 42, 46, 52, 57, 126 , 131,
132, 153, 154, 230
Manilkara zapota 45, 48-51, 55-57
Mareas 12, 19
Mariposas 139-146
Indicadoras 144-146
Matorral Costero 43
Medusas 64
Meiofauna 71
Mejillones 88, 205, 208, 212-214
Mero 83, 108
Meroplancton 66
Metales 155, 165, 200, 203, 205-208, 211-215, 243
Meteorología 14, 16
Microalgas 2
Microartrópodos 131
Cosmopolitas 137
Hojarasca 132
Holártica 137
Neártica 137
Neotropical 137
Suelo 132
Misidáceos 66
Modos (temperatura y salinidad del agua) 12, 16, 17
Mojarra 188
Molusco(s) bivalvo(s) 66, 89
Monitoreo 3, 4, 21, 22, 26, 28, 29, 38, 67, 88, 89, 99,
100, 112, 113, 139, 140, 141, 145, 146, 147, 149,
156, 197, 199, 202, 203, 206, 207, 215, 223, 228,
235, 239, 245
Najas marina 28
Nemátodos 69, 80-85
Carroñeros 69
Ciclo de vida 81, 82, 84, 85
de vida libre 70
Diversidad 69
Infecciones 80, 81, 84, 85
Parásitos 80
Modo de transmisión 80, 81, 84
Parámetros de infección (prevalencia,
abundancia e intensidad) 81, 83
Sitio de infección 84
Riqueza específica 83
Tipo de alimentación 69
Nitratos 34
Nitritos 34
Nortes (periodo climático) 12, 15, 16
Nutria neotropical 177, 124
Captura 128
Distribución 124
Estatus 125
Hábitos alimentarios 127
Nutrientes 3, 19, 21, 22, 24- 26, 28, 36, 42, 46, 54,
55, 57, 58, 62, 131, 137, 198, 201, 205-209, 212,
215, 228
Nymphalidae 139, 140, 142, 143, 145
Ocelote 174, 177, 179
Oligoquetos 66
Organoclorados 205-210, 212, 213, 215
Oribátidos 132
Ostrácodos 66
Oxígeno disuelto 16
Oxtankah 176
Pachira aquatica 45, 48-50, 53-57
Palma chit 92
Pámpano 83
Papilionidae 139, 140, 142, 143
Parásitos (ver Nemátodos)
Pargos 80-85, 108, 184, 188
Pastos 92
Pastos marinos 28, 30, 32, 67, 92
Patrimonio cultural de la humanidad 245
Patrimonio Mundial de la Humanidad 240, 244
Peces 66, 102, 104
Estuarinos 81
Salinidad 103, 105, 106
Salobres y marinos 81, 83, 84
Península de Yucatán 5
Pérdida de diversidad 164
Pérdida de hábitat(s) 2, 139, 155, 165, 174, 181, 182,
186, 227, 226
Personal de la reserva 222
Pesca 127, 128
Artesanal 184, 185, 187
250
Robalo 107
Ruppia maritima 28, 91
Sábalos 108, 184, 191
San Felipe Bacalar 176, 182
San Francisco Botes 176, 177, 181, 182
San Pedro 244
Saneamiento Ambiental 196-198, 202
Santuario del Manatí 2, 20, 22, 31, 41, 42, 44, 116,
128, 140-143, 148-151, 161, 163, 167, 174-176,
178, 181,184, 185, 192, 193, 218, 219, 223, 224,
227, 238, 241, 242
Administración de la reserva 222
Contexto 220
Insumos 222
Logros 223
Procesos de evaluación 222
Productos 223
Toma de decisiones 218
Sardina 106
Secas (periodo climático) 12, 15, 16
Secretaría de Desarrollo Urbano y Medio Ambiente
218
Sedimentaria (secuencia) 5
Sedimentos 18, 19, 89
Materia orgánica 71, 103
Selva baja inundable 43
Selva mediana subperennifolia 44
Selvas 226
Selvas medianas y bajas subperennifolias 232
Servicios ambientales 2, 220
Shipstern 238
Sian Kaán 155, 175, 177, 182
Sierra 102, 184, 189
Siete Mogotes 176
Sifonóforos 64
Sistema Arrecifal Mesoamericano 3, 4, 31, 38, 227,
238, 239, 245
Sistema Caribe 8
Sistema de información geográfica 226
Sistema Ecológico Bahía Chetumal 2
Sitios Ramsar 240, 243, 245
Sobreexplotación pesquera 113, 186, 193, 241
Subín 131
Sublitoral 89
Tamalcab 94
Tanaidáceo(s) 66, 92
Tapir 174, 177, 180, 181
Tasistal 43
Tasiste 131
Técnicas helmintológicas 82
Tectónica 5
Temperatura (aire) 12, 14-16
Temperatura y salinidad (agua) 12, 16, 18, 19
Thalassia testudinum 28, 34
Thrinax radiata 45, 48-50, 53-57
Tiburones 108, 184
de liberación 187
Deportiva 184, 186, 191, 193
Furtiva 243-245
Regulaciones 192
Responsable 193
Pescadores 102, 103, 125, 156
Pescadores piratas o furtivos 241
Pesquerías 184
Pesticidas organoclorados 155, 165
Pieridae 139, 140, 142, 143, 145
Placa(s) 9
del Caribe 9
Plaguicidas 88-91, 93-95, 103, 129, 198, 205-210,
212, 213
Planeación 221
Planta de tratamiento Centenario 199
Plantas de tratamiento 196, 198
Plataforma arrecifal 5l
Playas arenosas 155
Playas artificiales 103
Poliquetos 88
Bénticos 66
Potencial zoonótico 84
Pozas 12, 14, 20
Precipitación pluvial 12, 14, 15
Presión turística 241
Procesos hidrodinámicos 13
Productividad de macroalgas 35
Prostigmata 132
Protección Especial 153
Puma 174, 177, 179
Punta Mainada 176
Quetognatos 65
Radiación fotosintéticamente activa 34
Rancho Dos Hermanos 175
Rancho Monte Calvario 175
Rayas 102, 108, 184
Recursos herpetológicos 148
Recursos pesqueros 186
Redes de pesca 155
Región biogeográfica 133
Regiones terrestres prioritarias 175
Remoción de material costero 242
Reptiles 148, 240, 242, 244
Reserva estatal 221
Reservas transnacionales 3
Residuos sólidos 196
Retención de sedimentos 2
Rhizophora mangle 45-58
Rhodophyta 37
Río Azul 175
Río Hondo 17, 18, 20, 47-51, 53, 57, 102, 125, 131,
155, 174-178, 181, 182, 242, 243
Río Nuevo 243
Riparia 154
Riqueza específica 92
251
Tigrillo 174, 177, 179
Tilapia 112
Tipos de bosques de mangle 48
Tipos de vegetación 240, 245
Tormentas tropicales 12, 16, 20
Torneos de pesca 184, 193
Tortuga blanca 152
Sobreexplotación 152
Trampas de atajo 186
Traslape reproductivo 63
Tratamiento terciario 199
Trematoda 80
Troleo 186
Tular 43
Turismo 184
Uaymil 175
UNESCO 245
Uropodina 132
Uso de hábitat 124
Uso del suelo 125, 220, 226, 227, 229, 231, 232, 235
Uva de mar 92
Uyumil Ceh 175
Variabilidad 12, 14, 17-20
Variabilidad diurna 12, 18, 20
Veda permanente 155
Vegetación Acuática Sumergida 28
Biomasa 33, 34
Vegetación costera 41
Vegetación secundaria 226, 228, 230-236
Viento 12-16, 19, 20
Xcalak 185, 235
Yaguarundi 174, 177
Yucatán 81, 83
Zapote 131
Zona de “no tocar” 244
Zoonosis 81
Zooplacton 61
252
El sistema ecológico de la bahía de Chetumal / Corozal:
costa occidental del Mar Caribe
Se terminó de elaborar electrónicamente en noviembre de 2009, en
El Colegio de la Frontera Sur Unidad Chetumal, Av. Centenario km 5.5,
Colonia Pacto Obrero, Chetumal, Quintana Roo 77014
La coordinación editorial estuvo a cargo de Julio Espinoza Ávalos
Revisión de estilo: Ma. Guadalupe Olalde Ramos
Diseño de portada: Humberto Bahena Basave
Cuidado de la edición: Julio Espinoza Ávalos

El Sistema Ecológico Bahía de Chetumal / Corozal: Costa

Transcription

Similar documents

Usurpan datos y reciben salud

No. 4 - Septiembre

PORTADA CANCUN.qxp - Ultimas Noticias Quintana Roo

PORTADA CANCUN.qxp - Ultimas Noticias Quintana Roo

Descargar PDF

Renuncia a Siresol Wilberth Esquivel, el protegido, amigo y socio de

Caracterización del oleaje en los extremos del Tercer Juego de

argentina

Zonación vertical del macrobentos de sustratos sólidos del estuario