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Boletín de Investigaciones Marinas y Costeras - INVEMAR

Print version ISSN 0122-9761

Bol. Invest. Mar. Cost. vol.46 no.2 Santa Marta July/Dec. 2017

https://doi.org/10.25268/bimc.invemar.2017.46.2.729 

Artículos de Investigación

Análisis del estado trófico y microfitoplancton de la zona costera de la provincia del Guayas, Ecuador

Mónica Prado-España 1  

Luis Troccoli-Ghinaglia 1   2   3  

Jacqueline Cajas-Flores 1  

1 Instituto Nacional de la Pesca. Letamendi 102 y la Ría. Guayaquil-Ecuador. mprado@institutopesca.gob.ec, jcajas@institutopesca.gob.ec

2 Investigador Prometeo Senescyt-Ecuador. Edificio Público del Sector Social, Planta Baja. Av. Plaza Dañin. Guayaquil, Ecuador. luis.troccoli@gmail.com

3 Instituto de Investigaciones Científicas, Universidad de Oriente. Boca de Río, Isla de Margarita-Venezuela.


RESUMEN

En el golfo de Guayaquil se concentra la mayor actividad pesquera y acuícola del Ecuador; sin embargo, la carga de nutrientes provenientes de actividades antrópicas, afectaría la calidad del agua y diversidad de recursos pesqueros. Con el propósito de determinar el estado trófico de la zona costera y estuario interior, se recolectaron muestras de agua superficial, para medir temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, nutrientes y microfitoplancton. Además, se establecieron relaciones entre las variables hidrográficas mediante un Análisis de Componentes Principales (ACP) y entre éstas con el microfitoplancton a través del Análisis de Redundancia (ADR). Las diferencias en estructura comunitaria se determinaron mediante el Escalamiento Multidimensional no Métrico (MDS) y Análisis de Similaridad (ANOSIM), y el estado trófico empleando el índice Karydis. Se detectaron diferencias significativas entre la zona costera y estuario interior, registrando este último mayor temperatura y concentración de nutrientes, menor salinidad, transparencia, concentración de oxígeno disuelto y el nivel trófico más elevado. Se identificaron 178 especies de microfitoplancton, de las cuales 78% fueron diatomeas, 18% dinoflagelados, 2% cianofitas y 2% silicoflagelados. Se detectaron diferencias significativas en equitatividad y diversidad, con menores registros en la zona estuarina. El ADR mostró una correlación positiva (0.54; p<0.05) entre Paralia sulcata, Thalassionema nitzschioides, Thalassionema frauendeldianum con los nutrientes y negativa con salinidad. En el estuario interno se correlacionaron positivamente (0.64; p<0.05) Nitzschia longissima, Chaetoceros decipiens y Skeletonema costatum con temperatura y en forma inversa con fosfato y nitrato. Se registraron diferencias en la estructura comunitaria entre zonas, predominando S. costatum, T. fraunfeldianum y T. nitzschioides en el estuario interior y N. longissima, Guinardia striata y Leptocylindrus danicus en la zona costera. Se determinó a toda la zona de estudio como mesotrófica, no obstante, en el estuario interior los valores del índice trófico fueron más elevados debido probablemente a que recibe de manera más directa los aportes provenientes de actividades antrópicas. Se recomienda efectuar estudios con muestreos a una distancia menor a 1.8 km de la costa, para conocer el estado trófico en un área más cercana a la costa y desarrollar planes de manejo para evitar amenazas de eutrofización.

Palabras clave: Golfo de Guayaquil; Estuario; Mesotrófico; Diatomeas; Variables hidrográficas

ABSTRACT

Most fishing and aquaculture activity in Ecuador is concentrated in the Gulf of Guayaquil. However, the nutrient loads from anthropic activities could affect the water quality and the diversity of fishery resources. Surface water samples were collected to determine the temperature, salinity, dissolved oxygen, nutrients, and the community structure of microphytoplankton to determine the trophic status of the coastal zone and the inner estuary. In addition, the relation between the hydrographic variables was established through principal component analysis (PCA), and redundancy analysis (RDA) was used to analyze the effect of the environmental variables on the microphytoplankton communities. Differences in community structure were determined using multidimensional scaling analysis of similarities (MDS-Anosim), and the trophic status was established through the Karydis index. Significant differences were detected between the coastal zone and the inner estuary. Overall, the inner estuary showed a higher trophic level, with higher temperature and nutrient concentrations, and lower values for the salinity, transparency, and dissolved oxygen. Seventeen species of microphytoplankton were identified, of which 78% were diatoms, 18% dinoflagellates, 2% cyanophytes, and 2% silicoflagellates. Significant differences were detected in equitability and diversity, with fewer records in the estuarine area. The RDA showed a positive correlation (0.54; p <0.05) between Paralia sulcata, Thalassionema nitzschioides, Thalassionema frauenfeldii and nutrients and a negative correlation with salinity. In the inner estuary, Nitzschia longissima, Chaetoceros decipiens, and Skeletonema costatum were positively correlated (0.64; p <0.05) with temperature and negatively correlated with phosphate and nitrate. Differences in the community structure existed between zones, with S. costatum, T. frauenfeldii, and T. nitzschioides dominating the inner estuary and N. longissima, Guinardia striata, and Leptocylindrus danicus dominating in the coastal zone. The study area was determined to be mesotrophic. However, in the inner estuary, the values of the trophic index were higher because this area probably receives more directly the contributions from anthropic activities. Surveys with samples less than a mile from the coast are recommended to determine the trophic status in an area closer to the coast and to develop management plans to avoid threats of eutrophication.

Keywords: Gulf of Guayaquil; Estuary; Mesotrophic; Diatoms; Hydrographic variables

INTRODUCCIÓN

El papel de los estuarios en cuanto a aportes de nutrientes a la zona costera, ha sido ampliamente estudiado debido a la importancia que representa en la transferencia de energía y en la producción pesquera (Alpine y Cloern, 1992; Dutto et al, 2014; Nelson et al, 2015). Esta carga de nutrientes, se genera principalmente por el incremento de las poblaciones humanas y sus actividades en las zonas costeras, el cual, cuando es excesivo puede conducir a la eutrofización afectando la calidad y uso de los recursos de estos ecosistemas (Nixon, 1995; Cloern y Jassby, 2010; Paerl et al, 2014). Para determinar el estado trófico de los sistemas acuáticos, se han establecido índices que reflejen el nivel de deterioro de la calidad del agua, que contemplan factores como concentración de nutrientes, transparencia del agua, concentración de oxígeno disuelto entre otros y los efectos en la vida acuática como el fitoplancton, pastos marinos y macroalgas (Vollenweider, 1992; Birk et al, 2012). Todos estos índices se aplican de acuerdo con la factibilidad de medición de diversos factores y, entre ellos, se ha utilizado el índice Karydis (1992), el cual se basa principalmente en la concentración de nutrientes y tiene especificidad para cada uno de ellos; además, se aplica a varios tipos de agua, es altamente sensible a los efectos de eutrofización y es fácil de aplicar. Inicialmente este índice fue establecido como modelo para aguas europeas, pero ha sido utilizado con éxito en América, como es el caso del Golfo de México (Herrera-Silveira et al, 2004; Tapia-González et al., 2008; Moreno et al, 2010).

La medición del nivel trófico es importante para establecer el tipo de control y seguimiento en el manejo de ecosistemas en proyectos a corto y mediano plazo. Además, la tendencia actual sugiere que las investigaciones del estado trófico de la zona costera deben estar acompañados por el conocimiento de la estructura comunitaria del microfitoplancton, considerando que es la comunidad que mejor responde como indicadora de los cambios en la hidrografía costera (Hays et al., 2005; Reynolds, 2006; Vinagre y Costa, 2014). Al respecto, Tsirstis y Karydis (1998) indicaron que la diversidad del fitoplancton reacciona a los cambios en el nivel trófico si se considera que ambientes contaminados favorecen el crecimiento de pocas especies oportunistas.

En Ecuador, 70 % de los cuerpos de agua continentales desembocan en la zona costera (Rendón et al., 1983), destacándose el golfo de Guayaquil, donde se concentra la mayor parte de la actividad pesquera y acuícola del país (San Martín, 2009). Sin embargo, la carga de nutrientes que proviene de las aguas residuales sin tratamiento de origen agrícola, pecuario, doméstico, industrial y de acuacultura, le otorgaría características tróficas que podrían afectar la calidad del agua y la diversidad de recursos que en él se desarrollan. En ese sentido, los estudios sobre las características hidrográficas y biológicas de la zona costera de Ecuador, han evidenciado cambios espaciales y temporales en la estructura comunitaria del microfitoplancton en el golfo de Guayaquil, donde se ha determinado dominancia de diatomeas halotolerantes como Paralia sulcata y Skeletonema costatum, y de especies oceánicas como Rhizosolenia imbricata, Eucampia cornuta, Pseudonitzschia seriata y Guinardia striata en la zona costera (Prado et al, 2015).

En lo que respecta a estudios sobre la estructura comunitaria y su relación con las condiciones hidrográficas, éstos se han orientado principalmente a la influencia de las masas de agua de las corrientes que dominan en la costa ecuatoriana como son las corrientes de Panamá en época lluviosa y Humboldt en el período seco, utilizando la temperatura como indicador, determinando dominio absoluto de diatomeas en ambos períodos (Jiménez, 1983; Gualancañay et al., 2003, Coello et al., 2010; Prado y Cajas, 2010a, 2010b). A partir de estudios sobre el plancton y las condiciones hidrográficas realizados a 1.8 km de la costa de la provincia del Guayas, se plantea la determinación de la condición trófica en el estuario interior del golfo de Guayaquil y zona costera adyacente, en relación con la estructura comunitaria del microfitoplancton.

ÁREA DE ESTUDIO

Ecuador es un país que presenta únicamente dos estaciones: la época lluviosa de enero a mayo y la época seca de julio a noviembre, mientras que diciembre y junio, son considerados meses de transición. La provincia del Guayas está ubicada al suroeste del Ecuador y recibe la influencia de varias corrientes marinas, especialmente la fría de Humboldt en la época seca y la cálida de El Niño en la época lluviosa, produciendo un clima de tipo tropical sabana y tropical monzón con temperaturas promedio de 25° C y precipitaciones anuales entre 500 a 1000 mm (Twilley et al, 2001).

En la zona costera de esta provincia está ubicado el golfo de Guayaquil (3° S, 80° W), en el cual se han establecido un estuario exterior y uno interior; el primero tiene su límite en la plataforma a lo largo del meridiano 81° W hasta el interior de la isla Puná (80° 15' W) en las bocas de los canales El Morro y Jambelí. La profundidad del golfo de Guayaquil en la plataforma continental va desde 180 m en el borde occidental hasta menos de 20 m en la parte interior (Montaño-Armijos y Sanfeliu-Montolio, 2008).

El estuario interior es conocido como el estuario del río Guayas; al noroeste se encuentra el estero Salado, al que llegan las aguas residuales de la ciudad de Guayaquil y al sureste, el estero Churute que tiene los aportes de los ríos Taura y Churute. En el golfo de Guayaquil descargan 24 cuencas hidrográficas, siendo la más importante el río Guayas que se forma de la confluencia del Daule y Babahoyo (Twilley et al., 2001; Montaño-Armijos y Sanfeliu-Montolio, 2008).

El área de estudio corresponde a la zona de actividad pesquera frente a la provincia de Guayas y noroeste de la isla Puná, a 1.8 km de distancia del margen continental donde se ubicaron 16 estaciones, de las cuales ocho se establecieron en el área costera (estaciones 1-7 y 16) y ocho en el interior del golfo de Guayaquil (estaciones 8 a 15) (Figura 1).

Figura 1 Ubicación geográfica de las estaciones de muestreo en la provincia de Guayas. 

MATERIALES Y MÉTODOS

Muestreo y Análisis

Se realizaron recolectas superficiales entre las 08:00 y 11:00 horas, a bordo de un bote a motor fuera de borda, a 1.8 km aproximada de la costa de junio a noviembre de 2012. En cada muestreo se realizaron mediciones de temperatura y salinidad con un CTD Seabird, modelo Seacat S19. Simultáneamente, en cada estación se recolectó una muestra de agua, utilizando una botella Niskin de 5 L de capacidad, de la que se tomó 500 mL para la determinación de nitrito, nitrato, fosfato y silicato de acuerdo con la metodología de Parsons et al. (1984) y 240 mL para el análisis de microfitoplancton, conservado con solución de lugol, para su posterior análisis en el laboratorio.

La identificación de las especies de microfitoplancton se realizó siguiendo las claves de Cupp (1943), Cleve (1951), Schiller (1971), Jiménez (1983), Tomas (1997) y Bérnard-Therriault et al. (1999); en tanto que para la estimación de su abundancia se utilizó el método Utermöhl referido en Edler y Elbrächter (2010), para lo cual se empleó un microscopio invertido motorizado Leica DMI8 con software Leica Application Suite (LAS) y cámaras de sedimentación de 10 mL en las cuales se dejó reposar las muestras por 24 h. Con los datos cuantitativos se procedió al cálculo de abundancia total, abundancia relativa de grupos funcionales, índices de equitatividad, riqueza y diversidad de Shannon y Wienner utilizando el logaritmo base 2 (Tsirstsis y Karydis, 1998; Krebs, 1999).

Para caracterizar el estado trófico por zonas, en base a cada nutriente, se utilizó el Indice multivariado de Karydis (1992) mediante la fórmula

Donde IT es el índice trófico para un nutriente específico, C es la sumatoria de la concentración del nutriente por estación, Xi es la concentración mensual promedio del nutriente por estación y A es el número de estaciones.

La escala numérica que determina el nivel trófico es la siguiente: <3, Oligotrófico; 3-5, Mesotrófico; >5, Eutrófico.

Análisis de Datos

Para establecer posibles diferencias de las variables entre estaciones y meses de muestreo se realizó un análisis de varianza no paramétrico (Kruskal-Wallis, KW) luego de comprobar el no cumplimiento de los supuestos (Zar, 1996). La variabilidad hidrográfica y de estructura comunitaria entre zonas, se determinó mediante la prueba U de Mann Whitney (MW-U, Sheskin, 2004), expresándose en diagramas de cajas y bigotes de acuerdo con Boyer et al. (1997). Para establecer la relación entre las variables hidrográficas de cada zona, se realizó un Análisis de Componentes Principales (ACP) a partir de una matriz de correlación (Johnson y Wichern, 1992). La relación entre las especies relevantes de cada zona y las variables hidrográficas se determinó a través de un Análisis de Redundancia (RDA), incluyendo el test de Montecarlo (ter Braak y Verdonschot, 1995; Muylaert et al., 2009) con la trasformación a raíz cuadrada. Para establecer posibles diferencias en la estructura comunitaria del microfitoplancton entre zonas, se utilizó el análisis multidimensional no paramétrico (MDS-Anosim) y para determinar el aporte de las especies entre zonas se obtuvo el porcentaje de Similaridad SIMPER. Todos los análisis multivariados se realizaron mediante el software PAST ver 3.0 (Hammer et al., 2001).

RESULTADOS

Variables ambientales

La temperatura promedio fue de 25.2° C con el valor mínimo (24.3° C) en agosto y el máximo (26.5° C) en junio. Se detectaron diferencias mensuales y entre zonas significativas (p<0.05) con los menores registros en la zona costera (Figura 2 a y b). La salinidad promedio fue de 31.3, con el mínimo (30.6) en junio y el máximo (32.2) en diciembre. Se registraron diferencias significativas mensuales y entre zonas (p<0.05) con los menores registros en la zona interna (Figura 2 c y d).

Figura 2 Variación mensual y por zonas de: a y b) temperatura, c y d) salinidad, e y f) oxígeno disuelto, g y h) transparencia, en la zona costera (Costera) y estuario interior del golfo de Guayaquil (Estuario) frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

La concentración de oxígeno disuelto promedio fue de 7.4 mg/L, con mínimo (6.2 mg/L) en junio y máximo (8.5 mg/L) en noviembre, observándose diferencias significativas (p<0.05) mensuales y entre zonas, con los menores registros en el estuario (Figuras 2 e y f). La transparencia promedio fue de 1.9 m con el menor registro (1.3 m) en julio y máximo (2.6 m) en junio, encontrándose diferencias significativas mensuales (p<0.05) y entre zonas, con los menores registros en el estuario interior (Figura 2 g y h).

El nitrito varió de manera significativa mensual y entre zonas (p<0.05), registrándose los menores valores en la zona costera. La concentración promedio de nitrito fue de 0.25 μmol/L con el menor registro (0.16 μmol/L) en noviembre y el máximo (0.36 μmol/L) en agosto (Figura 3 a y b).

Figura 3 Variación mensual y por zonas de: a y b) nitrito, c y d) nitrato, e y f) fosfato, g y h) silicato en la zona costera (Costera) y estuario interior del golfo de Guayaquil (Estuario) frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

En el caso del nitrato, la menor concentración se presentó en septiembre (4.9 μmol/L), la máxima en noviembre (8.3 μmol/L) y el promedio fue de 5.8 μmol/L. No se registraron diferencias significativas mensuales (p>0.05) pero sí entre zonas (p<0.05) con los menores registros en la zona costera (Figura 3c y d).

El fosfato registró concentraciones entre 1.1 μmol/L en diciembre y 1.8 μmol/L en agosto; el valor promedio fue de 1.4 μmol/L. No se detectaron diferencias significativas mensuales (p>0.05) pero sí entre zonas (p<0.05) con los menores registros en la zona costera (Figura 3 e y f).

La concentración promedio de silicato fue de 45.6 μmol/L con el menor registro (13.6 μmol/L) en diciembre y el máximo (84.6 μmol/L) en junio. En este caso, las diferencias espaciales (por zona) y temporales (mensuales) fueron significativas (p<0.05), registrándose los menores valores en la zona costera (p<0.05) (Figura 3 g y h).

En general, se observó la zona costera con menor temperatura y concentración de nutrientes, pero mayor salinidad, oxígeno y transparencia en la zona costera con respecto a la zona interna del golfo de Guayaquil (Tabla 1).

Tabla 1 Promedios de variables físico-químicas de la zona costera y estuario interior del golfo de Guayaquil frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

El análisis de las variables hidrográficas a través del ACP mostró en la zona costera 73.0% de varianza acumulada en los tres primeros componentes; en el primer eje, se observó la relación entre los nutrientes en relación inversa a la salinidad y transparencia, mientras en el segundo componente la relación fue inversa entre temperatura y oxígeno disuelto (Figura 4a). En el estuario interior, la varianza acumulada en los tres primeros ejes fue de 71.0%; en el componente 1, se correlacionaron el silicato, fosfato y nitrito en relación inversa con la transparencia, salinidad y oxígeno disuelto. Mientras que en el componente 2 se detectó la correlación inversa entre la temperatura y nitrato (Figura 4b).

Figura 4 Proyección ortogonal de los dos primeros componentes del Análisis de Componentes Principales en: a) zona costera, y b) estuario interior del golfo de Guayaquil frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre del 2012. (TEMP: temperatura; SAL: salinidad; OD: oxígeno disuelto; NO2: nitrito; NO3: nitrato; PO4: fosfato; SiO4: silicato; Trans: transparencia). 

Niveles tróficos

El intervalo de variación de los valores del índice trófico estuvo entre 3 y 7, registrándose diferencias significativas del nivel trófico entre la zona costera y estuario interior, siendo esta última la que obtuvo los valores más elevados con todos los nutrientes. Es así que, para nitrito el menor valor se observó en la estación 6 que corresponde al sitio de muestreo más alejado de la costa, mientras que los mayores valores se observaron en las estaciones ubicadas en el Canal de Cascajal, Balao y Oeste de la isla Puná (estaciones 11, 15 y 16, respectivamente) (Figura 5 a y b). Para el nitrato, los valores de índice trófico fueron bajos en toda la zona costera, mientras en el estuario interior, todos los valores fueron superiores a 4 unidades Karydis, especialmente en la estación 13 que corresponde al sector de El Guabo (Figura 5 c y d). Similar tendencia se produjo con el fosfato (Figura 5 e y f) y silicato (Figura 5 g y h).

Figura 5 Variación estacional del índice trófico Karydis (I.T.) para: a) nitrito, b) nitrato, c) fosfato y d) silicato en la zona costera (Costera) y estuario interior del golfo de Guayaquil (Estuario) frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

Microfitoplancton

Se identificaron 178 especies de microfitoplancton de las cuales aproximadamente 78 % fueron diatomeas, 18 % dinoflagelados, 2 % cianobacterias y 2 % silicoflagelados (Anexo 1). La abundancia promedio del microfitoplancton fue de 7.0 x 105 cel/L con un mínimo de 4.1 x 105 cel/L en agosto y un máximo de 10.6 x 105 cel/L en julio, mostrando diferencias mensuales significativas (KW: 28.73; p<0.05) y entre zonas (MW-U: 2087; p<0.05) con la mayor abundancia en el estuario interior (Figura 6 a y b). La riqueza promedio fue de 19 especies y se detectaron diferencias mensuales (KW: 21.28; p<0.05) mostrando similar tendencia que la abundancia, puesto que el menor valor se observó en agosto (12 especies) y el mayor en julio (23 especies). No se registraron diferencias significativas de la riqueza (MW-U: 1428; p>0.05) entre zonas (Figura 6 c y d). La equitatividad mínima (0.76) se registró en agosto y la máxima (0.86) en diciembre, presentando diferencias significativas mensuales (KW: 12.71; p<0.05) y entre zonas (MW-U: 12.71; p<0.05), mostrando la mayor equitatividad en la zona costera (Figura 6 e y f).

Figura 6 Variación mensual de: a y b) abundancia, c y d) riqueza, e y f) equitatividad, g y h) diversidad del microfitoplancton en la zona costera (Costera) y estuario interior del golfo de Guayaquil (Estuario) frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

La diversidad promedio fue de 3.4 bits/Ind con el mayor valor en octubre (3.8 bits/Ind) y el menor en agosto (2.7 bits/Ind), mes en el que la abundancia fue menor. Se detectaron diferencias significativas mensuales (KW: 19.6; p<0.05) y entre zonas (MW-U: 19.6; p<0.05) con la mayor diversidad en la zona costera (Figura 6 g y h).

Al explorar las relaciones de similitud (MDS Anosim) entre las comunidades de microfitoplancton, se establecieron diferencias significativas (R: 0.44; p<0.05) entre las zonas costera y estuario interior del golfo de Guayaquil, no obstante, se observa que hay especies que se encuentran en ambas zonas, mostrando mayor heterogeneidad la zona costera, con un estrés de 0.18 (Figura 7).

Figura 7 Diagrama de análisis de Escalamiento Multidimensional (MDS) de la estructura comunitaria del microfitoplancton en la zona costera y estuario interior del golfo de Guayaquil frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

Al realizar el análisis de porcentajes de similitudes (SIMPER) para explorar los aspectos de la estructura interna de las zonas del estuario interior y costera, se notaron diferencias entre las dos zonas, distinguiéndose a Paralia sulcata, Nitzchia longissima, Skeletonema costatum y Guinardia striata como las especies que más contribuyeron a separar las zonas (Tabla 2).

Tabla 2 Resumen del análisis SIMPER de las especies de microfitoplancton en la zona costera y estuario interior del golfo de Guayaquil frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. 

El análisis de redundancia (RDA) permitió estudiar la relación entre la estructura de microfitoplancton y las variables ambientales del estuario interior y zona costera, mostrando una correlación de 0.54 y 0.58 en los dos primeros componentes con un análisis de Montecarlo significativo (p<0.05). En el primer componente se observó una elevada correlación positiva de las diatomeas Paralia sulcata, T. nitzschioides, T. frauenfeldianum, Navícula transitrans y Skeletomena costatum, con los nutrientes y correlación negativa con la salinidad. En el segundo componente se correlacionaron en forma significativa Guinardia striata, Cerataulina pelágica, Nitzschia longissima, Chaetoceros decipiens y Navícula transitrans vor derasa con la temperatura y a su vez en forma inversa al oxígeno disuelto (Figura 8a).

Figura 8 Proyección ortogonal del análisis de redundancia en a) zona costera y b) estuario interior del Golfo de Guayaquil frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre de 2012. Donde: TEMP: temperatura; SAL: salinidad; OD: oxígeno disuelto; NO2: nitrito; NO3: nitrato; PO4:fosfato; SiO4:silicato; Theccen: Thallassionema eccentrica; Csnrad: Coscinodiscus radiatus; Melomon: Melosira moniliformis; Parsul: Paralia sulcata; Thlin: Thalassiosira linmetica; Csnsp: Coscinodiscus sp.; Chdec: Chaetoceros decipiens; Ntlong: Nitzschia longissima; Odsin: Odontela sinensis; Guinstr: Guinardia striata; Cerpel: Cerataulina pelagica; Rhimb: Rhizosolenia imbricata; Chcurv: Chaetoceros curvisetus; Navtransde: Navicula transitrans var. derasa; Navtrans: Navicula transitrans; Lepdan: Leptocylindrus danicus; Sklcos: Skeletonema costatum; Thnitzs: Thalassiosira nitzschoides; Odmob: Odontela mobiliensis; Thfrau: Thlassionema frauenfeldianum. 

En la zona del estuario interior, se evidenció una correlación entre especies y ambiente de 0.64 para los dos primeros componentes y el test de Montecarlo fue significativo (p<0.05). En el primer eje se asociaron N. longissima, C. decipiens, S. costatum a temperatura y en menor grado a nitrito, en relación negativa a Coscinodiscus radiatus y Melosira moniliformis con fosfato y nitrato. En el segundo componente, el silicato estuvo correlacionado en forma inversa con las diatomeas T. frauenfeldianum, Thalassiosira limnetica, P. sulcata, N. transitrans y el dinoflagelado Gyrodinium sp, las cuales estuvieron relacionadas en forma significativa a salinidad y oxígeno disuelto (Figura 8b).

DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES

Los procesos de eutrofización a los que están siendo sometidos los estuarios en las últimas décadas han sido ampliamente discutidos por muchos autores, no solo por los aportes sólidos y líquidos provenientes de los procesos naturales de los ríos que descargan sus aguas en ellos, sino por el elevado contenido de nutrientes que se originan como consecuencia de las actividades antrópicas. Esta interacción conlleva a procesos físicos como turbidez y procesos biogeoquímicos que generan un efecto en la composición y abundancia del microfitoplancton, con la consecuente afectación a las pesquerías, acuacultura y turismo (Alpine y Cloern, 1992; Paerl et al, 2014).

En el presente estudio, las diferencias en las condiciones hidrográficas de la zona costera y estuario interior son claras, evidenciadas por las relaciones entre nutrientes, salinidad y transparencia que son diferentes para cada zona; sin embargo, también se demuestra la existencia de una interacción entre ambas debido a los aportes del estuario del golfo de Guayaquil, los cuales tienen un gran alcance que afecta gran parte del área costera (Chiriguaya y Burgos, 1990; Torres et al, 2003), además del intercambio con la zona oceánica debido al amplio régimen de mareas en la costa ecuatoriana (Fiedler y Talley, 2006). Al realizar el análisis de las variables hidrográficas en el estuario interior, la relación inversa que existió entre salinidad y oxígeno disuelto frente a las concentraciones de silicato, son evidencia de la influencia continental a través de los ríos que llevan consigo gran cantidad de sedimentos y aguas turbias, que muestran actividad en los procesos biogeoquímicos. Resultados similares han sido referidos por OTBoyle y Silke (2010) y Cloern et al. (2014), quienes destacaron las bajas concentraciones de oxígeno disuelto en estuarios.

En cuanto a la condición trófica del área de estudio, el aporte de nutrientes de origen continental en el área de estudio fue significativo; no obstante, los niveles alcanzados no llegaron a valores que indiquen un proceso de eutrofización, lo que podría ser resultado de la localización de las estaciones de muestreo, puesto que fueron ubicadas a una milla de distancia del margen continental, donde hay mucho intercambio por la dinámica de flujo de mareas (Twilley et al, 2001; Fiedler y Talley, 2006). Sin embargo, el registro de valores superiores a 3 unidades Karydis en nitrógeno y fósforo en las estaciones ubicadas en el estuario interior del Golfo de Guayaquil, es indicativo de que esta zona está en el límite de pasar del estado mesotrófico al eutrófico, por lo que es un aspecto relevante a considerar para el manejo de esta zona. Al respecto, Herrera-Silveira et al. (2002) y Herrera-Silveira y Morales-Ojeda (2009) recomiendan la utilización de categorías intermedias (oligomesotrófica y mesoeutrófica) debido a que el índice Karydis con sólo tres niveles, no permite detectar tendencias de un nivel a otro como índices más avanzados de detección del estado trófico, metodología que podría considerarse en investigaciones futuras. En ese sentido, estudios realizados en bahía de Cienfuegos en Cuba, a pesar de que todos los nutrientes presentaron un índice trófico menor a 3, fue considerada mesotrófica (Seisdedo et al., 2010). Tapia-González et al. (2008) en una laguna costera de México, obtuvieron niveles mayores a 3, por lo que calificaron a la laguna como mesoeutrófica en nitrato y silicato; resultados que son similares a los promedios encontrados en el estuario interior del Guayas. Estos niveles no son alarmantes, pero constituyen indicios de un estado inicial de eutrofización producido por los aportes fluviales, exacerbados por actividades antrópicas, que requieren evaluación a mediano plazo para ejercer planes de control (Cloern et al, 2016).

Por otra parte, los mayores registros de diversidad se registraron en octubre y los menores en agosto; así mismo que en la zona costera la diversidad fue más elevada que en el estuario interior, lo que se debería a la gran turbidez que existe en esta última zona, la cual sería originada por el aporte de materiales alóctonos, que provendrían de los ríos aportantes, puesto que normalmente los ecosistemas acuáticos tropicales, especialmente los de baja altura como ríos y estuarios, son muy turbios debido al arrastre de materiales producido por la alta lixiviación que se da en estas regiones. Esta turbiedad impide el paso de luz, situación que incide directamente en la productividad y en el flujo de energía del ecosistema, puesto que afecta el desarrollo y diversidad fitoplanctónica (Roldán y Ramírez, 2008).

Es importante considerar que al establecer las correlaciones entre especies fitoplanctónicas y ambiente, se evidenciaron procesos independientes; es decir, en la zona costera se demostró que predominaron Paralia sulcata, T. fraundeldianum, Skeletonema costatum, T. nitzschioides, que son tolerantes a amplios ámbitos de salinidad, además de estar asociadas a zonas con importantes aportes de nutrientes (Pednekar et al., 2014; Rakshit et al., 2015), como es la tendencia normal del ecosistema del golfo de Guayaquil (Chiriguaya y Burgos, 1990; Gualancañay et al., 2003; Jiménez, 2008). Mientras que especies como Guinardia striata, Cerataulina pelagica, C. decipiens estarían asociadas a aguas de temperatura baja y elevadas concentraciones de oxígeno disuelto, que representan el flujo de la corriente de Humboldt (Okuda et al., 1983; Macías, 1999; Pennington et al., 2006).

En la zona estuarina, el RDA mostró en el primer componente, la relación de C. decipiens y Nitzschia longissima asociadas a temperatura y nitrito, en correlación inversa a nitrato y fosfato; todas estas relaciones indicarían actividad en procesos biogeoquímicos que son típicas de estuarios (Huisman et al., 2004) y especies como Coscinodiscus radiatus y Melosira moniliformes son indicadoras de zonas con elevadas concentraciones de nutrientes (De et al., 2015). Mientras que en el componente 2, la presencia de especies asociadas a baja salinidad y oxígeno disuelto, así como a elevado silicato, como P. sulcata, T. limnetica, N. transitrans y Gyrodinium sp., indican los aportes fluviales, como fuente principal en el proceso de eutrofización (Day et al., 1989; Nincević-Gladan et al., 2015).

Es importante señalar a pesar de que las zonas costera y estuarina del área de estudio están en constante interacción, es posible distinguir las especies características de cada área, apreciándose que la comunidad del estuario es más homogénea que la de la zona costera, y se explica porque el estuario interior está sometido a alta turbulencia, por tanto las especies están limitadas en intensidad lumínica y adaptadas a bajas concentraciones de oxígeno, por lo que Paralia sulcata, Skeletomena costatum y T. nitzschioides, que han sido registradas como indicadoras de aguas eutróficas (Huisman et al., 2004; Garmendia et al., 2013), deben ser consideradas para estudios de línea base ambiental y de monitoreos ambientales en la interacción entre estuarios y zona costera.

En síntesis, las condiciones hidrográficas en la zona costera y estuario interior del golfo de Guayaquil, frente a la provincia de Guayas, fueron diferentes en la estructura, abundancia y diversidad del microfitoplancton. En la zona costera las especies dominantes fueron Nitzschia longissima, Guinardia striata, Leptocylindrus danicus y en el estuario interior S. costatum, Thalassionema fraunfeldianum y T. nitzschioides, que son especies más tolerantes a condiciones de turbulencia, baja de oxígeno y poca intensidad lumínica (Huisman et al, 2004).

Además, se determinó a toda la zona de estudio como mesotrófica, no obstante, en el estuario interior los valores fueron más elevados debido probablemente a que recibe de manera más directa los aportes provenientes de las actividades antrópicas, y aunque los niveles tróficos no indicaron eutrofización a 1.8 km del margen costero frente a la provincia del Guayas, se recomienda efectuar estudios a una distancia aproximada de 500 m, de modo que se refleje la situación del ecosistema en un área más cercana a la costa, y además desarrollar planes de manejo para evitar que los aportes provenientes de las cuencas de drenaje y de asentamientos urbanos incrementen la condición trófica costera.

AGRADECIMIENTOS

A Pilar Solís, Directora del Instituto Nacional de Pesca (INP) por el apoyo al desarrollo del presente trabajo y por su colaboración en la revisión de la versión preliminar. También a Mario Hurtado y Esteban Elías por la elaboración del mapa de este manuscrito. Este trabajo fue realizado con datos del proyecto "Condiciones biológica-pesqueras y artes de pesca en la franja marino costera dentro la primera milla náutica de la costa ecuatoriana" del INP, el cual fue financiado por la Secretaría Nacional de Educación Superior Ciencia Tecnología e Innovación (SENESCYT) de Ecuador.

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Anexos

Anexo 1. Listado de especies del microfitoplancton identificado frente a la provincia del Guayas entre junio y diciembre del 2012.

Diatomeas pennadas

1 Achnanthes sp.

2 Amphora cf. arenicula

3 Amphora macilenta Gregory

4 Amphora sp.

5 Asterionellopsis glacialis (Castracane) F. E. Round

6 Bacillaria paxillifera (O. F. Müller) Hendey

7 Climacosphenia moniligera Ehrenberg

8 Cocconeis placentula Ehrenberg

9 Cocconeis pseudomarginata Gregory

10 Cylindrotheca closterium (Ehrenberg) Reimann & J. C . Lewin

11 Diploneis bombus Ehrenberg

12 Diploneis bombus var. bombiformis (Cleve) Hustedt

13 Diploneis sp.

14 Diploneis splendida Cleve

15 Entomoneis alata (Ehrenberg) Ehrenberg

16 Fragilariopsis doliolus (Wallich) Medlin & Sims

17 Gyrosigma balticum (Ehrenberg) Rabenhorst

18 Gyrosigma fasciola (Ehrenberg) J. W. Griffith & Henfrey

19 Lioloma delicatulum (Cupp) Hasle

20 Lioloma pacificum (Cupp) Hasle

21 Meuniera membranacea (Cleve) P. C. Silva

22 Navicula cruciculoides C. Brockmann

23 Navicula directa (W. Smith) Ralfs

24 Navicula distans (W. Smith) Ralfs

25 Navicula lanceolata Ehrenberg

26 Navicula sp.

27 Navicula transitrans var. derasa (Grunow) Cleve

28 Navicula transitrans var. derasa f. delicatula Heimdal

29 Nitzschia acicularis (Kützing) W.Smith

30 Nitzschia longissima (Brébisson) Ralfs

31 Nitzschia navicularis (Brébisson ex Kutzing) Grunow

32 Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenhorst

33 Nitzschia sigma (Kutzing) W. Smith

34 Nitzschia sp.

35 Placoneis gastrum (Ehrenberg) Mereschkovsky

36 Pleurosigma acuminatum (Kutzing) Grunow

37 Pleurosigma acutum Norman ex Ralfs

38 Pleurosigma angulatum (Queckett) W. Smith

39 Pleurosigma elongatum W. Smith

40 Pleurosigma formosum W. Smith

41 Pleurosigma nicobaricum Grunow

42 Pleurosigma normanii Ralfs

43 Pleurosigma sp.

44 Pseudo-nitzschia delicatissima (Cleve) Heiden

45 Pseudo-nitzschia lineola (Cleve) Hasle

46 Pseudo-nitzschia pacifica Cupp

47 Pseudo-nitzschia pungens (Grunow ex Cleve) Hasle

48 Pseudo-nitzschia seriata Cleve

49 Surirella febigerii F. W. Lewis

50 Surirella sp.

51 Thalassionema frauenfeldii (Grunow) Hallegraeff

52 Thalassionema nitzschioides (Grunow) Mereschkowsky

53 Tryblionella hungarica (Grunow) Frenguelli

54 Ulnaria ulna (Nitzsch) P. Compere

Diatomeas céntricas

55 Actinoptychus senarius (Ehrenberg) Ehrenberg

56 Actinoptychus splendens (Shadbolt) Ralfs ex Pritchard

57 Bacteriastrum delicatulum Cleve

58 Bacteriastrum furcatum Shadbolt

59 Bacteriastrum hyalinum Lauder

60 Biddulphia alternans (J. W. Bailey) Van Heurck

61 Cerataulina pelagica (Cleve) Hendey

62 Chaetoceros affinis Lauder

63 Chaetoceros brevis F. Schütt

64 Chaetoceros coarctatus Lauder

65 Chaetoceros compressus Lauder

66 Chaetoceros convolutus Castracane

67 Chaetoceros curvisetus Cleve

68 Chaetoceros danicus Cleve

69 Chaetoceros decipiens Cleve

70 Chaetoceros denticulatus Lauder

71 Chaetoceros didymus Ehrenberg

72 Chaetoceros didymus var.protuberans (H. S. Lauder) H. H. Gran & K. Yendo

73 Chaetoceros eibenii Grunow in Van Heurck

74 Chaetoceros laciniosus Schütt

75 Chaetoceros lorenzianus Grunow

76 Chaetoceros peruvianus Brightwell

77 Chaetoceros radicans Schütt

78 Chaetoceros sp.

79 Chaetoceros tortissimus Gran

80 Coscinodiscus centralis Ehrenberg

81 Coscinodiscus concinnus W. Smith

82 Coscinodiscus curvatulus Grunow ex A. Schmidt

83 Coscinodiscus oculus-iridis (Ehrenberg) Ehrenberg

84 Coscinodiscus perforatus Ehrenberg

85 Coscinodiscus radiatus Ehrenberg

86 Coscinodiscus sp.

87 Coscinodiscus wailesii Gran y Angst

88 Cyclotella bodanica Eulenstein ex Grunow

89 Cyclotella comta (Ehrenberg) Kützing

90 Cyclotella meneghiniana Kützing

91 Cyclotella sp.

92 Cyclotella striata (Kutzing) Grunow

93 Dactyliosolen fragilissimus (Bergon) Hasle y Sivertsen

94 Dactyliosolen phuketensis (B. G. Sundström) G. R. Hasle in C. R. Tomas

95 Detonula pumila (Castracane) Gran

96 Ditylum brightwellii (T. West) Grunow

97 Eucampia cornuta (Cleve) Grunow

98 Eucampia zodiacus Ehrenberg

99 Guinardia delicatula (Cleve) Hasle y Sivertsen

100 Guinardia flaccida (Castracane) H. Peragallo

101 Guinardia striata (Stolterfoth) Hasle y Syvertsen

102 Helicotheca tamesis (Shrubsole) Ricard

103 Hemiaulus hauckii Grunow ex Van Heurck

104 Hemiaulus membranaceus Cleve

105 Hemiaulus sinensis Greville

106 Lauderia annulata Cleve

107 Leptocylindrus danicus Cleve

108 Leptocylindrus mediterraneus (H. Peragallo) Hasle

109 Leptocylindrus minimus Gran

110 Lithodesmium undulatum Ehrenberg

111 Melosira moniliformis (O. F. Muller) C. Agardh

112 Odontella aurita (Lyngbye) C. Agardh

113 Odontella dubia (Brightwell) Cleve

114 Odontella mobiliensis (Bailey) Grunow

115 Odontella sinensis (Greville) Grunow

116 Odontella sp.

117 Paralia sulcata (Ehrenberg) Cleve

118 Plagiogrammopsis vanheurekii (Grunow) Hasle, Von Stosch, & Syvertsen

119 Planktoniella sol (Wallich) Schutt

120 Proboscia alata (Brightwell) Sundström

121 Pseudosolenia calcar-avis (Schutze) B. G. Sundström

122 Rhizosolenia bergonii H. Peragallo

123 Rhizosolenia hebetata J. W. Bailey

124 Rhizosolenia hyalina Ostenfeld

125 Rhizosolenia imbricata Brightwell

126 Rhizosolenia ostenfeldii B. G. Sundstrom

127 Rhizosolenia robusta G. Norman ex Ralfs

128 Rhizosolenia setigera Brightwell

129 Rhizosolenia styliformis Brightwell

130 Skeletonema costatum (Greville) Cleve

131 Stephanopyxis palmeriana (Greville) Grunow

132 Stephanopyxis turris (Greville) Ralfs

133 Thalassiosira angulata (W. Gregory) Hasle

134 Thalassiosira anguste-lineata (A. Schmidt) G. Fryxell & Hasle

135 Thalassiosira eccentrica (Ehrenberg) Cleve

136 Thalassiosira lineata Jousé

137 Thalassiosira punctigera (Castracane) Hasle

138 Thalassiosira sp.

139 Thalassiosira subtilis (Ostenfeld) Gran

Dinoflagelados

140 Ceratium dens Ostenfeld & Schmidt

141 Ceratium falcatiforme E. G. Jorgensen

142 Ceratium furca (Ehrenberg) Claparède & Lachmann

143 Ceratium fusus (Ehrenberg) Dujardin

144 Ceratium incisum (Karsten) E.G.Jørgensen

145 Ceratium lineatum (Ehrenberg) Cleve

146 Ceratium pentagonum Gourret

147 Ceratium strictum (Okamura y Nishikawa) Kofoid

148 Ceratium teres Kofoid

149 Ceratium trichoceros (Ehrenberg) W. S. Kent

150 Dinophysis acuminata Claparede and Lachmann

151 Dinophysis caudata Saville - Kent

152 Dinophysis norvegica Claparede & Lachmann

153 Diplopelta asymmetrica (Mangin) Balech

154 Gonyaulax polyedra Stein

155 Gonyaulax polygramma Stein

156 Gonyaulax sp.

157 Gymnodinium catenatum H. W. Graham

158 Gyrodinium sp.

159 Ornithocercus sp.

160 Ornithocercus steinii Schutt

161 Oxyphysis oxytoxoides Kofoid

162 Prorocentrum gracile Schutt

163 Prorocentrum micans Ehrenberg

164 Prorocentrum rostratum Stein

165 Prorocentrum vaginulum (Stein) Dodge

166 Protoperidinium depressum (Bailey) Balech

167 Protoperidinium latispinum (Mangin) Balech

168 Protoperidinium pentagonum (Gran) Balech

169 Protoperidinium sp.

170 Pyrocystis noctiluca Murray ex Haeckel

171 Pyrophacus sp.

172 Pyrophacus steinii (Schiller) Wall & Dale

Cianobacterias

173 Anabaena sp.

174 Leptolyngbya sp.

175 Oscillatoria sp.

Silicoflagelados

176 Dictyocha fibula Ehrenberg

177 Ebria antigua var. simplex Schultze

178 Octactis octonaria (Ehrenberg) Hovasse

Recibido: 10 de Noviembre de 2016; Aprobado: 27 de Agosto de 2017

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