CONDICION ACTUAL DE LAS FORMACIONES CORALINAS DE ACROPORA PALMATA Y A. CERVICONIS EN EL PARQUE NACIONAL NATURAL TAYRONA (COLOMBIA)

Current condition of Acropora palmata and A. cervicornis coral formations in the Tayrona National Natural Park (Colombia).

Jaime Garzón-Ferreira, Miguel Moreno-Bonilla y Jorge M. Valderrama Vásquez

RESUMEN

Para determinar el estado de las formaciones coralinas dominadas por Acropora palmata (FAP) y A. cervicornis (FAC) en el Parque Nacional Natural Tayrona (PNNT), Caribe colombiano, se evaluaron las bahías de Chengue, Gayraca, Nenguange y Cinto entre mayo-diciembre de 2001. Se estableció la ubicación y extensión de dichas formaciones mediante barridos visuales a lo largo de la línea de costera, utilizando un flujómetro, mapas esquemáticos y un GPS, y su cobertura viva se valoró mediante cinturones de cuadrantes (1 x 10 m). Se evaluaron en total 29 FAP (119320 m²) y 12 FAC (21760 m²). Casi todas las FAP presentaron colonias vivas de A. palmata, pero la cobertura promedio de esta especie alcanzó apenas un 10%, para una extensión aproximada de 14000 m² de tejido vivo y una relación de tejido vivo: muerto de 1: 8. Sólo cuatro FAC exhibieron colonias vivas de A. cervicornis y la cobertura promedio de esta especie fue del 5%, para un área de tejido vivo de sólo 1200 m² y una relación vivo: muerto de 1: 15. Las algas constituyeron el elemento dominante del sustrato en los dos tipos de formaciones, con una cobertura del 80%, seguidas por los corales pétreos (17% en FAP y 12% en FAC) y en menor proporción arena, zoantídeos, octocorales y esponjas. La comunidad coralina estuvo compuesta por un total de 21 especies en los dos tipos de formaciones y, a pesar de la mortalidad extensiva de los acropóridos, continúa dominada por A. palmata (60%) en el caso de las FAP y por A. cervicornis (41%) en el caso de las FAC. La única otra especie que alcanzó valores importantes de cobertura fue Millepora complanata (19% en FAP y 24% en FAC), un coral oportunista que puede haber ganado espacio ante la decadencia de los acropóridos. Los resultados indican que las poblaciones de acropóridos del PNNT no han podido recuperarse después de 15 años de su mortandad masiva y, por el contrario, sugieren que su situación es ahora más dramática, coincidiendo con el escenario general que se ha diagnosticado recientemente para todo el Gran Caribe. A pesar de ello, la condición de los acropóridos en el PNNT parece mejor que en otras áreas del Caribe colombiano, por lo cual sus poblaciones sobrevivientes pueden representar reservas importantes para la conservación de las dos especies, así como para posibles programas futuros de restauración.

PALABRAS CLAVE: Acropora, Arrecifes coralinos, Conservación, Parque Natural Tayrona, Caribe.

To assess the status of coral formations dominated by Acropora palmata (APF) and A. cervicornis (ACF) in the Tayrona National Natural Park (TNNP), Colombian Caribbean, a study was conducted at the bays of Chengue, Gayraca, Nenguange and Cinto between May-December 2001. The distribution and extension of the formations in the study area were evaluated by swimming along the coast and using draft maps, a GPS and a calibrated flow-meter, and their living cover were estimated in quadrat-belt transects (1x10 m). A total of 29 APF (119320 m²) and 12 ACF (21760 m²) were assessed. Almost all the APF exhibited living colonies of A. palmata, but the mean cover by this species reached only about 10%, representing about 14000 m² of living area and a live: dead tissue proportion of 1: 8. Only four ACF had living colonies of A. cervicornis, and the mean live cover by this species was near 5%, corresponding to only 1200 m² and a live: dead tissue proportion of 1: 15. Algae was the dominant category at both types of formation, covering about 80% of the substrate, followed by stony corals (17% in APF and 12% in ACF) and in less proportion by sand, zoanthids, octocorals and sponges. The hard coral assemblage was composed by 21 species in both formations, but, despite the extensive mortality of acroporids, it continued dominated by A. palmata (60%) in the APF and by A. cervicornis (40%) in the ACF. Millepora complanata was the only other stony coral species that reached important cover values (19% in APF and 24% in ACF); this is an opportunist coral that may have been gaining dominance following the decline of acroporid species. The results of our study indicate that acroporid populations of the PNNT have not recovered after 15 years of their mass mortality, and on the contrary, suggest that their status is now more dramatic. This is coincident with the general scenario that was diagnosed recently for the status of these corals in the Wider Caribbean. However, the current condition of acroporids in the PNNT seems better than in other reef areas of the Colombian Caribbean, so that, its remnant surviving populations can represent important reserves for conservation of both species and for future restoration programs.

KEY WORDS: Acropora, Coral reefs, Conservation, Parque Natural Tayrona, Caribbean.

INTRODUCCIÓN

Los corales pétreos Acropora palmata (Lamarck) y A. cervicornis (Lamarck), con sus características formas ramificadas y altas tasas de crecimiento y regeneración, se consideran elementos fundamentales en la construcción y expansión del andamiaje arrecifal en el Caribe (Bak, 1983; García et al., 1996, Lighty et al., 1982; Meesters y Bak, 1993). Hacia finales de la década de los años setentas, los arrecifes coralinos del Caribe eran construcciones dominadas por corales vivos y mostraban un patrón de zonación característico, en el que A. palmata dominaba la cresta y las áreas someras adyacentes, mientras que A. cervicornis lo hacía en zonas de profundidades intermedias (Adey, 1978; Geister, 1977; Rützler y Macintyre, 1982). Este patrón de zonación fue afectado por cambios radicales en la estructura arrecifal que ocurrieron luego de un dramático declive de la cobertura coralina viva causado principalmente por la mortandad masiva de las poblaciones de Acropora spp. en toda la región (Aronson y Precht, 2000; Hughes, 1994; Knowlton, 1992; Miller et al., 2002; Porter et al., 1982).

La dominancia de acropóridos en las zonas someras de los arrecifes del Caribe se ha dado desde el Pleistoceno y su mortandad masiva durante los años ochenta ha sido calificada como un hecho sin precedentes por lo menos en el Holoceno tardío (últimos 3000-4000 años; Aronson y Precht, 2001; Wapnick et al., 2004) e incluso desde el Pleistoceno para el caso específico de A. cervicornis en las Bahamas (Greenstein et al., 1998). Aunque diversos factores naturales y antropogénicos han sido reconocidos como fuentes de mortalidad de acropóridos en localidades particulares, la mortandad generalizada de los años ochenta que abarcó todo el Gran Caribe ha sido atribuida principalmente a la enfermedad de la banda blanca (WBD), un síndrome poco conocido que parece ser de origen bacteriano (Aronson y Precht, 1997 y 2001; Bruckner, 2002; Bythell y Sheppard, 1993; Gladfelter, 1982; Santavy y Peters, 1997).

El drástico declive de las poblaciones de A. palmata y A. cervicornis ha sido documentado en varias localidades del Caribe colombiano (Cendales et al., 2002; Díaz et al., 1995 y 2000; Garzón-Ferreira, 1997; Garzón-Ferreira y Kielman, 1994; López-Victoria y Díaz, 2000). Particularmente, en algunas bahías del Parque Nacional Natural Tayrona (PNNT) se registraron mortalidades hasta del 60% para A. palmata y de 80% para A. cervicornis hacia finales de los años ochentas (Garzón-Ferreira y Cano, 1991). En la actualidad se conoce muy poco acerca de la condición de estas especies en el Caribe colombiano. Este estudio se hizo con el propósito de determinar el estado actual de las formaciones de estas dos especies en el PNNT luego de unos 15 años de su mortandad masiva. Se presentan datos concernientes a su ubicación y extensión, así como a la composición y cobertura de la comunidad coralina y de otros organismos sésiles asociados, y se proponen estrategias para futuros planes de manejo y conservación.

AREA DE ESTUDIO

MATERIALES Y METODOS

El trabajo de campo se realizó entre mayo y diciembre de 2001. A lo largo de la línea costera de las bahías de Chengue, Gayraca, Nenguange y Cinto, en las cuales se concentran las poblaciones más importantes de Acropora palmata y A. cervicornis del PNNT (Garzón-Ferreira y Cano, 1991), se hizo una búsqueda rápida de las formaciones coralinas construidas por estas dos especies, mediante buceo a pulmón y utilizando una embarcación como remolque. Se tuvieron en cuenta no sólo las formaciones con alta proporción de acropóridos vivos, sino también aquellas que estuvieron dominadas recientemente por estos corales pero que, a causa de su mortandad masiva, se encuentran hoy en día cubiertas totalmente o en gran parte por otros organismos y sin embargo pueden ser identificadas por la presencia de sus esqueletos característicos. Cada formación se delimitó mediante boyas fijas al fondo en puntos periféricos y se registraron sus coordenadas geográficas en el punto central con un GPS Garmin SRVY II (precisión 5 m). La extensión de cada formación coralina se midió entre boyas o extremos de la formación (largo, ancho y/o diagonales), utilizando para ello un flujómetro calibrado (Hydro-bios Kiel) y registrando el número de revoluciones que se obtuvieron después de nadar con él en línea recta entre los puntos. Los registros de revoluciones fueron transformados a metros lineales mediante una curva de calibración que se preparó previamente para dicho instrumento. Debido a que las corrientes marinas en los sitios de estudio fueron muy débiles o imperceptibles, se considera que su posible efecto sobre las mediciones fue despreciable. Los mapas finales y las estimaciones de las áreas cubiertas por las formaciones de acropóridos se llevaron a cabo por computador mediante los programas Autocad y Arcinfo en el laboratorio de Sistemas de Información Geográfica de INVEMAR.

Para evaluar la composición y estructura de la comunidad bentónica sésil en las formaciones identificadas se colocaron al azar cinturones de cuadrantes de 1 x 10 m. En cada cuadrante sucesivo (1 x 1 m) del cinturón se estimó el porcentaje de cobertura de las especies coralinas y de los demás elementos sésiles del sustrato, mediante buceo con equipo SCUBA. Para A. palmata y A. cervicornis se registró el porcentaje de cobertura muerta, la cual se definió por aquellas porciones sin tejido vivo de la colonia viviente (en las que no era viable identificar los cálices ya desgastados) y por los escombros calcáreos que eran claramente identificables como pertenecientes a estas especies. El tamaño de muestra apropiado del cinturón se determinó mediante curvas de riqueza acumulada de especies coralinas, con las cuales se observó estabilidad a partir del octavo cuadrante (Moreno-Bonilla y Valderrama, 2002). Otro de los elementos estructurales considerados fue la densidad de colonias juveniles de A. palmata y A. cervicornis, variable que se evaluó en los mismos cinturones de cuadrantes. Las colonias en estado juvenil de A. palmata muestran el patrón de ramificación (palmeado) y coloración (café rojizo) típico de los adultos, y presentan un tamaño entre 3 y 15 cm de diámetro de disco basal, el cual se caracteriza por ser redondeado y presentar un borde muy grueso y de color blanco brillante. Para el caso del estado juvenil de A. cervicornis, el disco basal presenta las mismas características de forma y coloración que en A. palmata, pero el tamaño del disco varía entre 2 y 5 cm, la ramificación es digitiforme y el color de la colonia es café amarillento. El grado de correlación entre la densidad de juveniles y la cobertura de los elementos del sustrato se analizó mediante una prueba de correlación no paramétrica de rangos de Spearman (ver Sokal y Rohlf, 1969), para lo cual se dispuso del paquete estadístico Systat 9.

RESULTADOS

Distribución y extensión de las formaciones

Cobertura de los principales organismos

En cuanto a los constructores primordiales de estas formaciones, la cobertura viva de A. palmata en las FAP del PNNT tuvo un promedio cercano al 10% y presentó valores desde cero (dos formaciones en Gayraca y Nenguange) hasta 40.5% (en Chengue) y 58.3% (en Gayraca). En las FAC la cobertura promedio de A. cervicornis vivo fue del 5%, encontrándose valores de cero en la mayoría de las formaciones y el máximo de 35.3% en una formación de Nenguange (Tablas 3 y 4). La cobertura conjunta de otras especies de corales fue superior a la de A. palmata en la mayoría de las FAP, pero su promedio (6.8%) resultó inferior al de esta especie; en las FAC fue mayor a la de A. cervicornis en casi todos los casos y en consecuencia su promedio general (7.5%) también.

Tejido vivo y muerto en las especies de Acropora

Al contrastar la cobertura promedio de tejido vivo de A. palmata y A. cervicornis con la cantidad estimada de sustrato compuesto por esqueletos recientes de dichos corales (Tabla 5), se aprecia que la proporción de coral muerto es muy superior al tejido vivo en las dos especies y por lo tanto hay un desbalance marcado en la relación entre las dos fracciones. En A. palmata, la proporción de cobertura con tejido muerto representó un 88% y la relación vivo: muerto fue de 1: 8. En el caso de A. cervicornis la situación resultó mucho más extrema, con una proporción de coral muerto cercana al 94% y una relación vivo: muerto de 1: 15.

Por otra parte, del área total estimada para las formaciones de A. palmata y con base en las evaluaciones de cobertura viva en los cinturones de cuadrantes, se calculó el área cubierta por tejido vivo para el PNNT en 13900 m², lo cual representa un 12% del área total de sus formaciones (Tabla 5). Respecto a A. cervicornis, su cobertura viva se estimó en 1200 m² que equivalen al 6% de la superficie ocupada por sus formaciones en el Tayrona.

Estructura de la comunidad coralina

Tanto en las FAP como en las FAC se registró la presencia de 21 especies de corales pétreos, pero menos de la mitad de ellas alcanzaron proporciones promedio mayores al 1% y constituyeron en conjunto más del 95% de la comunidad coralina (Figura 7). Diploria clivosa resultó exclusiva en las FAC, mientras que Agaricia tenuifolia y Colpophyllia natans se encontraron únicamente en las FAP. En las FAP A. palmata presentó un porcentaje promedio cercano al 60%, en tanto que en las FAC la proporción de A. cervicornis fue superior al 40%. Otra especie que presentó valores importantes de cobertura relativa en los dos tipos de formaciones fue Millepora complanata (18.9% en FAP y 24.4% en FAC). En un tercer nivel de dominancia se encontraron Siderastrea siderea (8.6%) para el caso de las FAP y A. tenuifolia (8.4%) y Diploria strigosa (6.2%) para las FAC.

Abundancia de juveniles

La densidad de juveniles de A. palmata en las FAP del PNNT tuvo un promedio de 0.70 colonias x 100 m^-2, con valores desde cero (28% de las formaciones) hasta 3.92 colonias x 100 m^-2 (Bahía de Gayraca). Por su parte, la presencia de juveniles de A. cervicornis fue muy rara, pues solo se registró en dos formaciones de Chengue y Nenguange, con densidades de 0.34 colonias x 100 m^-2 y un promedio general de apenas 0.06 colonias x 100 m^-2 (Tablas 1 y 2). La densidad de juveniles de A. palmata no estuvo correlacionada con la cobertura de los elementos mayores del sustrato, aunque se encontró una tendencia positiva pero no significativa (rs= 0.51) con la cobertura de A. palmata y negativa (rs= -0.31) con la cobertura de algas (Tabla 6). Debido a su rareza en el área, no se pudo realizar esta misma prueba para los juveniles de A. cervicornis.

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DISCUSION Y CONCLUSIONES

Garzón-Ferreira y Cano (1991) elaboraron los primeros mapas de arrecifes coralinos para todo el PNNT y, aunque no discriminaron cartográficamente las formaciones de acropóridos, presentaron datos sobre su localización y estado de conservación a fines de los años ochenta. Con base en dicha información y en observaciones complementarias, Díaz et al. (2000) publicaron mapas que registran solamente ocho parches de “Acropora palmata-Diploria strigosa” y dos de “Acropora cervicornis” en el PNNT, lo cual contrasta con las 29 formaciones de A. palmata y 12 de A. cervicornis descritas en el presente trabajo. Estas diferencias son posiblemente el resultado del distinto nivel de detalle utilizado en las dos evaluaciones y también porque las formaciones de acropóridos en estado avanzado de deterioro fueron agrupadas en otra categoría (“algas sobre escombros") por Díaz et al. (2000). En relación con otras áreas del Caribe continental colombiano, Díaz et al. (2000) documentaron formaciones dominadas por A. palmata únicamente para la Bahía de Zapsurro en el Urabá chocoano (25000 m²) e Isla Arena frente a Galerazamba (5100 m²), en tanto que no registraron formaciones vivientes de A. cervicornis para ningún otro lugar. El archipiélago oceánico de San Andrés, Providencia y Santa Catalina, que alberga la mayor parte de los arrecifes coralinos colombianos, contiene a su vez las formaciones de acropóridos más extensas (Díaz et al., 2000), con aproximadamente 14 km² de la unidad “Acropora palmata-Diploria strigosa” y 0.7 km² de la unidad “Acropora cervicornis”, pero su distribución, extensión y estado de conservación no han sido evaluados recientemente de forma detallada.

Las primeras evidencias de mortandad extensiva de acropóridos en Colombia, al igual que en muchas localidades del Gran Caribe (Bruckner, 2002), se observaron desde comienzos de los años ochentas en las Islas del Rosario, donde ya para 1983 se registraba una supervivencia de apenas el 10% en varias poblaciones de las dos especies (Garzón-Ferreira y Kielman, 1994). Para el PNNT, sin embargo, la mortandad masiva de acropóridos solo fue evidente hasta finales de los años ochentas (1988-1990), cuando se registró una pérdida general del 80% en las poblaciones de A. cervicornis y del 60% en las de A. palmata, así como la presencia de parches totalmente muertos de estas dos especies (Garzón-Ferreira y Cano, 1991). En 1985 se realizó un estudio cuantitativo de las comunidades de corales pétreos de la Bahía de Chengue (Solano, 1987), incluyendo estaciones sobre formaciones importantes de acropóridos, el cual no mencionó todavía la existencia de mortandad reciente en estos corales. Es probable entonces que los eventos que dieron origen a la pérdida masiva de las poblaciones de acropóridos en el PNNT sucedieran durante la segunda mitad de los años ochenta, muy posiblemente entre 1985 y 1988.

El presente estudio, llevado a cabo unos 15 años después del evento de mortandad, muestra que las poblaciones de acropóridos del PNNT no han podido recuperarse durante este lapso de tiempo y que, por el contrario, su condición es ahora más dramática. Las proporciones promedio de coral muerto registradas en este trabajo para A. palmata (88%) y A. cervicornis (94%) en el año 2001 son mucho mayores que las estimadas por Garzón-Ferreira y Cano (1991) a finales de los ochentas para estas mismas especies (60 y 80% respectivamente), acercándose peligrosamente al 100%, es decir a una posible eliminación local. La situación es mucho más grave para A. cervicornis, ya que la cantidad de formaciones y de área cubierta por las mismas resultó mucho menor y, además, presentó colonias vivas solamente en cuatro de las doce formaciones encontradas para un área viviente estimada de apenas 1200 m².

Las causas de que la mortalidad de los acropóridos haya seguido su progreso hasta hoy son difíciles de esclarecer sin estudios específicos, pero podrían estar relacionadas, entre otras, con la permanencia de WBD y del factor que la desencadenó, con la aparición de otras enfermedades y nuevos agentes de deterioro o con una baja capacidad de recolonización debido a que las poblaciones quedaron reducidas en extremo. En general, la WBD ha seguido siendo observada en muchos arrecifes colombianos aunque en frecuencias relativamente bajas (Díaz et al., 1995; Garzón-Ferreira et al., 2001). Para el caso particular del PNNT, Moreno-Bonilla y Valderrama (2002) registraron recientemente una incidencia de 5% de WBD en A. palmata y 20% en A. cervicornis, así como altas frecuencias de invasión por algas, daños por Stegastes planifrons y depredación por Coralliophyla en ambas especies, y la enfermedad “white pox” en A. palmata. Las bajas densidades de juveniles que se registraron en el presente estudio para las dos especies en el Tayrona (< 1 colonia x 100 m^-2) podrían interpretarse como otro signo de incapacidad actual para la recolonización a partir de la reproducción sexual, que tendría su origen en la escasez de las poblaciones adultas.

Sin embargo, la condición de estos corales en el Tayrona parece mejor que en otras áreas del Caribe colombiano, como en las islas del Rosario y de San Bernardo donde la mortalidad de las dos especies ha alcanzado niveles cercanos al 100% (Cendales et al., 2002; Garzón-Ferreira y Díaz, 2002; López-Victoria y Díaz, 2000), o en la Isla de San Andrés, donde Díaz et al. (1995) estimaron una supervivencia inferior al 1% en las poblaciones de A. cervicornis en 1992. Para el caso de las formaciones de A. palmata en San Andrés, un estudio reciente estimó para esta especie un promedio de 15% de cobertura viva y una relación tejido vivo: muerto de 1:2, sugiriendo una posible recuperación (Rueda, 2002). Sin embargo, Geister (1999) registró mortandad total de las colonias de A. palmata a partir de 1994 en una localidad de esta isla donde venía documentando su deterioro progresivo desde finales de los anos setenta. La situación de las dos especies en el Tayrona, y en Colombia en general, concuerda con el alarmante diagnóstico formulado recientemente para los acropóridos en todo el Gran Caribe (Bruckner, 2002), en el cual se registran pérdidas poblacionales del 80-98%, pocos signos de recuperación en A. palmata y ninguno en A. cervicornis y la posibilidad de extinción en una escala de tiempo ecológico (10-100 años). Un caso excepcional en Colombia son las formaciones de acropóridos de Isla Arena, que se han desarrollado en condiciones de alta turbidez y turbulencia, y que en 1996 mostraban coberturas vivas promedio de 76% para A. palmata y de 14% para A. cervicornis (Pinzón et al., 1998).

Además de la ausencia de recuperación evidente en las poblaciones de acropóridos del Tayrona, tampoco se ha presentado recolonización del espacio liberado tras la mortandad, por parte de otras especies de corales o de otros animales sésiles. Después de por lo menos 15 años, la cobertura coralina continúa siendo baja (17% en las FAP y 12% en la FAC), las algas bentónicas cubren la mayor parte del sustrato (cerca del 80 % tanto en las FAP como en las FAC) y la comunidad coralina sigue dominada ampliamente por lo que queda de las poblaciones de acropóridos (A. palmata 60 % en las FAP y A. cervicornis 41 % en las FAC). La única otra especie que aparece ahora con una cobertura relativa considerable entre los corales de los dos tipos de formaciones es M. complanata (19 % en FAP y 24 % en FAC), la cual puede haber estado ganando espacio frente a la incapacidad de recuperación de los acropóridos. Al respecto, se ha indicado que las especies de Millepora proliferan en arrecifes perturbados y que su aparente tolerancia a la depredación, a las enfermedades y a los daños físicos pueden volverlas más importantes si otros corales continúan en decadencia (Lewis, 1989). En particular, M. complanata ha sido considerada la más oportunista entre las especies del género en el Caribe, debido a su mayor tamaño, rápido crecimiento y corta vida larval (Weerdt, 1984 y 1990).

Por su parte, Aronson y Precht (2001) predicen que si las poblaciones de Acropora spp. no se recuperan, las algas continuarán dominando y se producirá un aumento de corales incubadores, en particular de los géneros Agaricia y Porites, los cuales pueden tener ventajas frente a los acropóridos que se reproducen mayormente por fragmentación asexual y por liberación de gametos al medio. En el caso de las FAC del Tayrona, A. tenuifolia se encontró en tercer lugar de abundancia (8.4 %), por lo cual es probable que también allí haya ido aumentando su dominancia frente a A. cervicornis, pero su limitada colonización podría tener relación con el hecho de que esta especie también sufrió mortandades masivas en el área durante los ochentas (Garzón-Ferreira y Cano, 1991). En las Islas del Rosario, donde la mortandad de acropóridos alcanzó casi el 100%, se ha registrado la colonización de sus escombros por parte de las algas y en segundo lugar por otros corales como A. tenuifolia, A. agaricites, Porites astreoides y Millepora spp. (Cendales et al., 2002; Navas y Moreno, 1993). La dominancia de las algas frente a los corales es una situación común en los arrecifes caribeños de hoy en día y se ha atribuido a su alta capacidad oportunista para ocupar rápidamente el espacio liberado cuando se presentan eventos de mortandad coralina, sumada a la reducción drástica del herbivorismo, principalmente por la casi desaparición de Diadema antillarum a comienzos de los años ochentas y por la sobrepesca de peces herbívoros (Aronson y Precht, 2001; Hughes, 1994).

RECOMENDACIONES

Dado el gran valor ecológico y económico reconocido para los arrecifes de acropóridos del Caribe (claves en la colonización, en la expansión del andamiaje arrecifal, en la generación de refugio para peces y otros organismos, y en la protección costera), se recomienda diseñar e implementar planes especiales de conservación, incluyendo programas más rigurosos de vigilancia y protección para las formaciones del Tayrona que presentan los mayores valores de extensión y/o cobertura viva. Dichos parches pueden representar reservas importantes para la recolonización natural, así como para futuros programas de restauración. Estos serían los parches 4P en Chengue (20423 m², 25 % vivo), 10P en Gayraca (3304 m², 26 % vivo), 8P en Gayraca (614 m², 58 % vivo) y 26P en Cinto (35855 m², 10 % vivo) para A. palmata. Respecto a A. cervicornis, teniendo en cuenta que apenas cuatro parches presentaron colonias vivas de esta especie, habría que enfocar esfuerzos especiales de conservación en todos ellos: 1C en Chengue (2732 m², 1 % vivo), 6C (8930 m², 8 % vivo), 7C(924 m², 16 % vivo) y 9C (933 m², 35 % vivo) en Nenguange.

Al mismo tiempo, es importante seguir avanzando en el conocimiento de estas especies en Tayrona, incluyendo estudios sobre su biología reproductiva, reclutamiento, efectos de los principales agentes de deterioro, fragmentación, regeneración y restauración, e implementar programas de monitoreo permanente para vigilar su estado de conservación y los procesos de cambio (deterioro o recuperación) a través del tiempo. Se recomienda igualmente llevar a cabo evaluaciones similares a las del presente trabajo en otras áreas del Caribe colombiano donde existen poblaciones de acropóridos, con el objeto de completar la información que se requiere para conocer detalladamente su estado actual y para proponer estrategias adecuadas para el manejo sostenible y la conservación de estas especies gravemente amenazadas.

AGRADECIMIENTOS

Nuestros más sinceros agradecimientos al Instituto de Investigaciones Marinas y Costeras, INVEMAR, en especial al programa Biodiversidad y Ecosistemas Marinos (BEM) y al Sistema Nacional de Monitoreo de Arrecifes Coralinos en Colombia (SIMAC), por su constante apoyo logístico. A Juan M. Díaz y Lina M. Barrios por su aporte intelectual. Al laboratorio SIG de INVEMAR, en particular a Daniel Rozo, por su ayuda en la elaboración de los mapas. Finalmente, agradecemos el apoyo brindado por COLCIENCIAS (Contrato 295-2000) y por el Grupo de Taxonomía, Sistemática y Biología Marina (GTSEM) del INVEMAR.

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FECHA DE RECEPCIÓN: 11/11/03 FECHA DE ACEPTACIÓN: 11/06/04

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